restauration des sites miniers

© Karelle Rheault, 2020

Influence du génotype du peuplier sur les communautés microbiennes de sa rhizosphère dans un contexte de

restauration des sites miniers

Mémoire

Karelle Rheault

Maîtrise en sciences forestières - avec mémoire Maître ès sciences (M. Sc.)

Québec, Canada

ii

Influence du génotype du peuplier sur les communautés microbiennes de sa rhizosphère dans un contexte de

restauration des sites miniers

Mémoire

Karelle Rheault

Sous la direction de :

Évelyne Thiffault, directrice de recherche

Armand Séguin, codirecteur de recherche

iii

Résumé

L’industrie minière au Canada contribue significativement à la prospérité et à la qualité de vie du pays. Toutefois, la législation d’autrefois n’étant pas suffisamment sévère, le Canada s’est retrouvé avec des centaines de sites miniers orphelins non restaurés. Ces sites miniers abandonnés représentent un risque environnemental majeur à cause des grandes quantités de déchets miniers exposés pouvant contaminer l’environnement par la lixiviation et l’érosion éolienne et hydrique.

Plusieurs facteurs limitent la revégétalisation naturelle de ces sites, notamment des conditions abiotiques extrêmes, une faible disponibilité en éléments nutritifs et les activités anthropiques.

Cette étude visait, dans un premier temps, à déterminer l’impact de la présence de peupliers baumiers sur les déchets miniers de deux sites miniers contrastés de la région de l’Abitibi-Témiscamingue. La végétation a amélioré les propriétés physicochimiques des déchets miniers et provoqué un changement important dans la composition des communautés bactériennes et fongiques, passant des communautés lithotrophes dominantes dans les environnements de déchets miniers sans végétation à des communautés hétérotrophes impliquées dans le cycle des éléments nutritifs avec végétation.

Dans un deuxième temps, lors d’une expérience en serre, dix génotypes de Populus

balsamifera récoltés sur ces sites miniers et en périphérie ont été cultivés dans ces

déchets miniers pendant deux saisons de croissance. Le but de cette seconde étude

était de déterminer l’effet des interactions génotype-par-environnement sur les

propriétés physicochimiques des substrats et des communautés microbiennes à

l’aide du métabarcodage. Bien que le type de substrat ait été identifié comme le

facteur principal de la diversité et de la structure du microbiome de la rhizosphère,

un effet significatif du génotype de l’arbre a également été détecté. Nos résultats

mettent en évidence l’influence du génotype du peuplier baumier sur son

environnement et l’importance potentielle de la sélection du génotype des arbres

dans le contexte de la restauration de sites miniers.

iv

Table des matières

Résumé ... iii

Table des matières ... iv

Liste des tableaux ... v

Liste des figures ... vi

Remerciements ... vii

Avant-propos ... viii

Introduction générale ... 1

1. .. Problématique ... 1

2. .. État des connaissances ... 2

2.1. L’industrie minière au Canada ... 2

2.1.1. Les sites miniers abandonnés ... 3

2.1.2. Les problèmes engendrés par l’abandon des sites miniers ... 4

2.2. Restauration par l’ajout d’un couvert végétal ... 7

2.2.1. La restauration écologique ... 7

2.2.2. Les associations plantes-microbes ... 8

2.2.3. Le choix de l’espèce végétale appropriée ... 10

2.3. Les outils de la génomique ... 13

2.4. L’importance de la génétique de l’arbre dans les interactions plantes- microbes... 14

3. .. Objectifs ... 15

4. .. Hypothèses de recherche ... 16

5. .. Méthodologie ... 18

5.1. Les sites miniers à l’étude ... 18

5.1.1. Westwood ... 19

5.1.2. La Corne Mine ... 20

5.2. Mesurer la santé des arbres ... 21

5.3. Amendement ... 22

Chapitre 1 ... 23

Plant genotype influences physicochemical properties of substrate as well as bacterial and fungal assemblages in the rhizosphere of balsam poplar ... 23

Résumé ... 23

Abstract ... 24

Introduction ... 25

Materials and methods... 27

Results ... 37

Discussion ... 51

Conclusion ... 57

Acknowledgements ... 58

Supplementary data ... 60

Conclusion générale ... 70

Bibliographie ... 79

v

Liste des tableaux

Table 1. Physicochemical properties of substrates from the field ... 37 Table 2. Physicochemical properties of substrates after the greenhouse experiment ... 45 Supplementary Table 1. Balsam poplar genotyping on a Sequenom intraspecific panel ... 60 Supplementary Table 2. Pairwise comparison between all treatments on the field for bacterial and fungal taxa abundances and fungal functions ... 61 Supplementary Table 3. Correlation between bacterial and fungal taxa abundances and physicochemical properties of substrates in field samples ... 61 Supplementary Table 4. Factorial analysis of physicochemical properties of

substrates in the greenhouse experiment ... 62 Supplementary Table 5. Other physicochemical properties of substrates after the greenhouse experiment ... 62 Supplementary Table 6. Correlation between physicochemical properties of

substrates and tree growth measurements in the greenhouse experiment ... 63 Supplementary Table 7. Pairwise comparison between genotypes in each

substrate type in the greenhouse experiment for fungal functions relative

abundances ... 64 Supplementary Table 8. Pairwise comparison between genotypes in each

substrate type in the greenhouse experiment for bacterial and fungal taxa

abundances ... 64 Supplementary Table 09. Correlation between bacterial and fungal taxa

abundances and physicochemical properties of substrates ... 64 Supplementary Table 10. Correlation between bacterial and fungal taxa

abundances in rhizosphere and tree growth measurements ... 64 Supplementary Table 11. Pairwise comparison between origins of cuttings in each substrate type in the greenhouse experiment for bacterial and fungal taxa

abundances ... 64

vi

Liste des figures

Figure 1. Alpha diversity indices of bacterial and fungal community profiles in field

samples ... 39

Figure 2. Taxonomic profiles of bacterial and fungal communities in vegetated and

non vegetated samples of waste rock from the Westwood site and tailings from the

La Corne Mine site ... 40

Figure 3. Effect of genotype and substrate type on tree growth measurements ... 43

Figure 4. Alpha diversity indices of bacterial and fungal community profiles in

greenhouse samples ... 46

Figure 5. Non-metric multidimensional scaling (NMDS) ordination of variation in

bacterial and fungal community structure of balsam poplar rhizosphere in the

greenhouse experiment ... 48

Figure 6. Taxonomic profiles of bacterial and fungal communities in treatments

from the greenhouse experiment ... 50

Supplementary Figure 1. Pictures of the Westwood site ... 65

Supplementary Figure 2. Pictures of the La Corne Mine site ... 66

Supplementary Figure 3. Non-metric multidimensional scaling (NMDS) ordination

of variation in bacterial and fungal community structure of mining substrates in the

field experiment ... 67

Supplementary Figure 4. Effect of the origin of cuttings on their growth during the

first season ... 68

Supplementary Figure 5. Non-metric multidimensional scaling (NMDS) ordination

of variation in bacterial and fungal community structure in substrates from the

greenhouse experiment ... 69

vii

Remerciements

J’aimerais d’abord remercier tous les employés du Centre de Foresterie des Laurentides (CFL) ayant contribué à la collecte des données : Éric Dussault, Marie- Claude Gros-Lois, Françoise Pelletier, Gervais Pelletier, Fanny Michaud, Marie- Josée Morency, Denis Lachance et l’équipe des Services aux projets du CFL.

Je souhaite souligner la contribution essentielle de Christine Martineau, sans qui la qualité de ce manuscrit serait largement inférieure. Merci pour tout le temps que tu m’as donné même si tu ne l’avais pas.

