Memoire Online - Essai de phytostabilisation des rejets métallurgiques de Kolwezi, cas de UCK

«La pollution de la planète n'est qu'un reflet extérieur d'une pollution, celle des millions d'individus inconscients qui ne prennent pas la responsabilité de leur vie intérieure»

Mon très cher papa CEMA MULIMA pour tous ses efforts qu'il ne cesse jamais de manifester à mon égard, malgré les multiples difficultés rencontrées. Que la grâce et bénédiction vous soit accorder sur cette terre.

Ma mère marie KAJ MUNUNG pour m'avoir gardé et pour tout son amour qu'elle n'a cessé de manifester. A papa MIJI MWALINIKA, Victoire MUTETE, DOULIN MIJI, Ethé KAYAKEZ.

Mon beau-frère NAWEZI Alger et son épouse Mélina KAYAKEZ, mon grand frère Patrick MWANGALA, Padou KANA pour leurs soutien financiers, matériels que mon Dieu vous le rend au centuple.

Ma famille biologique sous le lien de CEMA et MARIE, Gauthier MANYIK, Clitonne MANSONJ, Yvon LUPANDDA, Jacquie KASAU et ThéThé SONY.

Ce travail de fin de premier cycle n'aurait jamais pu voir le jour sans le soutien que j'ai reçu de la part de nombreuses personnes. C'est avec un grand plaisir que je tiens donc à remercier :

Tout d'abord, Mon âme bénis l'Eternel Dieu pour sa miséricorde, sa bonté ainsi que, pour la faveur imméritée dont nous bénéficions auprès de lui.

Comment exprimer ma profonde gratitude envers le Directeur de ce travail l'ingénieur SAWALEWA Alain qui m'a si formidablement encadré, soutenu et éclairé de ses lumières pendant le moment de rédaction de ce travail, de ces conseils précieux, Son encadrement consiste en un savant qui m'a permis de vraiment d'achever ce travail. Ainsi qu'une disponibilité à toute épreuve (toujours prêt à répondre aux interrogations de tout genre).

Ma reconnaissance s'adresse au corps professoral de la faculté des sciences agronomiques, au doyen Dr. MUTUNDA Stanislas, le vice doyen Ir TSHALA joseph, la secrétaire MAVUNGU Eliane et tous les assistants de la faculté d'agronomie, trouvent l'expression de notre reconnaissance pour tous les efforts consentis pour le développement de la faculté et pour notre formation.

Ma reconnaissance va également au beau frère NAWEZI MBUYA Alger et sa femme KAYAKEZ Mélina ; le pasteur KAFUKU Salomon et sa chère épouse MWADI Esther, et mon grand frère MWANGALA Patrick.

Je remercie très chaleureusement tous mes compagnons de lutte : Aaron KAULU, Mechack TSHIFUNGA, Cédric MAKONGA, Popaul MUKENDI, Blaise KATSHABA, Nadège MUSOZ, Pierre MUTOMB, Guy MOTA, Maxime NGOIE, Patrick KASIL, Olivier NAWEJI, Christian MULUNDA, Giresse LUKUNGA, Bonheur MWANABUTE, Israël KAFUKU, Jean Paul TSHALA, Ir Alain KITABALA, Pascal IPANG, Jean KAJIMOTO. Enfin, merci à tous ceux qui ont rendu possible ce travail et a toutes mes connaissances même s'ils ne se retrouvent pas dans cette petite liste, ils sont dans mes pensées.

Résume

Un essai de phytostabilisation a été réalisé dans le cadre de ce travail pour définir les possibilités d'utilisation de Microchloa altéra en revégétalisation des sols contaminés par les rejets métallurgiques des usines de cuivre à Kolwezi. Cet essai avait pour objectif général d'évaluer les effets résiduels des amendements organiques et calcaires utilisés en 2014, afin de réduire la dispersion des éléments traces dans l'environnement.

Pour y parvenir, un essai a été installé suivant un dispositif en tiroir (SPLIT PLOT) composant 2 campagnes, 3 doses d'amendement calcaire (0 t.ha^-1, 10 t.ha^-1 et 20 t.ha^-1) et 3 d'amendement organique (0 t.ha^-1, 45 t.ha^-1 et 225 t.ha^-1) répétées six fois. Pour évaluer les effets de ces traitements sur le comportement de M. altéra une série d'observation ont été faites a différent stade de croissance.

Cependant, la tendance générale des résultats obtenus montrent qu'une diminution sur tous les paramètres observés au cours de la deuxième campagne. Par ailleurs, bien qu'une diminution des résultats observés, l'apport de 20 t.ha^-1 des calcaires et 225 t.ha^-1 de la matière organique qui a donné les meilleurs résultats quel que soit la campagne peuvent être recommandable. Les résultats obtenus en première année sont expliqués par le fait que les amendements organiques et calcaires auraient amélioré le statut nutritionnel, ce qui expliquerait leurs effets hautement significatifs sur la production des épis et hampes florales.

Mots clés : effets résiduels, amendement organique et calcaire, M altéra, rejets métallurgiques, campagne, UCK.

Abstracts

A phytostabilisation test was conducted as part of this work to define the possibilities of using Microchloa altera in revegetation of soil contaminated with metal discharges from factories in Kolwezi copper. This test was general objective to evaluate the residual effects of organic amendments and limestone used in 2014 to reduce the dispersion of trace elements in the environment. To achieve this, a test was installed following a drawer device (SPLIT PLOT) component 2 campaigns, 3 doses of liming (0 t.ha-1, 10 and 20 t ha-1 t ha-1) and 3 organic amendments (0 t.ha-1, 45 t ha-1 and 225 t ha-1) repeated six times. To assess the effects of these treatments on the behavior of Mr. altered a series of observations were made in different growth stage. However, the general tangency of the results show a reduction on all parameters observed during the second campaign. Furthermore, although a decrease in results is observed for the intake of 20 t ha-1 of limestone and 225 t ha-1 of organic matter that has given the best results regardless of the campaign can recommendable. The results obtained in the first year are explained by the fact limestone and organic amendments would have improved the nutritional status, which would explain their highly significant effects on the production of corn and flower stalks.

Keywords: residual effects, organic soil and limestone, M altered, metallurgical waste, country, UCK.

3.1. Arrières-effets du calcaire et de la matière organique sur le comportement de M. altéra planté à

3.1 Influence des amendements calcaire et organique sur la reprise au cours de deux campagnes 27

3.2 Influence des amendements calcaire et organique sur la survie au 90ème jour au cours de deux

3.3 Influence des amendements calcaire et organique sur le paramètre diamètre au collet au cours deux

3.4 Influence des amendements calcaire et organique la longueur de hampe et le nombre de hampe au

Tableau 2. Moyennes et écart types des paramètres végétatifs et de productions de M altéra 26

Figure 1. Différentes formes et localisations des éléments traces dans les sols (Baize, 1997) 5

Figure 2. Concentration en métaux lourds dans le sol : le résultat de la biodisponibilité (Meerts, 2010) 7

Figure 3. Le cheminement des métaux lourds dans l'environnement (Bert et Deram, 1999) 9

Figure 4: Localisation du site expérimental de l'usine à cuivre de Kolwezi. (Google earth, Image satellitaire)

Figure 5 : Le plan du dispositif expérimental sur le bassin à rejets métallurgiques de l'UCK 24

Photo 2: La touffe de Microchloa altéra sur un sol pollué à l'UCK, faisant semblant de se sécher pendant la

Introduction

Le problème de sols pollués est aujourd'hui très préoccupant pour les pays émergents. Les métaux lourds tels que le Plomb, le Cadmium, le Cuivre, le Zinc et le Mercure ne peuvent pas être biodégradés et donc persistent dans l'environnement pendant de longues périodes. De plus ils sont continuellement rajoutés dans les sols par des activités minières telles que : l'extraction des boues d'épuration dans les industries métallurgiques.

Cette accumulation des métaux lourds dans l'écosystème peut avoir des effets néfastes sur la santé des êtres humains et des animaux (Wang et al., 2003). A l'échelle microscopique, les métaux lourds ont aussi des effets négatifs sur la population bactérienne, ce qui n'est pas sans conséquence sur le fonctionnement de l'écosystème (Probha et al., 2007).

Différents procédés de réhabilitation de sols contaminés existent, mais la phytostabilisation parait comme la moins coûteuse et la plus adaptée (Mpundu, 2010 ; Ngoy, 2010). L'utilisation des amendements dans la phytostabilisation permet d'améliorer les propriétés des sols contenant des niveaux toxiques d'ETM, de produits pétroliers ayant des valeurs extrêmes de pH (Mulaji, 2010). L'ajout du compost à de sols contaminés au Plomb a permis de réduire les formes disponibles de Plomb et de Cuivre au niveau des sols amendés (Charland et al., 2001).