Un merci tout spécial à Gervais Pelletier pour ton support moral et tes blagues plates qui ont su me garder de bonne humeur malgré tout.

Merci aux Fonds de Recherche du Québec–Nature et Technologie (FRQNT) pour la bourse qui m’a permis de me consacrer à temps plein sur ma maîtrise.

Merci également à ma directrice, Évelyne Thiffault, pour son soutien chaque fois que je me trouvais « poche » et ses bons conseils pour la rédaction de mon manuscrit;

ainsi qu’à mon codirecteur, Armand Séguin, pour son accueil dans son équipe du CFL, ses nombreux conseils pour la réalisation de mes travaux et son financement supplémentaire à ma bourse.

Finalement, merci à mon cher et tendre Joan, sans qui je n’aurais jamais pu passer

au travers d’une maîtrise. Merci pour ton amour, pour ton soutien moral à tous les

jours, pour m’avoir enduré dans les moments les plus difficiles et pour ta

compréhension parce que ton doctorat à toi non plus ce n’est pas facile.

viii

Avant-propos

La première partie de ce manuscrit constitue une introduction générale à la problématique des sites miniers abandonnés au Canada et l’ampleur des problèmes environnementaux et sociaux engendrés par ceux-ci. Puis suit l’état des connaissances sur la restauration écologique de ces sites par l’ajout d’un couvert végétal et l’importance de la génomique et de la génétique dans le contexte de la revégétalisation des sites miniers. Dans le contexte de ce mémoire, la restauration de sites miniers est définie comme la reconstruction d’un écosystème par le rétablissement des services écosystémiques, c’est-à-dire la capacité de la terre à capturer et retenir des ressources fondamentales (énergie, eau, nutriments et espèces) [1]. Cette première partie se termine par un énoncé des objectifs et hypothèses ayant mené à la conception de ce projet de maîtrise, ainsi qu’une justification du choix de la méthodologie.

La deuxième partie de ce manuscrit fait l’objet d’un article scientifique rédigé en anglais. Il comporte deux volets complémentaires : une expérience de caractérisation sur le terrain ayant pour but de déterminer l’impact de la croissance de peupliers baumiers sur des déchets miniers; et une expérience en serre ayant pour but de déterminer l’influence des interactions génotype-par-environnement sur la composition du microbiome de la rhizosphère du peuplier baumier, les propriétés physicochimiques des substrats et la croissance des arbres. Cet article est en cours de correction afin d’être éventuellement soumis dans la revue scientifique Frontiers in Microbiology. La version de l’article en voie de publication différera grandement de la version intégrée ici : les résultats concernant l’expérience de caractérisation sur le terrain présenté dans ce mémoire seront exclus de la version publiée, car ce contenu n’est que contextuel dans le cadre des expériences réalisées pour mon projet de maîtrise.

Finalement, la troisième partie de ce manuscrit comporte une conclusion générale

ayant pour but de mettre en perspective les travaux réalisés au cours de mon projet

de maîtrise.

ix

Je suis première auteure de l’article intégré dans ce mémoire, car j’en ai rédigé l’entièreté et j’ai réalisé la majorité des manipulations en laboratoire et des analyses subséquentes, c’est-à-dire l’entretien des boutures en hydroponique et des arbres lors de l’expérience en serre; les extractions d’ADN et le dosage; les analyses bio- informatiques dans QIIME; et les analyses statistiques dans R Studio.

Le second auteur, Denis Lachance, a fait l’échantillonnage des substrats miniers et des boutures sur les sites miniers en Abitibi, m’a aidé à faire les extractions d’ADN de ces échantillons et m’a aidé à réaliser le dispositif expérimental en serre. La troisième auteure, Marie-Josée Morency, a préparé les librairies d’ADN et m’a montré comment faire les analyses bio-informatiques dans QIIME.

Mon codirecteur, Armand Séguin, en tant que dernier auteur, a, le premier, imaginé ce projet et en a fait la conception et m’a soutenu lors de la rédaction de l’article. Ma directrice de recherche, Évelyne Thiffault, en tant que quatrième auteure, m’a conseillé dans la rédaction de l’article.

La cinquième auteure, Marie Guittonny, nous a donné accès aux sites miniers en Abitibi et nous a guidés dans la conception du projet de recherche. La sixième auteure, Nathalie Isabel, avec son équipe, nous a permis de génotyper les échantillons de peuplier baumier récoltés sur le terrain.

La septième auteure, et non la moindre, Christine Martineau, m’a guidé dans la

conception du projet, m’a montré à faire les analyses statistiques dans R Studio, m’a

conseillé dans la rédaction de l’article et a corrigé l’article.

1

Introduction générale

1. Problématique

L’industrie minière représente une ressource économique importante pour de nombreuses régions au Canada, principalement en ce qui a trait aux exportations, à l’emploi et aux développements technologiques [2]. Elle contribue de manière significative à la prospérité et au niveau de vie du Canada; cela se fait cependant quelquefois au détriment de l’environnement. En effet, en plus de générer des quantités massives de déchets et de contaminer les territoires environnants, une fois terminées, les activités minières laissent souvent les terres en mauvais état pour un usage ultérieur [3]. Dorénavant, les lois obligent les industries minières actives au Canada à développer un plan de restauration des sites miniers avant même de commencer les travaux sur ceux-ci. Toutefois, ce n’était pas le cas il y a quelques dizaines d’années, engendrant des centaines d’infrastructures minières abandonnées [4].

Les sites miniers abandonnés et non restaurés représentent un problème environnemental important dans la mesure où ils pourraient rester non végétalisés pendant des décennies, voire des siècles. Cela représente de grandes quantités de substrats miniers contaminés, acides ou neutres, pouvant être disséminés via l’érosion éolienne et hydrique [5]. La lixiviation des métaux contenus dans ces substrats miniers peut contaminer les eaux souterraines et autres sources ou le sol.

Ainsi, le ruissellement sur les sites miniers est responsable de la contamination de l’eau potable, de l’érosion, de la corrosion d’infrastructures et d’impacts sur la croissance et la reproduction des plantes et animaux aquatiques [6].

Plusieurs facteurs limitent la revégétalisation naturelle de ces sites, notamment des

conditions abiotiques extrêmes, une faible disponibilité en éléments nutritifs et les

activités anthropiques [7, 8]. Ainsi, la biodiversité végétale et microbienne des sites

et de leurs environs s’en retrouve grandement réduite [9]. En conséquence,

plusieurs sphères de la vie des communautés environnantes s’en voient impactées

: les loisirs comme la pêche, la chasse et la récolte de fruits sauvages sont interdits

à cause de la contamination de l’eau ou du sol; et lorsque les zones de restrictions

2

ne sont pas respectées, il s’ensuit alors l’apparition de problèmes de santé chez ces communautés. Finalement, la détérioration de l’environnement constitue une pollution visuelle majeure [6, 10].

Tout cela considéré, la réglementation québécoise ordonne que la végétalisation des sites miniers soit précédée par la stabilisation chimique des rejets afin de limiter la contamination de l’environnement. En effet, selon les recommandations du Ministère de l’Énergie et des Ressources Naturelles (MERN) [11], lorsqu’il y a un risque associé aux réactions géochimiques (drainage minier acide ou neutre contaminé) il est impératif de d’abord recouvrir les déchets miniers ou de les submerger afin de limiter l’infiltration d’eau ou de réduire les flux d’oxygène dans les déchets miniers, limitant ainsi la possibilité de drainage minier. Le recouvrement doit ainsi apporter un support à la végétation et permettre sa pérennité [12], ce qui permet alors de stabiliser le dispositif, en le protégeant contre l’érosion éolienne et hydrique.