Une autre technique de la phytoremédiation est la phytostabilisation qui cherche à confiner la pollution à l'aide d'espèces végétales tolérantes aux milieux pollués et dont la couverture stabiliserait les couches des sols, limitant ainsi la dispersion des métaux lourds par ruissellement, par percolation et par le vent (Salt et al., 1998).

Dans cette partie du travail, nous nous sommes intéressés à une espèce de plante tolérante aux métaux et sur son potentiel en tant qu'outil de stabilisation des sols et qui permettrait de restaurer les sites étudiés. Cette espèce est Michlocoa altéra.

Ce travail poursuit comme objectif général, l'installation d'une couverture végétale permanente sur les rejets métallurgiques de l'usine à cuivre de Kolwezi (UCK), afin de réduire la dispersion des éléments traces dans l'environnement à travers l'érosion hydrique ou éolienne.

> Installer une couverture végétale sur les rejets pour la stabilité des éléments traces métalliques

> Déterminer l'influencé des amendements de la chaux et du compost sur la performance de Microchoa altéra

> Microchloa altéra se comporterait favorablement sur les rejets métallurgiques issus des traitements hydrométallurgiques de l'usine à cuivre de Kolwezi (UCK).

> L'utilisation des amendements pourrait améliorer les propriétés des sols pour une influence positive sur la performance de la culture

Outre l'introduction et la conclusion, ce travail s'articule en quatre chapitres :

+ Le troisième fait la présentation des résultats + Et le quatrième fait la discussion des résultats.

La définition du terme « métaux lourds » varie selon les auteurs mais communément, nous rassemblons sous cette appellation les éléments d'une densité supérieure à 5g/cm3 que nous pouvons retrouver dans l'eau, l'air et le sol. Parmi les métaux lourds, nous retrouvons des éléments majeurs et des éléments traces, c'est-à-dire des éléments dont la concentration dans la croute terrestre est pour chacun d'entre eux inférieure à 1%. Dans le présent travail, nous utiliserons de manière indifférenciée les termes métaux lourds et les éléments traces métalliques. Parmi les métaux lourds, on cite classiquement le Cd, Cr, Co, Cu, Sn, Fe, Mn, Hg, Mo, Ni, Pb, Zn ainsi que trois autres éléments, le B, As et Se qui ne sont cependant pas des métaux par leur structure atomique (Impens et al, 1991). Certains métaux sont dit « essentiels à la vie » (Fe, Mn, Zn, Cu, Mo, Ni, Co...), ce sont les oligo-éléments, tandis que d'autres sont dits « non nécessaires »

(Cd, Hg, Pb...) (Bert et Deram, 1999). Dans les deux cas, en concentrations trop importantes, ceux-ci deviennent toxiques pour la biosphère (Bliefert et Perraud, 2001).

La présence de métaux lourds dans les sols peut être d'origine naturelle ou anthropique. L'origine naturelle de métaux lourds est fonction du fond pédo-géochimique local et des apports de poussières et aérosols libérés dans l'atmosphère par l'activité volcanique, les embruns marins, etc. La composition chimique de la roche-mère va influencer la richesse future du sol en métaux. A cela, s'ajoute les sources anthropiques qui sont, quant à elles, liées à l'exploitation et au traitement des minéraux, à la fabrication et l'utilisation d'engrais et de pesticides, à l'industrie chimique, aux décharges et a l'incinération de déchets ménagers et industriels, etc. L'accomplissement des cycles biogéochimiques des métaux dans les sols et les plantes modifie la forme chimique des éléments traces métalliques et participe à leur évolution dans les sols. Enfin, les transferts pédologiques verticaux et latéraux vont entrainer le lessivage des métaux vers les horizons profonds et les nappes

phréatiques. Ainsi, les métaux se trouvent disperses dans les différents horizons du sol (Bert et Deram, 1999 ; Baize, 1997). Nous pouvons distinguer deux types des contaminations suit aux apports à métaux lourds :

? « Les contaminations locales », qui touchent une aire relativement faible et sont dues à une ou plusieurs source (s) bien identifiée (s) et souvent très proches (quelques mètres à quelques kilomètres). Il s'agit généralement d'apports massifs, souvent associés aux exploitations minières, aux installations industrielles et à d'autres installations, tant en cour exploitation qu'après leur fermeture (Pereira et Sonnet, 2007).

? Les « contaminations diffuses », qui affectent tous les sols, plus ou moins faiblement mais de manière généralisée. Ce type de contamination résulte principalement des dépôts atmosphériques qui ne peuvent pas être liés à une ou plusieurs source (s) ponctuelle (s) indispensable (s) et des pratiques agricoles et horticoles (épandages d'engrais, d'amendements, de boues de stations d'épuration, traitements phytosanitaires, etc.). Ce type de contamination ne peut être totalement évité : elle est la conséquence d'apports involontaire (émissions atmosphériques industrielles, par exemple) ou d'impuretés indésirables dans les apports volontaires (ETM dans les engrais minéraux, par exemple) (Pereira et Sonnet, 2007).

Figure 1. Différentes formes et localisations des éléments traces dans les sols (Baize, 1997)

La solution du sol peut être le lien de fixation à une phase solide, c'est le phénomène de sorption tandis que l'influence des facteurs externes peut mener à ce que les métaux repassent en solution, c'est le phénomène de désorption (Baize, 2007). Les métaux lourds sous formes associées à la phase liquide (solution du sol avec ses élément solubles) qui, bien que minoritaires, sont les plus importants puisqu'ils sont les plus biodisponibles (Pereira et Sonnet, 2007).

Les métaux lourds ont tendances à passer d'une forme à l'autre et leur répartition dans les différents compartiments du sol évolue dans le temps. On appelle spéciation, l'ensemble des espèces chimiques sous lesquelles les éléments traces métalliques se présentent dans le sol. Selon la spéciation, les liaisons qui se forment entre les métaux lourds et autres composés seront différentes, influençant la mobilité et donc la toxicité de ceux-ci. Quatre facteurs influencent le comportement prévisible des métaux lourds dans les sols : l'héritage minéralogique, les processus pédologiques, la dynamique propre de l'élément chimique et le fonctionnement actuel des sols (Baize, 1997).

Sans un minimum de mobilité ou biodisponibilité, les métaux lourds, disséminés dans l'atmosphère puis de manière non homogène dans le sol, peuvent y rester de nombreuses années étant donné leur persistance, c'est-à-dire leur faible capacité de dégradation par voie biologique ou chimique. La mobilité d'un élément trace métallique constitue l'aptitude d'un élément à passer dans de compartiment du sol ou il est de moins en moins énergétiquement retenu, avec comme compartiment ultime la phase liquide ou dans certains cas, l'atmosphère du sol (Juste, 1988).

Il existe des multiples paramètres influençant la mobilité des métaux dans les sols dont les plus importants sont (Colinet, 2003) :

? Le pH : à pH faible, la solubilité de la plupart des métaux est plus élevée (Alloway, 1995);

? Le potentiel redox (Eh) : en condition réduites, la mobilité des métaux lourds est fortement liée au pH puisqu'il augmente quand celui-ci diminue (Alloway, 1995) ;

? La quantité et la composition de la matière organique, les métaux peuvent être

complexés. Ils forment alors un complexe organométallique et sont immobilisés. Malgré l'immobilisation, il peut y avoir un phénomène de l'immobilisation, c'est-à- dire la précipitation simultanée d'un agent chimique en conjonction avec la matière organique (Kabata-Pendias et Pendias, 2001) ;

? La capacité d'échange ionique : les métaux lourds ont une grande affinité avec la fraction argileuse du sol ainsi qu'avec d'autres phases minérales comme les oxydes de Fer, d'Aluminium, de Manganèse ou les Phosphates, les Carbonates etc. la présence de ces éléments favorise l'immobilisation des métaux lourds. En effet, ils possèdent une charge électronégative qui leur permet de contracter des laissons réversible avec, notamment, les cations métalliques qui restent échangeable. La capacité d'échange ionique minérale joue un rôle plus important dans la fixation que la matière organique (Alloway, 1995 ; Impens et al, 1991).

D'autre facteur influencent la mobilité de métaux lourds dans les sols. La température peut avoir un effet direct sur les équilibre physico-chimique (solubilisation, cinétique d'échange...) et un effet indirect lié aux conséquences de l'activité microbiologique. Les micro-organismes sont capables d'accumuler des éléments trace métalliques dans leurs tissus, de modifier le pH, de libérer des ions... (Kabata-Pendias et Pendias, 2001).