La sélection de génotypes d’arbres possédant un microbiome associé favorisant leur croissance dans les substrats miniers est une stratégie qui pourrait faciliter la restauration de ces sites. En effet, les communautés microbiennes associées au sol et aux racines peuvent modifier la façon dont les plantes réagissent aux conditions sous-optimales de leur substrat de croissance et donc fortement influer sur leur capacité à prospérer dans des conditions difficiles, telles que celles prévalant dans les environnements de substrats miniers [13–15]. La génomique peut ainsi contribuer à rendre plus efficace cette stratégie de revégétalisation en améliorant la sélection des arbres les plus compatibles et leurs microbiomes associés pour accélérer le retour des sites perturbés à un écosystème fonctionnel [16].

2. État des connaissances

2.1. L’industrie minière au Canada

Selon l’Association minière du Canada [2], le Canada est l’un des plus grands pays

miniers au monde, avec plus de 1100 mines produisant plus de 60 métaux et

minéraux à l’échelle nationale. À l’échelle mondiale, le Canada se classe parmi les

cinq principaux producteurs de 16 métaux et minéraux importants. Les industries

3

minières et métallurgiques font partie des industries canadiennes les plus productives. En 2017, leur contribution directe ou indirecte au produit intérieur brut du Canada s’élevait à 97 milliards de dollars et 19% des exportations canadiennes.

La même année, elles ont généré 634 000 emplois (426 000 emplois directs) dans les régions urbaines, rurales et éloignées du pays. Toutes proportions gardées, l’industrie minière est aussi celle qui emploie le plus grand nombre d’Autochtones canadiens dans le secteur privé; elle leur a fourni plus de 16 500 emplois en 2017.

Bien que l’industrie minière ait largement contribué au développement économique, à la prospérité et au niveau de vie du Canada, son empreinte environnementale est cependant considérable.

La grande majorité des mines au Canada, ainsi que dans le reste du monde, sont des mines de surface ou à ciel ouvert. Celles-ci génèrent jusqu’à dix fois plus de déchets que les mines souterraines en raison de leur taille, de la nature des gisements et des processus d’extraction requis. Ainsi, l’industrie minière canadienne produit plus de 1 milliard de tonnes de déchets par année sous forme de résidus miniers, de stériles, de morts-terrains et de tas de sols meubles [2, 3]. Les entreprises minières en opération doivent cependant respecter les normes environnementales et, de ce fait, le rejet de contaminants dans l’environnement est strictement contrôlé. Néanmoins, ces déchets de l’exploitation minière, souvent contaminés par des métaux, peuvent avoir plusieurs conséquences sur les sites miniers et leurs alentours par la contamination de l’eau et du sol par le drainage minier acide (DMA) ou neutre contaminé (DNC) ainsi que la dégradation du paysage par l’érosion éolienne et hydrique [4].

2.1.1. Les sites miniers abandonnés

Dans un premier temps, il est utile de définir ce qu’est un site abandonné. Il s’agit

d’un site sans propriétaire et laissé à l’abandon. Toutes les composantes d’une mine

peuvent constituer un site minier abandonné, comme le puits, la rampe ou les aires

d’entreposage. Bussière et al. [4] les définissent comme suit : « Un site minier est

considéré abandonné si on ne peut identifier de propriétaire solvable (autre que le

gouvernement) pour les installations de la mine, ou encore si les installations ont été

rétrocédées à la Couronne ».

4

Avant la première législation dans les années 1970, les plans de fermeture de mines n’étaient pas nécessaires, et les déchets miniers étaient généralement stockés sur des dépotoirs de résidus et de stériles miniers peu sécuritaires d’un point de vue environnemental. Au Québec, depuis 1995, le Ministère de l’Énergie et des Ressources naturelles (MERN) exige que les mines modernes incluent un plan de fermeture dans les coûts de leurs activités (articles 232.1 à 232.10 de la législation minière du Québec). Par exemple, en plus de soumettre un plan de fermeture avant les débuts des activités minières, les compagnies minières doivent déposer une garantie financière couvrant 100% des coûts de réhabilitation estimés [17].

La région de l’Abitibi-Témiscamingue est reconnue pour son exploitation minière. Un problème provenant de cette grande exploitation est le grand nombre de sites orphelins nécessitant une intervention humaine pour accélérer le rétablissement de la végétation. En effet, selon un récent recensement du MERN, on retrouve, au Québec, 223 sites d’exploration minière, 221 sites d’exploitation minière et 8 carrières et sablières abandonnés; une centaine de sites d’exploitation minière sont orphelins dans la région de l’Abitibi-Témiscamingue seulement. D’autre part, les sites nécessitant actuellement une restauration dans cette région sont abandonnés, en moyenne, depuis plus de 50 ans [18]. L’établissement naturel de la végétation sur ces sols pratiquement stériles étant difficile, il peut prendre jusqu’à plusieurs centaines d’années [19]. C’est pourquoi une intervention humaine est nécessaire afin de restaurer ces sites.

2.1.2. Les problèmes engendrés par l’abandon des sites miniers 2.1.2.1. Contamination au cyanure

Plusieurs métaux, comme le zinc, le nickel, l’or et l’argent, sont extraits des minerais

par la mise en solution de sels de cyanures de métaux alcalins, puisque l’or ne peut

devenir hydrosoluble qu’en présence d’un oxydant fort et d’un agent complexant

comme le cyanure. Bien qu’ils soient extrêmement toxiques, les cyanures sont

utilisés depuis une centaine d’années pour la lixiviation de minerais de métaux

précieux, principalement en raison de leurs hautes efficacité et sélectivité. Ne pas

utiliser de cyanures signifierait essentiellement la fin de la production d’or primaire

puisque plus de 90% de la production de l’or se fait par l’application de cyanures. Il

5

y a eu de nombreuses tentatives afin de développer des procédés de lixiviation alternatifs, mais aucun n’a pu être appliqué avec succès dans une opération à grande échelle [20].

L’impact des cyanures sur l’environnement est important puisqu’il s’agit d’une substance toxique pouvant être létale pour les poissons, les animaux et les humains lorsqu’ingéré en quantités suffisantes. Toutefois, les cas de contamination des eaux ou du sol au cyanure sont rares dans le contexte minier et relèvent principalement d’accidents majeurs comme les déversements lors du transport ou de la manutention, l’éclatement de canalisations contenant des solutions de cyanure, le débordement de barrages et la défaillance de digues de retenue [8].

2.1.2.2. Drainage minier acide ou neutre

On peut définir le drainage minier (qui peut être acide ou neutre), comme étant le résultat de la circulation de l’eau tant de surface que souterraine à travers les composantes d’un site minier (parcs à résidus, haldes à stériles, galeries de mine, etc.) [4].

Dans le cas du drainage minier acide (DMA), c’est l’excavation et l’exposition de minéraux sulfurés, tels que la pyrite et la pyrrhotite, à l’oxygène atmosphérique et à l’eau qui déclenche la formation d’acide sulfurique, susceptible de réduire considérablement le pH du sol (FeS

+ 7/2O

+ H

O = Fe

+ 2SO

+ 2H

) [21].

Ainsi, la forte acidité du sol peut entraîner la mobilisation de divers métaux lourds (e.g. Fe, Al, Mn, Zn, Cu, Cd, Hg, Pb, Co, Ni, Ta, As) à des concentrations toxiques ce qui peut affecter sérieusement les écosystèmes qui reçoivent les effluents contaminés.