Figure 2. Concentration en métaux lourds dans le sol : le résultat de la biodisponibilité (Meerts,

La biodisponibilité représente la capacité d'un élément trace métallique à passer d'un compartiment du sol quel qu'il soit vers une bactérie, un animal ou végétal vivant dans ce dernier (Juste, 1988).

Les quantités des métaux lourds absorbés par les plantes sont fonction de nombreux facteurs. Premièrement, il y a les facteurs liés au sol, tels que les matériaux parental, le type de pédogénèse, le pH, la matière organique,... ; Deuxièmement, l'absorption et le transfert du polluant est fonction de la plante (espèce, cultivar, morphologie racinaire, types d'exsudats...).

La plante peut produire des exsudats racinaires susceptibles d'entrer en interaction avec les métaux lourds ou de provoquer le développement d'une flore microbienne entrant en compétition avec le végétal pour l'absorption des certains éléments ou favorisant l'absorption de ces éléments via la production de ligans organiques ; Troisièmement, les caractéristiques de l'environnement physique comme la température, l'humidité, etc. jouent également un rôle ; Enfin, l'absorption est fonction de l'environnement microbien ainsi que des éléments eux-mêmes et de leurs inter actions (Colinet, 2003 ; Juste, 1988).

Figure 3. Le cheminement des métaux lourds dans l'environnement (Bert et Deram, 1999)

L'accumulation des métaux lourds dans les sols, l'eau, constitue une menace. Le fait qu'ils puissent remonter la chaine trophique représente un danger pour les écosystèmes et pour la santé des organismes vivants et peut avoir des conséquences sociales, environnementales et économiques caractéristiques.

« Les trop fortes teneurs en métaux lourds diminuent la densité, la biodiversité et l'activité de la microflore et de la microfaune du sol » (Bert et Deram, 1999).

Toutefois, la perte de biodiversité de la microflore et de la microfaune est discutable. En effet, nous verrons que des écotypes végétaux se développent spécifiquement sur des sites métallifères.

« L'aération du sol est moins bonne, la minéralisation de la matière organique est plus lent. A long terme, le fonctionnement de l'écosystème sol est réduit ainsi que sa fertilité. La nutrition est le métabolisme des plantes sont perturbés. Certaines espèces végétales, non tolérantes disparaissent, ce qui entraine des changements dans la composition des communautés végétales » (Bert et Deram, 1999).

« Les animaux peuvent être contaminés par contact avec la peau, par inhalation de poussières toxiques et par ingestion de l'eau et d'aliment pollués. La dispersion des métaux constitue un danger par la faune sauvage, le bétail et l'homme, qui se situe en bout de chaine alimentaire. Dans certaines zones très contaminées à l'alimentation humaine sont interdites » (Bert et Deram, 1999).

Les éléments nécessaires pour assurer la croissance et le développement de la plante sont dits essentiels. Ils sont traditionnellement subdivisés en trois catégories: les macroéléments ou éléments de base, éléments secondaire et les micro- ou oligo-éléments. Ce classement est le reflet des concentrations relatives de ces éléments dans les tissus végétaux (FERTIAL, 2010). Les macroéléments (exprimés en % de matière sèche) comprennent l'N (1 à 3%), le K (2 à 4%), et le P (0,1 à 0,5%).

Les éléments secondaires : le Ca (1 à 2%), le Mg (0,1 à 0,7%), et le S (0,1 à 0,6%). Les micro-éléments comprennent des éléments qui sont classés ici par concentration décroissante : Fe, Mn, Zn, Cu, B, Ni, Co, Mo. Les autres contaminants métalliques ne sont pas essentiels pour la plante (Tremel-Schaub et Feix, 2005). Nous pouvons constater que les teneurs normalement retrouvées chez les plantes ainsi que leurs teneurs observées lors de contamination des sols varient considérablement. Ces teneurs dépendent de l'espèce végétale, de la variété mais aussi l'âge. Voici quelques caractéristiques particulières de phytodisponibilité de métaux d'après (Tremel-Schaub et Feix, 2005).

> Le Zn : Comme pour la plupart des éléments métalliques, la phytodisponibilité du Zn dépend surtout du pH. Le Zn se concentre surtout dans les racines mais est également présent dans les parties aériennes. Le chaulage, un apport d'argile, de Fe ou de P diminuent le transfert du Zn vers les plantes.

> Le Cu : il voit sa phytodisponibilité diminuer avec le chaulage ou avec l'apport des matières organiques. Le Zn ralentit l'absorption du Cu. Le Cu a tendance à s'accumuler dans les racines, son insolubilisation est aussi obtenue par la précipitation avec les phosphates, la formation de complexes de sphère interne (adsorption) ou de sphère externe (échange d'ions) avec la phase solide et l'augmentation du pH.

> Le Cd : Il est très phytodisponible et peut s'accumuler à la fois dans les racines et dans les parties aériennes. Sa biodisponibilité est plus importante pour des pH acides et elle peut diminuer si on ajoute de la chaux, du Cu ou du Zn au sol.

> Le Pb : La biodisponibilité du Pb est également dépendante du pH, il est fixé par les oxydes de Fer et d'Aluminium.

La phytoremédiation est définie comme étant l'utilisation de plantes et de techniques culturales appropriées pour éliminer, contenir ou rendre inoffensifs les contaminants environnementaux présents dans sols et les eaux (Cunningham & Ow, 1996). Elle présente des avantages économiques et environnementaux qui justifient son utilisation dans le traitement des sites contaminés. En particulier, son utilisation dans le traitement des sols contaminés par les métaux lourds a pour objectif de développer des techniques moins coûteuses et compatibles avec les normes environnementales (Ensley, 2000). Les techniques de phytoremédiation des métaux lourds peuvent être divisées en trois groupes :

> La phytoextraction: c'est l'utilisation des plantes accumulatrices pour extraire les métaux lourds des sols contaminé;

> La rhyzofiltration: cette technique utilise les racines des plantes accumulatrices pour absorber et diminuer la quantité des métaux dans les effluents et eaux polluées;

? La phytostabilisation: c'est l'utilisation des plantes tolérantes pour réduire la mobilité (et donc la biodisponibilité) des métaux lourds, diminuant ainsi leur lessivage ainsi que le transport par le vent. Pour cette dernière technique, il est souvent nécessaire d'utiliser des amendements pour améliorer les conditions d'installation de la culture.

Parmi ces trois techniques, la phytostabilisation peut être la mieux appropriée et la plus raisonnable pour la restauration des sites contaminés par les activités minières. En effet, un programme de phytoextraction serait utopique car : d'une part les contaminations des sols sont généralement de nature polymétalliques, bien que le cuivre soit l'élément le plus abondant, alors que les espèces hyperaccumulatirices le sont généralement pour un métal, deux à la limite ; d'autre part les teneurs en métaux étant trop élevées et la biomasse des plantes faible, il faudrait des milliers d'années pour décontaminer les sols.

La phytostabilisation est une technique de Phytoremédiation qui n'a pas vocation à « nettoyer » les sols, mais à immobiliser et séquestrer les contaminants dans un sol pollué grâce aux plantes. Cette technique a pour fonction de stabiliser la couverture végétale sur des terrains pollués qui n'en n'ont pas ou peu, d'améliorer la biodiversité, de réduire la fonction métallique facilement assimilable par les plantes et de limiter l'accumulation des métaux par celles-ci (Ineris, 2010).

La phytostabilisation consiste en l'utilisation des capacités de la plante à absorber les contaminants et à stabiliser le sol via le système racinaire, protégeant ainsi le sol de l'érosion par le vent et l'eau et réduisant les percolations d'eau à travers les sols. Les plantes vont immobiliser les contaminants dans la zone racinaire par l'exsudation des composés chimiques, par l'inhibition des protéines de transport dans les membranes racinaires et par le stockage des contaminants dans les vacuoles des cellules racinaires (Bert et Deram, 1999 ; Anonyme, 2009).

Selon Impens et al. (1991), le recolonisation végétale s'effectue en deux phases dont l'ordre d'application varie en fonction des circonstances.

« 1^ère phase : le semis d'espèces herbacées, et parfois d'espèces ligneuses, en choisissant des espèces adaptées (tolérantes) au (x) métal (aux) présent (s), soit un ensemble d'espèces relevant de la végétation typique de la région. Les principes étant défavorisés la colonisation naturelle du

site et d'accélérer le processus de colonisation en fertilisant le sol et en l'amendant. Sur terrain acide, un chaulage sera souvent favorable ».