L’oxydation de la pyrite est une réaction chimique spontanée, mais extrêmement

lente étant donné l’absence de catalyseur. Ainsi, un autre facteur important dans la

production de DMA est la présence de bactéries, qui accélèrent les mécanismes de

génération d’acide. Par exemple, Acidithiobacillus ferrooxidans a la capacité de

catalyser cette réaction d’oxydation, ce qui représente une accélération de la

réaction par un facteur de 10

à 10

[4].

6

Des mesures de contrôle et de restauration appropriées doivent être appliquées aux installations de stockage des déchets des nouvelles mines. Au cours des dernières années, diverses techniques ont été développées et mises en œuvre au Canada pour limiter le DMA et atténuer ses impacts environnementaux. Habituellement, ces techniques visent à éliminer un ou plusieurs des trois principaux réactifs dans les réactions d’oxydation conduisant à la production d’acide: l’oxygène, l’eau et les minéraux sulfurés [22]. Les techniques développées sont particulièrement efficaces pour les sites en opération; cependant, lorsque les rejets miniers ont été exposés pendant plusieurs années aux conditions naturelles environnantes, ces techniques ne permettent pas toujours d’atteindre les objectifs environnementaux visés. En effet, il existe des différences importantes entre les sites miniers récents et les sites miniers abandonnés concernant la restauration des aires d’entreposage des rejets à cause de la production d’acide par l’oxydation de la pyrite (FeS

), puisqu’il s’agit d’une réaction spontanée, mais extrêmement lente. Ainsi, contrairement aux nouveaux sites, l’eau interstitielle dans les anciens sites peut atteindre des pH inférieurs à 4 et des teneurs très élevées en sulfates, en fer ferreux et en métaux, pouvant entraîner une oxydation indirecte additionnelle des minéraux sulfureux [4].

De ce fait, dans un contexte de restauration, les réactions d’oxydation peuvent se poursuivre pendant longtemps, même si on limite l’apport en oxygène. Pour réduire les effets de l’oxydation indirecte, il est donc essentiel d’ajouter des matériaux alcalins aux substrats miniers avant la mise en place d’un recouvrement végétal [23], d’autant plus que l’acidité du sol est en elle-même toxique pour les plantes; en outre, un pH faible mobilise des métaux qui, en trop forte concentration, deviennent eux aussi toxiques [24]. L’objectif de l’ajout de matériaux alcalins est de faire précipiter le fer pour permettre de réduire l’oxydation indirecte dans les eaux interstitielles des rejets, une approche qui a d’ailleurs été utilisée avec succès auparavant [25].

La restauration des sites générant du DMA comporte également d’autres aspects

qui complètent les principaux éléments du plan de fermeture. Par exemple,

l’établissement de végétation à la surface du site est souvent nécessaire pour lutter

contre l’érosion et est parfois une exigence incluse dans la réglementation. Dans ce

cas, l’effet de la végétation sur les méthodes de contrôle du DMA doit être

7

soigneusement évalué et surveillé de près pendant plusieurs années suivant la fermeture du site, puisque, comme il a été mentionné précédemment, les réactions d’oxydation peuvent se poursuivre pendant longtemps [4].

Tout comme le DMA, le drainage minier neutre contaminé (DNC) peut entraîner la solubilisation de métaux lourds dans les conditions d’oxydoréduction appropriées, mais avec un pH non acide des eaux de drainage. Malgré qu’ils soient peu étudiés, les cas de DNC démontrent qu’ils ont un potentiel de contamination équivalent au DMA [26].

2.1.2.3. Biodiversité en contexte minier

Une conséquence importante de l’exploitation minière est l’observation d’une baisse de la biodiversité végétale et microbienne des sites miniers orphelins par rapport aux sites naturels environnants. L’établissement naturel de la végétation sur les substrats miniers est difficile, car ils sont caractérisés par une structure physique et une hydrologie déficientes, une géochimie instable et des conditions chimiques potentiellement toxiques [7]. Ils peuvent aussi contenir des niveaux de sels, d’acidité et de métaux lourds potentiellement phytotoxiques. De plus, ils contiennent peu ou pas de matière organique et de nutriments. De manière interactive, l’absence d’éléments nutritifs, la faible capacité de rétention d’eau et la densité apparente élevée des substrats miniers réduisent la germination des graines et la croissance de plantules qui jouent un rôle important dans la restauration des substrats miniers.

En outre, l’érosion hydrique et la dispersion éolienne des substrats miniers entraînent la contamination des écosystèmes adjacents [8]. En conséquence, la faible biodiversité végétale qui en résulte altère la performance de l’écosystème [9].

De même, la diminution de la biodiversité et de la richesse microbienne de la rhizosphère est directement liée à la détérioration de la productivité et de la stabilité de la plante, avec un effet croissant au fil du temps, suivant un stress abiotique ou biotique [27, 28].

2.2. Restauration par l’ajout d’un couvert végétal 2.2.1. La restauration écologique

La restauration écologique est le processus de récupération des services

écosystémiques, c’est-à-dire des groupes fonctionnels et des réseaux trophiques

8

d’un écosystème. En contexte minier, elle peut être atteinte par l’ajout d’un couvert végétal adapté aux conditions environnementales du site à restaurer. Cette méthode implique l’utilisation de plantes et de leurs microorganismes associés pour stabiliser un milieu perturbé. Par exemple, Valentín-Vargas et al. [29] ont constaté que la croissance des plantes sur un substrat minier acidogène empêchait une diminution extrême du pH en réduisant la génération d’acide par l’oxydation de la pyrite.

Bien que la nature et la composition des déchets miniers en fassent des substrats difficiles pour la croissance des plantes, la revégétalisation est essentielle pour améliorer la structure, la qualité et la fertilité des sols : les plantes stimulent la croissance et le maintien des communautés microbiennes du sol, entraînant une décontamination continue du sol en ce qui concerne les contaminants organiques, une amélioration de la qualité physicochimique du sol et la restauration des services écosystémiques [30]. Il en résulte une hausse de l’émergence de nouvelles plantules [31], menant au rétablissement d’un couvert végétal, ce qui permet d’augmenter la rétention de l’eau et la teneur en matière organique du sol, contribuant ainsi à la stabilité du sol et un retour vers un écosystème fonctionnel [32]. Un avantage supplémentaire du couvert végétal est qu’il forme une barrière biologique, empêchant la propagation de contaminants via l’érosion éolienne et hydrique, par la rétention de l’eau et de l’air, mais aussi par la transpiration des plantes [30, 33].

La restauration écologique par l’ajout d’un couvert végétal ne nécessite que peu ou pas d’apport de nutriments et peut stabiliser, éliminer ou même séquestrer de nombreux contaminants comme les composés métalliques et organiques [34].

Conséquemment, cette méthode gagne rapidement en popularité en tant qu’alternative esthétique et rentable aux pratiques de restauration minière classiques telles que le recouvrement, l’excavation et la stabilisation chimique, d’autant plus que ces dernières sont parfois coûteuses et inefficaces [30].

2.2.2. Les associations plantes-microbes

Dans la nature, les plantes hébergent une grande diversité de microorganismes.