« 2ième phase : consiste à planter des espèces ligneuses. On apportera ou non dans le trou de plantation un sol seul riche en fertilisants et amendement organiques. Si cette tâche est souvent difficile dans les sites miniers et les friches industrielles, l'opération est plus facile à réaliser dans les terrains contaminés ».

La culture des végétaux tolérants aux métaux peut donc être précédée de l'incorporation d'amendements au sol tel que (Ademe, 2010) :

Les amendements changent la forme chimique de contaminants dans le sol et permettent la diminution de leur disponibilité et donc de leur toxicité, c'est ce que l'on appelle « les techniques d'inactivation ». Le choix de l'amendement ainsi que du couvert végétal et réalisé de manière à ce que l'effet d'immobilisation soit durable (Ademe, 2010 ; Dechamp et Meerts, 2003).

Les plantes utilisées en phytostabilisation doivent évidemment être tolérantes aux métaux lourds présents dans le sol. Elles devraient, de préférence, ne pas accumuler les métaux dans leurs parties aériennes car celles-ci peuvent être consommées par des animaux ou les humains ; elles doivent également supporter les autres conditions du sol (pH bas, salinité, structure défavorable, sécheresse) qui peuvent limiter la croissance des plantes dans les zones à remédier ; avoir un développement rapide pour établir un couvert végétal dans un bref délai, avoir un système racinaire extensif et un port denses. De plus, les plantes doivent être faciles à établir et à entretenir, et avoir relativement une longue vie ou être apte à se propager d'elles-mêmes (Zhou & Wong, 2001 ; Kiikliä, 2002).

Pour être un bon candidat à la phytostabilisation, une plante doit (Meetrs et Deram, 1999) :

? Accumuler préférentiellement dans ses racines pour éviter la pénétration des contaminants dans des niveaux trophiques plus élevés ;

? Avoir des nombreuses racines moyennement profondes, qui stabilisent bien le sol.

Le type de plante et d'amendement choisi varie en fonction des caractéristiques du sol contaminé.

Les amendements utilisés en phytostabilisation doivent inactiver le métal rapidement après incorporation dans le sol, prévenant ainsi le lessivage et le prélèvement par les plantes et réduisant la biodisponibilité. De plus, l'amendement ne doit pas être cher, il doit être facile à manier et à appliquer, sans danger pour les manipulateurs, compatible et non toxique pour la plante choisie en revégétation, disponible ou facile à produire et ne doit pas causer d'impact environnemental supplémentaire au site. Parmi les amendements utilisés, de bons résultats sur la mobilité du cuivre ont été obtenus avec la chaux et la matière organique (Zhou & Wong, 2001 ; Kiikliä, 2002).

L'amendement est l'apport d'un produit fertilisant ou d'un matériau destiné à améliorer la qualité des sols (en termes de structure et d'acidité).

Les amendements utilisés en phytostabilisation doivent inactiver le métal rapidement après incorporation dans le sol, prévenant ainsi le lessivage et le prélèvement par les plantes et réduisant la biodisponibilité (Berti & Cunningham, 2000 ; Kumpiene et al, 2008 ; Madejon et al, 2006 ; Mench et al, 2006). De plus, l'amendement ne doit pas être cher, il doit être facile à manier et à appliquer, sans danger pour les manipulateurs, compatible et non toxique pour la plante choisie en revégétalisation, disponible ou facile à produire et ne doit pas causer d'impact environnemental supplémentaire au site (Kumpiene et al., 2008).

La matière organique du sol (MO) joue un rôle similaire à celui de la fraction argileuse du sol en affectant la concentration de métaux dans la plante, puisque la MO est un contributeur majeur aux charges négatives dont dépend le pH du sol, lequel permet une augmentation de la capacité du sol

de retenir les cations métalliques (Représenté par la CEC). L'addition de la MO au sol sous forme de compost peut par conséquent marquer la réduction du prélèvement de cations métalliques par les plantes (Farfel et al. 2005; Jones et al.1987).L'addition de la MO au sol permet de réduire l'accumulation de l'arsenic par les plantes sur sol contaminé (Cao et Ma, 2004). Cependant, il a été aussi noté que la grande concentration de la MO dissoute dans le sol peut conduire à une augmentation potentielle de la lixiviation de cations métalliques, due à leur complexassions par la MO dissoute (Sauvé et al., 2000). C'est particulièrement important pour le cuivre.

Face au stress déclenchée par une biodisponibilité excessive en métaux lourds, les plantes peuvent mettre en place deux mécanismes de résistance de nature différente mais non exclusifs (Verkleij et Schat, 1990 ; Hopkins, 2003). Certaines plantes choisissent la formule de l'évitement : capacité

d'un organisme à éviter une absorption importante de métaux. D'autres pratiquent la tolérance, ce qui correspond à :

« La capacité d'une plante à survivre et à se reproduire sur des sites toxiques ou hostiles, pour la plupart des autres plantes, parce que le sol contient des quantités élevées d'un ou plusieurs métaux. » (Baker et Macnair, 1994 dans Bert et Deram, 1999).

La distinction qui est faite dans la littérature entre la résistance par l'exclusion et la résistance par la tolérance n'est pas toujours claire. Verkleij et Schat (1990) considèrent que les mécanismes de la tolérance pourraient faire partie des mécanismes d'évitements tandis que Baker et Walker (1990) classent les mécanismes d'exclusion parmi les stratégies de tolérance des plantes aux métaux.

En fonction du facteur de transfert sol-plante des éléments traces métalliques, les plantes peuvent être classées en quatre groupes : les excluantes, les indicatrices, les accumulatrices et les hyperaccumulatrices.

L'implantation d'un couvert végétal de plantes tolérantes permet de diminuer la dispersion de contaminants par érosion éolienne et par lessivage. Les plantes tolérantes vont aussi absorber dans une certaine mesure les contaminants créant ainsi une zone d'exposition plus faible pour les autres.

L'implantation de végétaux agit aussi de façon indirecte car leur canopée fournit un abri contre le vent et l'ensoleillement souvent élevés dans ces sites et leur litière est source de matière organique (Mench et al. 2005). Dans le cas de la phytostabilisation, un cortège assemblant des espèces ligneuses et herbacées est conseillé. Les arbres permettent de maintenir un flux d'eau vers la surface limitant le lessivage et les herbacées limitent l'érosion éolienne et la dispersion vers les écosystèmes adjacents grâce à leur système racinaire très dense (Pilon-Smits, 2005). Cet assemblage permet d'améliorer des propriétés du sol comme la fertilité ou la capacité d'échange cationique, d'augmenter la quantité de microorganismes et de diminuer l'érosion. L'implantation de légumineuses capables de fixer l'azote atmosphérique est bénéfique pour l'écosystème (Guo et al. 2004). En effet, elles permettent d'enrichir le sol en nutriments et l'utilisation combinée d'annuelles et de pérennes permet de garantir un apport continu de matière organique au sol.

Chapitre 2. Milieu, matériel et méthode

Kolwezi est le milieu qui a servie d'étude pour ce travail; Il est le chef-lieu de la Province de Lualaba, en République Démocratique du Congo. Il est juché sur le plateau de Manika à 1460 mètres d'altitude. Ses coordonnées géographiques sont situé entre 26°27' longitude Est et 10°11' latitude Sud. Sa localisation sur les riches gisements miniers du Cooper belt lui a valu la réputation de «poumon économique» de la République Démocratique du Congo (Dibwe, 2005; in Fwamba et al 2011).

La province du Lualaba couvre une superficie de 121 308 Km², elle est bornée au Nord par la Province du Haut-Lomami ; au Sud-Est par la République de la Zambie et la Province du Haut-Katanga ; au Sud-Ouest par l'Angola. La ville de Kolwezi est baignée par le fleuve Lualaba, les lacs de retenue de Kando, de N'zilo, de Dikolongo et les principales rivières : Pande, Dikulwe, Dipeta, Kalule- Nord, Kalule-Sud, Mukuleshi, Lufupa, Ludi et Musonoie. Avec une superficie de 213 Km², répartie comme suit la commune de Dilala 154 km² et la commune de Manika 59 km².

Le climat est tropical de type CW6 selon la classification de Koppen (1930), avec alternance de deux saisons : la saison sèche qui va du moins d'avril au moins d'octobre et la saison des pluies du mois de novembre au moins de mars. La variation de la température est entre 18 et 20° C. Le sol est argilo-sablonneux avec un sous-sol riche en gisements miniers (cuivre, cobalt, or, uranium et radium), sa végétation est une savane boisée traversée par des rivières et des ruisseaux.

Notre étude expérimentale s'est effectuée à l'UCK, dans les installations précisément dans de bassin des rejets minéralogiques à côté de l'usine métallurgique, trouvée le long de la rivière Musonoie, UCK qui est l'usine à cuivre de Kolwezi a servi de site pour l'étude (Voir figure 4).

Figure 4: Localisation du site expérimental de l'usine à cuivre de Kolwezi. (Google earth, Image

Cette zone est localisée à 1426 m d'altitude, sur les coordonnées géographiques de 10°41'08" de latitude Sud et 25°27'03" de longitude Est. Elle présente une superficie de 120.000 m², un substrat à texture argilo-limoneux charger en éléments métalliques tels que : Zn, Cu, Cd, Ge, Ga, Ag par un dépôt des rejets issu des traitements hydrométallurgiques.

L'UCK c'est une nouvelle nomination de l'ex-usine UZK depuis 2008, suite aux faibles demandes du Zinc sur les marchés mondiaux, l'Usine du Zinc à Kolwezi a changé son entité pour produire du cuivre. C'est depuis 1953 que l'ex-UZK produisait les Zinc, les concentrés de zinc grillés (calcine) quittaient Likasi par voie ferrée vers l'ex-UZK enfin d'être soumis au traitement par voie hydrométallurgique. Les résidus obtenus après lixiviation d'acide sont stockés dans des bassins justes à côté de l'usine, ils sont stockés hors de normes environnementales (Tshibanda, 2012).

Une population de Microchloa altera constituée d'individus récoltés d'une population mère située à une friche minéralurgique aux alentours de la cité l'UZK et de la rivière Musonoie. La mise en culture a eu lieu le 17 décembre 2015 sur le site décrit ci-haut (UCK).

Renvoize, 1974 ; Pope, 1999 ; et Oudtshoorn, 2009 ; in Shucha, 2010), décrit Microchoa altera des régions montagneuses d'Afrique de l'Est et du Sud : comme une petite graminée vivace cespiteuse de 30 à 70 cm de haut et formant des pelouses compactes et denses (confer la photo)

Photo 2: La touffe de Microchloa altéra sur un sol pollué à l'UCK, faisant semblant de se sécher pendant la saison sèche

Les feuilles basales sont filiformes, courbées ou rarement droites, glabres ou chevelues à la base, avec des extrémités qui se terminent en angle aigue ou obtus et elles mesurent 3-25 cm de longueur et 1,5 mm de largeur. Les hampes florales sont non ramifiées, à l'exception des quelques une qui les sont, elles portent 1 soit 2 épis à leurs extrémités varient de 2 à 9 cm de long sont droits ou courbés, glabres ou pubescents à la base et portent deux rangées d'épillets

Les épillets 4 à 5,5 mm de long portent 2 rarement 3 fleurs : la fleur supérieure est mâle ou stérile tandis que la fleur inférieure est hermaphrodite. Les glumes peuvent être de tailles égales ou inégales, glabres ou parfois laineuses.

La description du peuplement révèle que Microchloa altera est une espèce des `steppes' basses des hautes altitudes (plus de 1500 mètres) souvent établie sur sol peu profond de pente mais également présente sur sol bien drainé. L'espèce est rencontrée également dans les dembos temporairement engorgés d'eau et parfois sur les termitières des steppes inondées. Elle est

également rencontrée sur les sols cuprifères de l'arc cuprifère katangais (Duvigneaud, 1963 ; Pope, 1999; in Shucha, 2010).

L'augmentation du nombre de substrat modifier par l'activité minière, notamment les remblais miniers, les sols riches en métaux à proximité des usines métallurgiques, colluvions métallifères le long des cours d'eau, bords de route et de voie ferrée enrichis en métaux lourds, c'est ce qui explique l'éparpillement de cette espèce. Un autre argument serait que les mouvements des personnes ainsi que de l'équipement de travail ont probablement disséminés les semences dans les carrières de l'UCK où l'espèce était absente.

Le calcaire (CaCO3.MgCO3) et la matière organique avaient été appliqués comme amendements pour réduire la biodisponibilité des éléments métalliques contenus dans le substrat du site d'étude. Le calcaire utilisé avait été obtenu à l'UCK, c'est un produit provenant de Likasi, produit par l'usine CCC (Carrière de chaux et calcaire). Le carbonate de calcium diminue la mobilité des éléments métalliques par l'augmentation du pH ; la mobilité du cuivre, par exemple, baisse considérablement à des pH supérieurs à 6. En outre, l'apport de Ca et Mg, deux éléments souvent limitant dans les sols tropicaux, peuvent favoriser la croissance des plantes et la restauration de communautés vivantes diversifiées dans le sol (Shutcha, 2007).

La matière organique utilisée avait été prise au dépôt d'ordures ménagères de la cité UZK. L'utilisation de la matière organique se justifie par le fait que la quantité de la matière organique et l'un des facteurs qui a de l'influence sur le statut des éléments métalliques dans le sol. La matière organique permet d'immobiliser le Cu en le bloquant sous forme chélatée, améliore le statut nutritionnel du sol, introduit des micro-organismes, augmente la capacité d'échange cationique du sol, améliore la rétention d'eau (Cheong et al. 1998, Walker et al. 2004, Chiu et al. 2006, in Migeon, 2008). Un pH trop élevé peut entraîner la dissolution de la matière organique, de même il faut prêter attention à la dégradation de la matière organique dans le temps, car quand elle diminue, l'activité des ions Cu2+ augmente aussitôt (McBride 1998; in Migeon, 2008).

Une expérimentation a été conduite selon un dispositif factoriel 3². Deux facteurs ont été pris en compte pour étudier leurs effets sur la performance de l'espèce Microchloa altera, et chaque facteur a trois niveaux :

Le dispositif compte 6 répétitions de 9 parcelles chacune correspondant aux 9 combinaisons Calcaire - Matière organique (C0M0, C1M0, C2M0, C0M1, C1M1, C2M1, C0M2, C1M2 et C2M2) ceux qui fera 54 parcelles de 4m², transplanté avec 30 éclats de souches par parcelles (5 lignes de 6 éclats des souches par ligne), le 17 décembre jours après transplantation de Microchloa altera.

Nous faisons l'étude des effets résiduels des amendements utilisés deux ans passés, pour faire une comparaison des résultats obtenus.

Figure 5 : Le plan du dispositif expérimental sur le bassin à rejets métallurgiques de l'UCK

C1M1 : Parcelle amendée avec 10 t/ha du calcaire et 45 t/ha de la matière organique

C2M1 : Parcelle amendée avec 20 t/ha du calcaire et 45 t/ha de la matière organique

C1M2 : Parcelle amendée avec 10 t/ha du calcaire et 225 t/ha de la matière organique

C2M2 : Parcelle amendée avec 20 t/ha du calcaire et 225 t/ha de la matière organique

? Taux de survie : déterminé sur base du nombre de plants vivants par rapport au total de ce qui a été planté au début de l'expérimentation.

? Croissance : Surface d'un plant : estimée sur base du diamètre moyen des touffes (moyenne du diamètre le plus long et le plus court).

Les données collectées ont été analysées avec le logiciel R version 2.14.0. L'analyse de variance et le test de comparaison des moyennes (LSD : Least Significant Difference) au seuil de probabilité de 5% ont été effectués par la méthode de Tukey. Cette comparaison a été effectuée entre différents traitements (amendement organique et calcaire) sur l'espèce M altéra et campagne entre elle.