L’ensemble des génomes leur appartenant est qualifié de microbiome. Le

microbiome racinaire peut se diviser en deux sections importantes : la rhizosphère,

9

définie comme la zone du sol entourant les racines et étant influencée par celles-ci;

et l’endosphère, composée des microorganismes contenus à l’intérieur des racines [35]. La phytopathologie révèle que de nombreux microorganismes sont néfastes pour les plantes, entraînant des pertes alimentaires et environnementales importantes. Cependant, la majorité des microorganismes associés aux plantes sont plutôt bénéfiques [36]. En effet, les microorganismes peuvent réguler la productivité des plantes et leur résistance aux stress, en particulier dans les écosystèmes pauvres en éléments nutritifs. Les symbiotes bactériens et fongiques des racines des plantes promeuvent la croissance de leur hôte par de nombreux mécanismes : la production d’hormones comme les auxines, les cytokinines et les gibbérellines; la suppression de la production des molécules de stress (éthylène) par l’activité désaminase de l’acide 1-aminocyclopropane-1-carboxylique (ACC); la fixation de l’azote; la solubilisation de nutriments non disponibles comme le phosphore ou d’autres minéraux essentiels; la protection contre des microorganismes pathogènes par la production d’enzymes hydrolytiques ou antibiotiques et l’induction des mécanismes de défense de la plante par l’inhibition de la production d’enzymes ou de toxines bactériennes [13, 14]; et les mycorhizes permettent d’accroître la résistance à la sécheresse en augmentant les apports en eau en étendant leurs hyphes [15]. De plus, les microorganismes du sol jouent un rôle essentiel dans le cycle des nutriments, comme l’azote, le phosphore, le soufre et le carbone, et la formation des sols. Par exemple, les bactéries fixatrices d’azote et les ectomycorhizes comptent pour approximativement 80% de l’azote et jusqu’à 75%

du phosphore acquis par les plantes annuellement, dans les forêts boréales et tempérées [37].

Les communautés microbiennes du sol sont ainsi de plus en plus reconnues comme

les instigateurs du rétablissement des fonctions écosystémiques nécessaires à la

restauration des sites perturbés [38]. L’objectif de l’implantation de la végétation pour

restaurer les sites miniers est de modifier la structure des communautés

microbiennes, en diminuant la présence des lithotrophes potentiellement

acidogènes, qui sont les microorganismes dominants dans les déchets miniers, au

profit de communautés hétérotrophes, qu’on retrouve dans les sols forestiers en

10

santé [39]. L’augmentation de la décomposition de la matière organique par les microorganismes hétérotrophes entraîne une accélération du cycle des éléments nutritifs et de la minéralisation, libérant des éléments essentiels pour la croissance des plantes et rehaussant la capacité d’échange cationique des sols ainsi que la demande biologique en oxygène (DBO), par conséquent limitant l’apport d’oxygène dans les déchets miniers [40, 41]. Dans un contexte de phytoremédiation, les microorganismes du sol peuvent aussi produire des sidérophores qui permettent aux plantes de séquestrer les métaux lourds ou simplement de les immobiliser dans le sol [42].

2.2.3. Le choix de l’espèce végétale appropriée

Un choix inapproprié des espèces de plantes est sans aucun doute une des raisons les plus fréquentes d’échec de la restauration. En général, les plantes choisies sont des espèces indigènes, métallophytiques (tolérantes au métal), vivaces, robustes et profondément enracinées avec un système racinaire étendu et une grande canopée ou couverture végétale. En outre, l’utilisation de plantes résistantes à la sécheresse, en particulier dans les sols à faible capacité de rétention d’eau, tels que les grands tas de stériles miniers, peut considérablement favoriser la réussite de l’établissement des plantes [5].

De ce fait, la sélection d’espèces végétales pionnières et indigènes de la zone

géographique dans laquelle se trouve le site minier joue un rôle majeur dans la

réussite de la revégétalisation des sols miniers, car ces plantes possèdent déjà les

mécanismes de survie nécessaires aux conditions climatiques [5, 32, 43–45]. Ainsi,

l’introduction de végétaux de première succession écologique, c’est-à-dire des

pionniers, devrait permettre à l’écosystème de se rétablir principalement par

succession naturelle. Cette technique a l’avantage de nécessiter peu ou pas de

mesures de restaurations actives. En cas de conditions environnementales difficiles,

comme c’est le cas pour la plupart des sites miniers, la restauration écologique par

l’introduction de végétaux pionniers est une stratégie qui permet d’accélérer le retour

à l’écosystème initial étant donné qu’elle offre les meilleures conditions pour la

recolonisation des sites [46, 47]. Par ailleurs, l’utilisation d’espèces végétales

indigènes permet de rétablir au mieux les écosystèmes comme ils l’étaient

11

auparavant, étant donné que ces espèces ne représentent pas une menace pour la diversité végétale naturelle par leur potentiel d’envahissement. Ainsi, les espèces végétales les plus efficaces, les plus abordables et qui conviennent le mieux à la restauration écologique peuvent facilement être sélectionnées en examinant les espèces végétales se développant dans la zone minière.

Finalement, si les objectifs à long terme du projet de restauration écologique sont la persistance et l’autosuffisance, les espèces végétales choisies devraient être pérennes plutôt qu’annuelles : alors que les herbacées fournissent une couverture végétale rapide et que, à court terme, protègent de l’érosion mieux que les arbres et arbustes, ces derniers établissent un réseau de racines profondes et un couvert forestier étendu, prévenant ainsi de l’érosion à long terme [5]. Par ailleurs, la plantation d’arbres aurait des effets majeurs sur le sol, car ceux-ci réduisent le temps de récupération en raison de leur influence importante sur les propriétés physicochimiques du sol, le cycle des éléments nutritifs et la microflore, et donc la fertilité et l’aération du sol. La forte absorption hydraulique par les arbres (comparée aux herbacées et aux arbustes), via la transpiration, est connue pour atténuer la migration des contaminants dans les eaux souterraines [48].

Les plantes ligneuses ayant été largement utilisées dans les pratiques de végétalisation de sols reconstitués incluent le peuplier (Populus balsamifera, Populus tremuloides), l’épinette (Picea glauca, Picea mariana), le pin (Pinus banksiana), le saule (Salix geyeriana, Salix monticola) et certaines plantes actinorhiziennes (Elaeagnus commutata, Shepherdia Canadensis), entre autres de nombreuses espèces d’aulnes (Alnus viridis ssp. crispa, Alnus incana ssp. rugosa, Alnus glutinosa) [49–51].

2.2.3.1. Le peuplier baumier, une espèce pionnière indigène

Populus balsamifera L. est une espèce de plante ligneuse omniprésente et répandue

en Amérique du Nord. Il occupe le plus souvent les vallées fluviales et toute basse

terre riche et humide. Dans les habitats dominés par P. balsamifera, la communauté

est souvent composée de plusieurs autres espèces végétales telles que l’aulne, le

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saule, le sapin baumier, l’épinette noire, l’épinette blanche, le bouleau à papier et d’autres essences de la forêt boréale [52].

Le peuplier est considéré comme une des espèces clés dans les écosystèmes forestiers naturels au Canada; il croît rapidement et dispose d’un réseau racinaire important à la suite de son établissement sur un site [53, 54]. Il est aussi reconnu pour faciliter et accélérer le cycle des éléments nutritifs, favoriser la fertilité du sol et, ainsi, la croissance des espèces secondaires [55]. Par ailleurs, l’intérêt pour les peupliers provient du fait qu’ils sont simples à manipuler, qu’ils ont une croissance rapide et qu’ils peuvent être propagés végétativement, d’autant plus qu’il est facile d’étudier leur génétique puisque le génome du Populus trichocarpa a été entièrement séquencé [56]. Finalement, plusieurs peupliers sont déjà adaptés aux zones ripariennes de même qu’aux sols sableux contenant peu de nutriments [57].