Chapitre 3. Présentation des résultats

3.1. Arrières-effets du calcaire et de la matière organique sur le comportement de M. altéra planté à l'UCK

Tableau 2. Moyennes et écart types des paramètres végétatifs et de productions de M altéra

Dose calcaire	Dose matière organique	Taux de survie à 30 jrs	Taux de survie à 90 jrs	Diamètre au collet	Longueur de hampe	Nombre de hampe
Résultats au cours de la première campagne (essai mémoire KATOMB, 2014)
0	0 t.ha^-1	24#177;20,9	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0
	45 t.ha^-1	46#177;13,7	11,6#177;11,4	2,3#177;0,9	28,6#177;20,5	3#177;2,9
	225 t.ha^-1	62#177;24,1	40,8#177;15,9	2,5#177;0,9	45,2#177;4,7	7#177;6,8
10 t.ha^-1	0 t.ha^-1	66#177;12,9	47,5#177;21,9	3#177;0,9	44,6#177;5,2	5,7#177;7
	45 t.ha^-1	53#177;27,01	35,8 #177;10,9	3,2#177;0,5	39,9 #177; 2,2	12,3 #177; 7,3
	225 t.ha^-1	59#177;15,3	43,3#177;13,1	3,4#177;0,2	49,6 #177;6,3	13,3#177;6,2
20 t.ha^-1	0 t.ha^-1	75#177;7,9	62,5 #177; 13,4	3,1#177;0,7	42,03 #177;1,3	25,3 #177;32,2
	45 t.ha^-1	54#177;3,2	41,6#177;5,7	3#177;0,6	44,9#177;6,9	11,5#177;11,6
	225 t.ha^-1	80#177;15,9	71,2#177;14,8	5,4#177;1,6	46,03#177;4,5	78,5#177;67,3
Résultats au cours de la deuxième campagne
0	0 t.ha^-1	2,5#177;5	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0
	45 t.ha^-1	24,2#177;33,3	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0
	225 t.ha^-1	17,5#177;17,1	5#177;6,4	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0	0,0#177;0,0
10 t.ha^-1	0 t.ha^-1	32,5#177;37,8	24,1#177;38,04	7,9#177;15,8	16,7#177;15,2	1#177;2
	45 t.ha^-1	0,0#177;0,0	0,83 #177;1,7	0,0#177;0,0	0,5 #177;1	0,0 #177; 0,0
	225 t.ha^-1	12,5#177;17,3	0,83 #177;1,7	0,0#177;0,0	0,0 #177;0,0	0,0#177;0,0
20 t.ha^-1	0 t.ha^-1	10,5#177;9,7	19,2 #177; 25,3	1,2#177;2,5	8,4 #177;16,7	0,8 #177;1,5
	45 t.ha^-1	5,6#177;3,5	20#177;25,5	3,3#177;2,4	16,5#177;19,2	1,2#177;2,5
	225 t.ha^-1	14,5#177;9,5	57,5#177;30,9	16,9#177;19,9	22,5#177;15,6	0,0#177;0,0
Moyenne doses calcaires
0 t.ha^-1		29,3#177;27a	9,6#177;16,7b	0,7#177;1,3b	12,2#177;19,9b	2,4#177;6,1b
10 t.ha^-1		37,2#177;31,5a	25,3#177;25,7ab	2,9#177;6,3ab	24,5#177;22,1ab	8,3 #177;10,9ab
20 t.ha^-1		39,9#177;32,6a	45,3#177;27,9a	5,4#177;9a	30 #177;18,8a	24,8 #177;49,6a
Moyenne doses matières organiques
0 t.ha^-1		35,1#177;32,2a	25,5#177;30,2ab	2,5#177;6,4ab	17,9#177;20,6b	7,4#177;18,6ab
45 t.ha^-1		30,5#177;27,8a	18,3#177;19,7b	1,9#177;1,8b	21,7#177;20,8ab	5,6 #177;8,8b
225 t.ha^-1		40,9#177;31,3a	36,5#177;30,1a	4,6#177;9,2a	27,2 #177;22,5a	22,6#177;47,9a
Moyenne Campagne

Campagne 1	57,7#177;21,8a	39,4#177;24,3a	2,8#177;1,5a	37,8#177;16,31a	23,4#177;40,4a
Campagne 2	13,3#177;19,7b	14,1#177;25,4b	3,2#177;9,2a	6,7#177;12,8b	0,3#177;1,1b
Moyenne
P doses calcaires	*0,1226*	*0,0000*	*0,0336*	*0,0000*	*0,0024*
*P doses matières organiques*	*0,1534*	*0,0023*	*0,2658*	*0,0066*	*0,0176*
*P Campagne*	*0,0000*	*0,0000*	*0,7875*	*0,0000*	*0,0000*
**P interaction Campcalcaire***	*0,0220*	*0,2082*	*0,3498*	*0,0192*	*0,0032*
**P interaction CampagneMO***	*0,4496*	*0,6271*	*0.5713*	*0,0108*	*0,0140*
**P interaction CM***	*0,0078*	*0,0096*	*0,0507*	*0,0003*	*0,0074*
**P interaction CampCalcMO**	*0,6105*	*0,1107*	*0,1494*	*0,0005*	*0,0393*

3.1 Influence des amendements calcaire et organique sur la reprise au cours de deux campagnes

L'effet combiné du calcaire et de la matière organique sur la reprise de Microchloa altéra est consigné dans le tableau 2. Cependant, les résultats de l'analyse de variance révèlent que les amendements appliquées en 2014 ont induit des différences hautement significative (P=0,0078), du même tableau, il apparait que le taux de reprise obtenu en première année a été supérieur par rapport à celui obtenu au cours de la deuxième campagne, ceci implique que, la reprise des plantes a été influencé significativement en première année valeur de probabilité (0,0000).

3.2 Influence des amendements calcaire et organique sur la survie au 90^ème jour au cours de deux campagnes

L'analyse de la variance effectuée sur la survie à 90 jours à la de fin d'expérimentation révèle une différence très significative (p= 0,0000 et p=0,0023) entre les traitements (respectivement calcaire et matière) et la campagne (p=0,0000). Il en est de même pour leur interaction (Matière organique * Calcaire) (p=0,0096) sauf au niveau des interactions entre campagne, matière organique et calcaire (p >0,05). Cependant, la survie a été meilleure à la première campagne (39,4%) qu'à la deuxième (14,1 %) soit une diminution de 54,21% par rapport la première survie.

3.3 Influence des amendements calcaire et organique sur le paramètre diamètre au collet au cours deux campagnes

L'analyse de la variance effectuée à la fin l'expérimentation montre qu'il n'existe pas des différences très hautement significatives (p>0,05) entre les traitements considérés vis-à-vis de leurs effets sur le diamètre au collet quel que soit la campagne alors que leurs interactions (matière organique combinée au calcaire) ont induit une différence significative (p=0,0507), il en est de même pour l'amendement calcaire (p=0,0336).

3.4 Influence des amendements calcaire et organique la longueur de hampe et le nombre de hampe au cours deux campagnes

Quant à la longueur de hampe, le résultat de l'analyse de la variance effectuée à la fin l'expérimentation montre qu'il existe des différences très hautement significatives (p<0,05) entre les traitements considérés vis-à-vis de leurs effets sur la longueur de hampe, ceci, quel que soit la campagne. Il en de même pour le nombre de hampe quel que soit le traitement et campagne mais le nombre et longueur de hampe a été meilleure à la première campagne.

Au vue de résultats, la matière organique a agi comme liant des particules du sol entre eux en agrégats plus résistants à l'érosion et plus favorables à la circulation de l'air, à la rétention de l'eau

Chapitre 4. Discussion des résultats

La tendance générale des résultats montre que les différents paramètres observés sont meilleurs en première année qu'en deuxième année, sauf pour le diamètre au collet où une différence significative n'a pas été observée quant à la campagne. Les résultats obtenus en première année sont expliqués par le fait que les amendements organiques et calcaires auraient amélioré le statut nutritionnel et la CEC grâce à son pouvoir chelatant, ce qui expliquerait leurs effets hautement significatifs sur la production des épis et hampes floraux (P<0,05). Cependant, plusieurs auteurs notamment (Crecchio et al. 2004 ; Baize, 2000 ; Comifer et al, 2000 et Shutcha, 2010) ont montré que l'application des amendements (organique et calcaire) améliore les conditions du sol (aération, CEC, porosité), favorisant ainsi une meilleure croissance des plantes et une absorption efficace des éléments nutritifs. Ces auteurs démontrent aussi que ces amendements basiques (calcaire dolomitique) étant des produits de différentes origines sont capables d'augmenter le pH d'un sol et d'en améliorer la structure. Ces produits contiennent généralement du calcium (Ca) et/ou du magnésium (Mg) en plus des bases (O 2-, OH -, CO 32- suivant le produit utilisé) qui ont neutralisés l'acidité de ce substrat favorisant ainsi la survie de M. altéra en élevant son pH.

En comparant les résultats obtenus par rapport aux témoins, quel que soit l'amendement, nous constatons une amélioration progressive des résultats. L'apport des amendements accru considérablement la reprise, survie, la longueur de hampe ainsi que le nombre de hampe. Ces effets favorables des amendements sur la production de M. altéra sur ce substrat pollué sont expliqués par le fait que la décomposition de la matière organique et l'augmentation des rendements étaient étroitement liés à la synchronisation entre la libération des nutriments et leur assimilation par la plante tels que approuvés par Cobo et al. (2002) et Palm (1995). On doit rappeler que les différents traitements n'éliminent pas les ETM, mais qu'ils réduisent la mobilité en favorisant les réactions de fixation sur les surfaces échange, de précipitation, en augmentant le nombre de surface réactionnelle. Des résultats similaires ont été obtenus par Shutcha et al. (2010) dans la région de Lubumbashi ont montré que les apports de chaux et du compost ont permis de réduire la biodisponibilité des ETM.

et au drainage du sol (Charland et al. 2001) pour cela M. altéra aurait trouvé des conditions idéale grâce à ses amendements ce qui lui aurait permis également de survivre. Par ailleurs, comme démontre les études faites par Shutcha (2010), la matière organique aurait bloqué les ETM les rendant ainsi immobiles dans les rejets minéralisés de Kolwezi. Selon cet auteur, à un pH supérieur à 5, les éléments nutritifs ne se combinent pas aux métaux tels que le fer, l'aluminium et Manganèse pour former des complexes humiques qui seraient de précipités. Par conséquent, ces polyéléments sont disponibles dans la solution du sol et indispensables pour la plante (Soltner, 1986).

Cependant, comparativement aux résultats obtenus à la première campagne, la diminution constatée au cours de la deuxième campagne serait expliqué probablement par le fait que la matière organique utilisée était riche en azote, qui d'ailleurs se libère rapidement et peut être perdu par lessivage. Les amendements utilisés ont amélioré tout de même les conditions du sol ce qui explique les résultats observés en seconde campagne. Communément, les matières organiques fraiches ou même tout le sol, en tant que substrat, sont caractérisés par leur rapport C/N. ce rapport donne une idée sur la nature des matières organiques et leur degré de décomposition (Giroux et al., 2007). Cependant, le succès de cette stratégie dépendra de la qualité du matériel organique utilisé et de la quantité d'éléments nutritifs contenus dans ce matériel. Par ailleurs, l'efficacité fertilisante des amendements organiques sont associées à la composition des engrais et à leur période d'épandage.

Conclusion

Ce travail évalue les effets résiduels des amendements organiques et du calcaire utilisés en 2014 sur les rejets métallurgiques de l'usine à cuivre de Kolwezi (UCK), afin de réduire la dispersion des éléments traces dans l'environnement à travers l'érosion hydrique ou éolienne.

Cependant, la tangence générale des résultats obtenus montrent qu'une diminution sur tous les paramètres observés au cours de la deuxième campagne. Par ailleurs, bien qu'une diminution des résultats soit d'observée, l'apport de 20 t.ha^-1 des calcaires et 225t.ha^-1 de la matière organique qui a donné les meilleurs résultats quel que soit la campagne peuvent être recommandable. Les résultats obtenus en première année sont expliqués par le fait les amendements organiques et calcaire auraient amélioré le statut nutritionnel, ce qui expliquerait leurs effets hautement significatifs sur la production des épis et hampes florales.

Au regard de ces résultats, nous disons que le succès de la phytostabilisation dépendra de la qualité du matériel organique et/ou calcaire utilisé et de la quantité d'éléments nutritifs contenus dans ce matériel.

Au terme nous pensons dire que les apports des amendements organiques et du calcaire soient apporté après chaque deux an de par leurs caractéristiques.

Alloway B.J., 1995. Heavy Metals in Soils. Edition2: Blackie Academic & Professional, 368p. Alloway B. J., 1997. The mobilization of trace elements in soils. Contaminated soils. INRA. Paris (France): 133-145 p.

Anonyme, 2009. Technical/Regulatory Guidance, Phytotechnology Technical and Regulatory Guidance and Decision Trees, Revised. [Dossier en ligne] in www.itrcweb.org/Documents/PHYTO-3.

Baize D., 1997. Teneurs totales en éléments traces métalliques dans les sols (France). INRA Editions, Paris. 408 p.

Baize D., 2000. Teneurs totales en « métaux lourds » dans les sols français. Résultats généraux du programme Aspitet. Le Courrier de l'environnement de l'INRA, 39 :39-54.

Baker A.J.M., Walker P.L. 1990. Ecophysiology of metal uptake by tolerant plant », in: SHAW J. A., Heavy Metal Tolerance in Plants: Evolutionary Aspects, Florida, CRC Press, 155-177 pp.

Bert V., Deram A., 1999. Guide des phytotechnologies : utilisation des plantes dans la dépollution et la réhabilitation des sites contaminés par les métaux lourds, France, Environnement et développement alternatif.

Bert V., et Deram A., 1999. Guide des phytotechnologies des plantes dans la décontamination et la réhabilitation des sites contaminés par les métaux lors. EDA Environnement et Développement Alternatif Lille. Biotechnol. Agron. Soc. Environ.

Berti W & Cunningham S. D., 2000. Phytostabilization of metals. In Raskin I & Ensley BD. Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean up the environment, John Wiley & Sons, Canada. 71-88 p.

Bliefert C., Perraud R., 2001. Chimie de l'environnement : air, eau, sols, déchets, Paris, De Boeck Université.

Cao X., Ma L.Q., 2004. Effects of compost and phosphate on plant arsenic accumulation from soils near pressure-treated wood. Environ Pollut 132:435-442.

Charland M., Cantin S., St Pierre M. A & Côté, L., 2001. Recherche sur les avantages à utiliser le compost. Dossier CRIQ 640-PE27158 (R1), Rapport final. Recyc-Québec, 35 p.

Cobo J.G., Barrios E., Kaas D.C.L & Thomas R.J., 2002. Nitrogen mineralization and crop uptake from surface-applied leaves of green manure species on a tropical volcanic-ash soil. Biology and fertility of soils, 36: 87- 92.

Colinet G., (2003). Eléments traces métalliques dans les sols. Contribution à la connaissance des déterminants de leur distribution spatiale en région limoneuse belge. Thèse de doctorat FUSA Gx, 412p.

Comifer, groupe chaulage, 2000. Du laboratoire au champ, questions vives sur le chaulage. Mars 2000. 9p

Crecchio, C., Curci, M., Pizzigallo, M.D.R., Ricciuti, P. & Ruggiero, P. 2004. Effects of municipal solid waste compost amendments on soil enzyme activities and bacterial genetic diversity. Soil Biol. Biochem, 36: 1595-1605.

Cunningham, S.D., Shann, J.R., Crowley, D.E., & Anderson, T.A., (1997). Phytoremediation of contaminated water and soil. In E. L. Kruger, T. A. Anderson, & J. R. Coats (Eds.), Phytoremediation of soil and water contaminants. Washington, DC: American Chemical Society.ACS Symposium séries 664: 2-19.

Dechamp C & Meerts P., 2003.La phytoremédiation : Panacée pour l'environnement ou menace pour la biodiversité ?, Les Naturalistes belges, 82 :135-148 pp.

Farfel M.R., Orlova A.O, Chaney RL, Lees PSJ, Rohde C & Ashley P.J., 2005. Biosolids compost amendment for reducing soil lead hazards: a pilot study of Orgro amendment and grass seeding in urban yards. Sci Total Environ 340:81-95.

Fertial (les fertilisants d'Algérie), 2010. Manuel : Utilisation des engrais. Algérie, IFC, 100 ps.

Fwamba F, Muteba JP, Muhiya H et Mpararo E, (2011). Le rôle de Glencore dans le Partenariat Kamoto Copper Company S.A.R.L (KCC), Rapport d'enquête Editions (NDS, RND, LICOCO) Kinshasa RDC.

Giroux M., N'Dayegamiye A & Royer R., 2007. Effet des apports d'automne et printemps de fumiers et des boues mixtes de papetières sur le rendement, la qualité de la pomme terre et efficacité de l'azote. Agrosolutions18(1):25-34.

Guo XM, D.K.Niu, YQ Liu, TZ Du, SZ Xiao & XH Ye., 2004. Vegetation restoration of different types of barren ecosystems in Jiangxi province. Pages 293-301 in S. P. M .Y.M. Luo, J. Japenga, F.J. Zhao, T. Edelman, B. Marschner, L. Newman and T. Vanek, editor. 2^nd International Conference on Soil Pollution and Remediation, Nanjing, China.

Ineris, 2010. Sites pollues : étude de l'efficacité des techniques de phytoremédiation-Le projet PHYTOSTAB » [dossier en ligne] in INERIS [site web]

Kabata-Pendias A. & Pendias H., 2001. Trace elements in soils and plants, Boca Raton, CRC Press Inc. 3ème Ed.

Kiikliä O., 2002. Remediation through mulching with organic matter of soil polluted by a copper-nickel smelter. Academic dissertation in environmental Protection Science, Faculty of agriculture and Forestery, University of Helsinki. Finnish. Forest Research Institute, Research papers 831, Vantaa research center, 57 p.