2.2.3.2. Ses endophytes bactériens et fongiques

Le peuplier est l’une des rares plantes colonisées à la fois par les champignons endo et ectomycorhiziens, ce qui en fait un modèle unique pour l’étude des interactions entre plantes et microorganismes [58]. Cette association avec les mycorhizes permet à ces plantes de proliférer dans des environnements hautement contaminés et pauvres en nutriments [59]. En effet, l’association symbiotique entre les champignons et les racines des plantes facilite l’échange de nutriments avec les plantes hôtes en échange de carbone, principalement sous forme de glucides et d’acides organiques. Malgré le fait qu’il s’agisse d’une perte importante en carbone pour les plantes, la symbiose mycorhizienne semble très importante puisqu’environ 80 à 90% des plantes terrestres sont mycorhizées [60]. L’association des peupliers avec les champignons ectomycorhiziens (ECM) et les mycorhizes arbusculaires (MA), combinée au fait que ces plantes sont indigènes partout au Canada, en fait des candidats très aptes à la restauration écologique des déchets miniers.

Les conditions environnementales des déchets miniers peuvent se comparer aux

conditions naturelles présentes après le retrait de la glaciation [61, 62]. Pourtant, au

fil du temps, de nombreuses espèces colonisent ces environnements hostiles où la

matière organique est presque inexistante [63]. Jumpponen et al. [64] ont étudié

13

l’apparition d’ECM, les premiers champignons mycorhiziens présents en succession primaire [65], à la pointe d’un glacier en recul. Ils ont découvert que les plantes pionnières ne pouvaient survivre et croître qu’en association avec des ECM. En augmentant la surface d’absorption de leurs hôtes – les champignons ayant la capacité d’augmenter l’absorption d’eau et d’extraire des formes insolubles de nutriments autrement inaccessibles pour l’hôte –, les associations mycorhiziennes ont un potentiel énorme pour la restauration des sites miniers, bien que certaines espèces et souches soient sans doute mieux adaptées que d’autres aux conditions extrêmes des sites miniers [66].

Comme les mycorhizes, l’inoculation de racines de plantes avec des rhizobactéries induisant la croissance des plantes (plant growth promoting rhizobacteria, PGPR) permet d’améliorer la santé des arbres, comme il a été largement discuté précédemment. Ces rhizobactéries appartiennent à différents genres, notamment Acetobacter, Agrobacterium, Bacillus, Burkholderia, Mycobacterium, Pseudomonas, Rhizobium, Sphingomonas et Staphylococcus (revue dans [67–70]). Par exemple, une espèce de Pseudomonas a été identifiée comme étant des bactéries auxiliaires des mycorhizes lors de la colonisation de racines de peupliers par le champignon ectomycorhizien Populus-Laccaria bicolor [71].

De nombreuses études ont démontré que les peupliers sont propices à la restauration des habitats forestiers, sur des terres agricoles abandonnées [72], tout comme en contexte minier [73]. D’autre part, le microbiome racinaire du peuplier suscite une attention particulière de la communauté scientifique en raison de son rôle dans la phytoremédiation de produits chimiques industriels [74] et de métaux lourds [75].

2.3. Les outils de la génomique

Environ 60% de la biomasse terrestre est microbienne; encore une trop grande

partie de ces microorganismes sont difficilement cultivables avec les méthodes

actuelles [76]. Puisque peu de microorganismes peuvent être cultivés, les

technologies dites « omiques », notamment la génomique, la protéomique et la

métabolomique, sont devenues des outils de plus en plus importants pour faire

14

avancer la recherche en fournissant un meilleur moyen d’évaluer la composition, la structure et le fonctionnement des communautés microbiennes [77]. Ainsi, en ciblant des régions d’ADN hautement conservées chez les bactéries (régions géniques d’ARNr 16S) et les mycètes (régions internes d’espaceur transcrit, ITS), présentant une spécificité quasi universelle, les technologies de la métagénomique et du séquençage de prochaine génération (NGS) permettent d’accéder directement aux gènes d’organismes difficiles à étudier, notamment dans des d’environnements complexes comme la rhizosphère des plantes [78].

Par ailleurs, les méthodes de séquençage de nouvelle génération ont considérablement amélioré notre compréhension de la diversité génomique dans les environnements naturels ainsi que les interrelations entre espèces microbiennes et les facteurs environnementaux qui les façonnent, tels que le pH du sol, sa texture et la teneur en éléments nutritifs [78]. Tout cela considéré, les outils de la génomique fournissent des informations sans précédent sur la structure de la communauté, la phylogénie et la taxonomie par rapport aux méthodes traditionnelles moléculaires non basées sur les séquences.

2.4. L’importance de la génétique de l’arbre dans les interactions plantes- microbes

De nombreux échanges génétiques se produisent entre les végétaux d’une même espèce, ce qui peut mener à une variabilité génétique élevée, même sur un territoire restreint. Chez les espèces du genre Populus les barrières reproductives sont particulièrement faibles, ce qui lui permet d’avoir une diversité génétique très grande grâce à leur capacité d’hybridation interespèces [79].

Dès lors, nous pourrions présumer que cette diversité génétique mène à une

différence dans le recrutement du microbiome racinaire du peuplier. En effet, les

végétaux co-évoluent avec les microorganismes de leur rhizosphère afin d’attirer

spécifiquement ceux qui favorisent leur développement [80, 81]. Par exemple,

Rudrappa et al. [82] ont montré que des exsudats racinaires spécifiques peuvent

attirer des microorganismes spécifiques. Aussi, il a été suggéré que les plantes

modulent le comportement de leur microbiome en leur faveur par la sécrétion de

composés volatils et autres métabolites [83]. Ce concept de coévolution repose sur

15

le fait que les plantes fournissent des conditions favorables aux microorganismes de leur rhizosphère et en contrepartie ces derniers promeuvent la croissance de leur hôte, comme il a largement été discuté précédemment. Ainsi, des profils d’exsudats uniques résultent en une sélection préférentielle de partenaires microbiens et la formation d’une « rhizosphère biaisée » [84].

Ainsi, la génétique d’une plante a un effet sur la composition de son microbiome, dans toutes ses niches, des racines à la canopée [35, 85]. À l’échelle de l’espèce, l’effet de la génétique de l’hôte sur la composition de son microbiome a été largement étudié chez plusieurs essences d’arbres, incluant le peuplier [86–88]

Toutefois, à l’échelle du génotype, le degré de spécificité du microbiome est encore peu étudié chez les peupliers [89].

3. Objectifs

L’objectif principal de ce projet est de déterminer l’impact des interactions entre le génotype de l’arbre et son environnement sur la composition du microbiome de la rhizosphère, sur la croissance de l’arbre et sur les propriétés physicochimiques du substrat. Cet objectif sera abordé en répondant aux objectifs spécifiques suivants :

1) Déterminer si le peuplier baumier est un bon candidat pour la restauration écologique de sites miniers, en comparant les propriétés physicochimiques et les communautés microbiennes des déchets miniers avant et après la croissance des arbres ;

2) À l’aide des outils de la génomique, déterminer comment le génotype de l’arbre, le type de substrat et l’interaction de ces facteurs influencent la diversité, la structure et la composition microbienne de la rhizosphère ; 3) Mesurer la corrélation entre la croissance des arbres et la qualité du substrat

telle que décrite par la composition de la rhizosphère et ses propriétés physicochimiques ;

4) Identifier des génotypes de peuplier baumier pouvant être utilisés dans un

contexte de restauration de sites miniers.