Kumpiene J., Lagerkvist A. & Maurice C., 2008. Stabilisation of As, Cr, Cu, Pb, and Zn in soil using amendments- A review, waste management, 28: 215-225 p

Madejo'n E., De Mora A.P., Felipe E., Burgos P. & Cabrera F., 2006. Soil amendments reduce trace element solubility in a contaminated soil and allow regrowth of natural vegetation. Environ. Pollut. 139, 40- 52 p.

Mench M, J Vangronsveld, N Lepp, P Bleeker, A Ruttens & W Geebelen, 2005. Phytostabilisation of métal-contaminated sites. Pages 109-190 in T. N. Springer, ed. Phytoremediation of metal - contaminated soils. Echevarria G., Morel J. L., Goncharova N. (Eds), Trest, Czech Republic. Mench M., Vangronsveld J., Lepp N., Bleeker P., Ruttens A. & Geebelen W. & Morel J. L. 2006. Phytostabilisation of metal-contaminated sites. Phytoremediation of Metal-Contaminated Soils, 109-190 p. Springer, Netherlands

Migeon A., 2009. Etude de la variabilité naturelle dans la réponse du peuplier aux métaux: bases physiologiques et exploitation en phytoremédiation. Thèse, Faculté des Sciences et Techniques, D.F.D. Biologie Forestière, Université Henri Poincaré (Nancy-Université) (Ed. INRA) Paris. Palm C.A., 1995.Contribution of agroforestry trees to nutriment requirements of intercropped plants. Agroforestry Systems, 30: 105-124.

Pilon-Smits E., 2005. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology 56:15-39.

Sauvé S, Hendershot W, Allen HE., 2000. Solid-solution partitioning of metals in contaminated soils: dependence on pH, total metal burden, and organic matter. Environ Sci Technnol 34:1125- 1131.

Shutcha M., 2007. Phytostabilisation des sols contaminés par l'activité minière au Katanga: Mise au point de la culture de Rendlia altera (Rendle) Chiov. Mémoire de DEA, Faculté des Sciences Agronomiques/Université de Lubumbashi. Inédit.

Shutcha M., 2010. Phytostabilisation des sols contaminés en métaux lourds par l'activité minière au Katanga « Cas du quartier Gécamines/Penga Penga contaminés en métaux par les émissions de la fonderie de cuivre de l'Usine Gécamines/Lubumbashi ».Thèse, Faculté des Sciences Agronomiques département de Gestion des Ressources Naturelles, Université de Lubumbashi. Inédit.

Soltner D. 2003. Les Bases De La Production Végétale, Tome I Le Sol Et Son Amélioration, 23ième Edition, Sciences Et Techniques Agricoles, Sainte-Gemmes-Sur Loire.

Tremel-Schaub A. et, Feix I., 2005. Contamination des sols. Transfert des sols vers les plantes. ADEME et EDP Sciences (Eds).

Tshibanda K., 2012. Contribution à la recherche d'un modèle de gestion d'un passif environnemental issu d'un traitement métallurgique des minerais sulfurés cuivre - zinc en République Démocratique du Congo. Thèse, Université libre de bruxelles, Faculté des sciences gestion de l'environnement. Inedit. 275pg.

Useni S.Y., 2009. Transfert des éléments métalliques (ETM) dans le sol-plante et évolution des risqué de contamination de la chaine alimentaire. Etude des cas dans la ville de Lubumbashi en RDC. Mémoire, UNILU, inédit.

Verkleij J. A. C & Schat H., 1990. Mechanisms of Metal Tolerance in Higher Plants. In: SHAW J. A., Heavy Metal Tolerance in Plants: Evolutionary Aspects, Florida, CRC Press, pp. 179-193. Zhou L. X. & Wong J. W. C., 2001. Effect of dissolved organic matter from sludge and sludge compost on copper sorption. J. Environ. Qual. 30: 878-883.

Annexe

capagne	Calcaire	M.O	T Srv 30 jrs	T Srv 90 jrs	Nb Hmp 90 jrs	Dmt Coilet 120 jrs	Lgr Hmp 120 jrs
campagne 1	C0	M0	8	0	0	0	0
campagne 1	C0	M0	53,3	0	0	0	0
campagne 1	C0	M0	26,6	0	0	0	0
campagne 1	C0	M0	10	0	0	0	0
campagne 1	C0	M1	50	26,6	2	3	27,5
campagne 1	C0	M1	36,6	6,6	4	3	42,75
campagne 1	C0	M1	33,3	0	0	0	0
campagne 1	C0	M1	63,3	13,3	7	3	44
campagne 1	C0	M2	80	60	24	2,6	49,8
campagne 1	C0	M2	83,3	46,6	0	1	48,28571
campagne 1	C0	M2	50	33,3	19	3,2	39,85714
campagne 1	C0	M2	33,3	23,3	3	3	42,75
campagne 1	C1	M0	83,3	76,6	26	3,9	37,3
campagne 1	C1	M0	60	46,6	15	3,7	44,8
campagne 1	C1	M0	66,6	43,3	4	2,4	48,5
campagne 1	C1	M0	53,3	23,3	1	2	48
campagne 1	C1	M1	36,3	30	17	3,7	40,77
campagne 1	C1	M1	30	23,3	6	3,5	39
campagne 1	C1	M1	56,5	43,3	18	2,5	42,33333
campagne 1	C1	M1	90	46,6	26	3	37,3
campagne 1	C1	M2	43,3	30	13	3,5	46,2
campagne 1	C1	M2	56,6	36,6	13	3,7	56,66666
campagne 1	C1	M2	80	60	38	3,2	42,71428
campagne 1	C1	M2	56,6	46,6	20	3,3	52,85714
campagne 1		M0	76,6	70	23	2,6	43,6
campagne 1		M0	80	76,6	7	2,6	42
campagne 1		M0	63,3	46,6	7	4	40,33333
campagne 1		M0	80	56,6	88	3,2	42,22222
campagne 1		M1	50	36,6	12	3,7	45,5
campagne 1		M1	56,6	36,6	4	3,2	54
campagne 1		M1	53,3	46,6	4	2,5	43
campagne 1		M1	56,6	46,6	31	2,6	37,3
campagne 1		M2	83,3	76,6	38	6,9	40,625
campagne 1		M2	90	83,3	125	6,7	49,1
campagne 1		M2	90	76,6	208	4,5	49,2
campagne 1		M2	56,6	50	42	3,6	45,22222

campagne 2	C0	M0	0	0	0	0	0
campagne 2	C0	M0	0	0	0	0	0
campagne 2	C0	M0	10	0	0	0	0
campagne 2	C0	M0	0	0	0	0	0
campagne 2	C0	M1	13,33	0	0	0	0
campagne 2	C0	M1	0	0	0	0	0
campagne 2	C0	M1	73,33	0	0	0	0
campagne 2	C0	M1	10	0	0	0	0
campagne 2	C0	M2	0	13,3333333	0	0	0
campagne 2	C0	M2	20	0	0	0	0
campagne 2	C0	M2	40	6,66666667	0	0	0
campagne 2	C0	M2	10	0	0	0	0
campagne 2	C1	M0	86,67	80	4	31,65	20
campagne 2	C1	M0	16,67	0	0	0	0
campagne 2	C1	M0	0	16,6666667	0	0	0
campagne 2	C1	M0	26,67	0	0	0	30,5
campagne 2	C1	M1	0	0	0	0	0
campagne 2	C1	M1	0	0	0	0	0
campagne 2	C1	M1	0	0	0	0	2
campagne 2	C1	M1	0	3,33333333	0	0	0
campagne 2	C1	M2	0	0	0	0	0
campagne 2	C1	M2	13,33	3,33333333	0	0	0
campagne 2	C1	M2	36,67	0	0	0	0
campagne 2	C1	M2	0	0	0	0	0
campagne 2		M0	13	23,3333333	0	0	0
campagne 2		M0	23	53,3333333	3	4,9	33,5
campagne 2		M0	2	0	0	0	0
campagne 2		M0	4	0	0	0	0
campagne 2		M1	11	53,3333333	5	3,25	36
campagne 2		M1	3	0	0	4,25	30
campagne 2		M1	5	26,6666667	0	5,7	0
campagne 2		M1	4	0	0	0	0
campagne 2		M2	24	83,3333333	0	46,3	36
campagne 2		M2	4	13,3333333	0	3	0
campagne 2		M2	9	73,3333333	0	9	26,5
campagne 2		M2	21	60	0	9,2	27,5