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Pour ce faire, nous avons sélectionné deux sites miniers ayant des propriétés physicochimiques contrastantes sur lesquels des peupliers baumiers se sont naturellement établis. Nous avons d’abord évalué l’effet de la végétation sur les propriétés des déchets miniers et la diversité et la composition des microorganismes. Ensuite, lors d’une expérience en serre, nous avons confronté dix génotypes de peupliers baumiers récoltés sur les sites miniers et en forêt naturelle à ces deux déchets miniers contrastés, et avons étudié les effets des interactions génotypes-par-environnement sur la dynamique des communautés microbiennes en utilisant une approche de métabarcodage.

4. Hypothèses de recherche

4.1. La végétation améliore les propriétés physicochimiques du substrat et induit des changements dans la composition du microbiome souterrain.

Les associations plante-microorganismes sont une composante essentielle d’un écosystème autonome puisqu’elles peuvent stimuler le cycle des nutriments, restaurer les fonctions écosystémiques et contribuer à améliorer la structure du sol.

L’exploitation de ces interactions peut considérablement améliorer le succès de la restauration, entre autres grâce à l’amélioration des propriétés du substrat [90]. En effet, certains microorganismes permettent de neutraliser le pH du sol ou d’apporter des nutriments essentiels, d’autres métabolisent les composés organiques complexes et finalement certains séquestrent les contaminants ou permettent aux plantes de les séquestrer [34]. Ainsi, il sera possible d’observer sur le terrain que la croissance des peupliers baumiers (1) cause un changement important dans la composition des communautés bactériennes et fongiques, passant de communautés lithotrophes dominantes dans les environnements de déchets miniers à des communautés hétérotrophes impliquées dans le cycle des éléments nutritifs ; (2) apporte du carbone et des nutriments (N, K, P, Ca and Mg); et (3) améliore le pH des déchets miniers, le ramenant plus près d’un pH légèrement acide.

4.2. Il existe des facteurs génétiques chez l’arbre qui permettent le recrutement d’un microbiome spécifique.

Les influences de l’hôte sur l’assemblage du microbiome sont complexes, mais elles

pourraient être principalement dues à des facteurs affectant les propriétés du

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substrat comme la production d’exsudats racinaires [13]. Ces derniers influencent la composition des communautés microbiennes de la rhizosphère, permettant une dynamique évolutive au cours du développement de la plante [91]. De ce fait, plusieurs études ont démontré que le génotype de la plante hôte peut avoir un effet significatif sur la composition et la structure des communautés bactériennes et fongiques de la rhizosphère, entre autres par la variation dans le profil d’exsudats racinaires [89, 92, 93]. Tout cela suggère donc que le génotype de l’arbre pourrait affecter le recrutement de microorganismes spécifiques. Ceux-ci ayant une grande influence sur la croissance des plantes, comme il a été décrit dans la section 2.2.2., ils peuvent entraîner des différences de croissance, mesurables par la corrélation entre la composition du microbiome de la rhizosphère et la croissance des arbres.

4.3. Les propriétés physicochimiques du substrat ont un impact significatif sur le microbiome.

De très nombreux facteurs environnementaux influencent la composition de la rhizosphère, dont les propriétés physicochimiques, particulièrement le pH, l’hydrologie et la structure du substrat, la présence de contaminants (métaux lourds, hydrocarbures, etc.) et les saisons, ainsi que leur effet combiné. Les facteurs les plus influents sont les saisons et les propriétés physicochimiques du substrat [35, 94]. Dans le cadre de cette étude, ce dernier facteur devrait donc vraisemblablement avoir un effet plus important que celui du génotype des arbres.

4.4. Le génotype de l’arbre affecte les propriétés physicochimiques du substrat.

L’effet du génotype de l’arbre sur les propriétés physicochimiques de son substrat

peut être dû à plusieurs facteurs : comme une différence dans le recrutement de leur

microbiome, puisque les microorganismes du sol ont un impact important sur les

cycles des éléments nutritifs [37]; dans leur capacité à produire une plus grande

biomasse racinaire [95]; ou par la sécrétion d’exsudats racinaires [96]. Il sera donc

possible d’observer un effet significatif des génotypes sur les propriétés

physicochimiques des substrats miniers en serre et cet effet pourrait être corrélé

avec la prévalence de certains taxa bactériens ou fongiques.

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5. Méthodologie

5.1. Les sites miniers à l’étude

Bien que les communautés microbiennes responsables du DMA aient été largement étudiées en raison des conditions de pH extrêmes (pH < 3,0) et des concentrations élevées de métaux lourds, la structure et le fonctionnement de ces communautés microbiennes ne sont pas encore bien comprises [97]. Par ailleurs, on en sait encore moins sur les communautés microbiennes dans les environnements de mines neutres à alcalins (pH 5,5 à 8,5), notamment les amas de stériles et les résidus causant le DNC [98]. C’est pourquoi nous avons sélectionné les sites suivants pour cette étude: le site Westwood, une ancienne mine d’or de nouveau en fonction, contenant de grandes piles de stériles miniers acidogènes riches en pyrite étant accumulées là depuis une cinquantaine d’années; et le site La Corne Mine, une ancienne mine de molybdène et de bismuth, contenant des résidus miniers neutres.

Au cours de cette étude, deux types de déchets miniers seront échantillonnés : les stériles acides de Westwood et les résidus miniers neutres de La Corne Mine.

Toutefois, les substrats miniers peuvent avoir plusieurs sources: l’extraction du mort- terrain et des stériles et le traitement du minerai. Le mort-terrain et les stériles sont laissés à l’air libre. Le mort-terrain inclut les matériaux meubles, organiques et minéraux, en surface. Elle est souvent conservée pour recouvrir le site après fermeture [22]. Les stériles (waste rock en anglais) correspondent à la couche qui entoure le gisement. Ce terme est utilisé dans l’exploitation minière pour désigner un sol ou une roche qui ne contient aucune matière utile [99]. Les déchets provenant du traitement du minerai (tailings en anglais) sont gardés dans des bassins à résidus pour prévenir l’oxydation, ou ils peuvent être disposés dans des fosses ouvertes avec des pentes stables pour contrôler la migration des contaminants [22]. Les bassins à résidus sont souvent une source de contamination pour les eaux environnantes, car ces bassins peuvent contenir des métaux lourds polluants (e.g.

Cu, As, Fe, Zn, Pb, etc.), du cyanure à des concentrations élevées dans le cas des

résidus provenant de l’extraction de l’or, et ils peuvent produire du DMA ou du DNC

en présence de minéraux sulfureux [100].

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Sur les sites sélectionnés, la végétation se fait très rare. En bordure des sites se trouvent des arbres matures, mais plus on avance vers le centre des sites, la végétation n’est alors composée que de petits arbres et arbustes. Les conditions de croissance hostiles des substrats en sont une cause, mais aussi les perturbations anthropiques. En effet, même une faible perturbation anthropique est suffisante pour empêcher la croissance végétale sur les sites miniers [101]. Le site de Westwood étant à nouveau en fonction, de nombreuses perturbations anthropiques s’y produisent, comme le déplacement des véhicules et des gens. Sur le site de La Corne Mine, malgré le fait que l’accès soit interdit puisqu’il s’agit d’une propriété privée, le site est souvent utilisé par le public de manière récréative, comme en témoignent les traces abondantes de pistes de motoneige en hiver et de véhicule tout terrain en été.

5.1.1. Westwood

Le site Westwood appartient à IAMGOLD Corporation [102]. Il est situé à peu près à mi-chemin entre les villes de Malartic et de Rouyn-Noranda, en Abitibi, au Québec.

Ce site couvre 1925 hectares et comprend 120 titres, un bail minier, un bail superficiel et trois concessions locatives. Sur ce site, 3000 tonnes de minerai d’or sont extraites et traitées par jour. Après traitement de l’or par cyanuration, l’alimentation totale en résidus est divisée en deux fractions ayant la même minéralogie. La plus grande proportion (environ 60%) est utilisée pour produire du remblai en pâte pour l’exploitation souterraine. Les 40% restants sont actuellement stockés à la surface dans un parc à résidus, ou plus récemment entreposés dans la fosse Doyon.

La production du projet Westwood a commencé au premier trimestre de 2013, mais IAMGOLD utilise l’usine de traitement et les installations de gestion de l’eau de la mine d’or Doyon, qui contient des dépôts de stériles vieux d’une cinquantaine d’années. Ces stériles sont riches en pyrite, ce qui provoque du DMA par la formation d’acide sulfurique provenant de l’oxydation de la pyrite [103].

La méthode de restauration envisagée pour les parcs à résidus de la mine

Westwood consiste à incorporer une étape de désulfuration au procédé de

20

traitement du minerai. Cela permet de produire des résidus désulfurés pouvant servir de matériau de couverture pour la restauration du parc à résidus générant de l’acide, ainsi qu’un concentré riche en sulfures pouvant être provisoirement recyclé dans le remblai en pâte cimentée [104]. En association avec la technique d’élévation de la nappe phréatique, ce type de recouvrement de résidus désulfurés pourrait permettre de prévenir la génération de DMA par le contrôle de l’entrée d’oxygène [105].

De nombreuses essences d’arbres ont été identifiées sur la halde à stériles Doyon : des épinettes noires et blanches, des bouleaux à papier, des peupliers baumiers et faux-trembles et des sapins baumiers. Ces arbres parviennent à croître directement dans les déchets miniers et en périphérie du site : on y retrouve de jeunes pousses jusqu’à des arbres matures. Des analyses chimiques ont toutefois démontré que la plupart des arbres matures ne se sont pas développés directement sur les déchets miniers, mais en bordure de ceux-ci. Les stériles miniers sur ce site comportent aussi de grandes quantités d’arsenic et d’autres métaux [101].

Le substrat utilisé pour cette expérience provient alors du dépôt de stériles miniers acidogènes riches en pyrite de l’ancienne mine Doyon. Sur ces stériles, des peupliers et quelques aulnes parviennent à croître, entre autres par drageonnement dans le cas des peupliers (voir Figure S1).

5.1.2. La Corne Mine

Le site de la mine de La Corne n’est plus en activité et appartient maintenant à Romios. La propriété couvre environ 1082 hectares et est adjacente à la route 111, à environ 30 km de la ville de Val-d’Or, en Abitibi, au Québec. La mine La Corne a été exploitée de façon intermittente par Molybdia Corporation Limited de 1943 à 1972 en tant que mine souterraine pour la production de molybdène et de bismuth.

Le peuplier, le bouleau, le saule, l’aulne et l’épinette sont communs en bordure du site et quelques jeunes pousses s’aventurent sur le site. Quelques peupliers baumiers colonisent le site par drageonnement et quelques saules croissent en îlots (voir Figure S2).

Le site contient un tas de stériles (60 m de large sur 120 m de long) et une grande

étendue de résidus miniers (500 m de large sur 815 m de long). En 2014, Harnois

21

et Selway [106] ont collecté des échantillons de stériles et de résidus pour des tests de granulométrie, des tests de génération d’acide et des tests de métaux extractibles et de lixiviat. Les résultats indiquent que les stériles sont conformes aux directives de spécification déterminées par les Laboratoires AGAT : concernant la résistance à l’abrasion et l’abondance des vides pour les granulats; il n’y a aucun risque de génération d’acide; la majorité de la teneur en métal est inférieure à la valeur recommandée par la norme PTC (critères A et B; C pour Ni et Mo); et tous les métaux pour les échantillons de lixiviat étaient inférieurs à la limite de détection. Pour les résidus, les résultats indiquent que les échantillons sont basiques et que le risque de drainage acide est faible étant donné la faible présence de molybdénite et autres métaux générateur de DMA. La majorité des métaux aqua regia sont conformes aux normes QC PTC (critère A); l’analyse minéralogique d’oxydes de roches entiers confirment l’abondance de quartz, de feldspaths et de micas; la teneur en chaux varie de 1,19 à 1,35%, ce qui suffit à neutraliser tout DMA potentiel [106].

5.2. Mesurer la santé des arbres

Les stress imposés sur les arbres ont des répercussions sur leur santé. Toutefois,

la vitalité de l’arbre n’est pas un paramètre qui peut être mesuré directement. Ainsi,

plusieurs méthodes d’analyse indirecte permettent de caractériser la santé des

arbres : elles vont des indicateurs biochimiques intracellulaires jusqu’aux méthodes

non invasives. Les facteurs de stress peuvent affecter le processus de

photosynthèse directement (e.g. défoliation par des insectes) ou indirectement via

des ressources manquantes (e.g. sécheresse, manque de nutriments, difficulté

d’absorption de nutriments par les racines ou un déséquilibre nutritionnel due à un

pH trop acide) [107]. Dans ce cas, une quantification de la chlorophylle contenue

dans les feuilles permet d’évaluer la santé des plantes. Dans le but d’évaluer la santé

des feuilles de la manière la moins biaisée possible, les feuilles sont analysées à

partir de la cinquième vraie feuille depuis la base de la tige puis à toutes les trois

feuilles, jusqu’à ce que les feuilles ne soient plus régulières (trop jeunes), tout en

évitant les feuilles trop malades (qui ne représentent pas l’arbre en entier) [108]. Les

mesures de croissance, comme le diamètre de la tige principale et la hauteur de la

crête, sont d’autres méthodes d’analyse indirecte. Dans un contexte de restauration

22

de sites miniers, les méthodes d’évaluation de la santé du sol sont tout aussi importantes : le pH du sol; le contenu total (en %) en carbone organique et en azote total; ainsi que les quantités (en ppm) en potassium, NH

-N, NO

-N et phosphore [109].

5.3. Amendement

Malgré le fait que les amendements organique, chimique ou biologique semblent

aider grandement à la végétalisation des sites miniers [110–113], il n’est pas

absolument nécessaire d’amender les substrats miniers pour la réussite de la

restauration écologique [39, 66]. Cela dit, afin que nous puissions observer un effet

dû à la génétique des arbres et non un effet dû au stress des arbres sur le

recrutement de leurs microbiomes, nous ajouterons de la tourbe, pour améliorer la

rétention d’eau et la structure du substrat, et de l’engrais, pour apporter des

nutriments aux substrats miniers, de sorte que les arbres ne soient pas stressés par

leur substrat.

23

Chapitre 1

Plant genotype influences physicochemical properties of substrate as well as bacterial and fungal assemblages in the rhizosphere of balsam poplar

Résumé

Deux sites miniers contrastés de la région de l’Abitibi-Témiscamingue ont été sélectionnés afin d’évaluer l’impact de la croissance de peupliers baumiers sur les déchets miniers. La végétation a amélioré les propriétés physicochimiques des déchets miniers et provoqué un changement important dans la composition des communautés bactériennes et fongiques.

Dans une expérience en serre, dix génotypes de Populus balsamifera récoltés sur

ces sites miniers et en périphérie ont été cultivés dans ces déchets miniers pendant

deux saisons de croissance. Bien que le type de substrat ait été identifié comme le

facteur principal influençant la diversité et la structure du microbiome de la

rhizosphère, un effet significatif du génotype de l’arbre a également été détecté. Nos

résultats mettent en évidence l’influence du génotype du peuplier baumier sur son

environnement et l’importance potentielle de la sélection du génotype des arbres

dans le contexte de la restauration écologique de sites miniers.