L’application d’amendements organiques

L’APPLICATION D’AMENDEMENTS ORGANIQUES

Améliorer la fertilité et la stabilité du sol s’avère nécessaire pour assurer le succès de la mise en végétation des parcs à résidus miniers (Tandy et al. 2011; Gagnon 2018). L’utilisation de différents types d’amendements organiques a montré la capacité d’augmenter le pourcentage de recouvrement total et la biomasse de la végétation de sous-bois sur les parcs à résidus, en réponse à l’amélioration des caractéristiques physicochimiques du sol et l’augmentation de la concentration en nutriments (Haering et al. 2000; Shipitalo et Bonta 2008; Sheoran et al. 2010; Gardner et al. 2012; Larney et Angers 2012; Brown et Naeth 2014; Young et al. 2015; Faubert et al. 2016). Toutefois, l’application d’une trop grande quantité d’amendements peut provoquer une réduction de la diversité et de la richesse spécifique des communautés végétales. Cette réponse est généralement explicable par l’augmentation de la disponibilité des ressources qui permet à certaines espèces à croissance rapide, notamment les poacées, d’augmenter rapidement leur biomasse ce qui empêche les autres espèces d’accéder à la lumière (DiTommaso et Aarssen 1989; Fujimaki et al. 2009; Borden et Black 2011). Suding et al. (2005) ont montré que la probabilité de voir disparaître une espèce suite à une fertilisation en azote est de 10% pour les espèces de grandes abondances et de 60 % pour les espèces rares.

Néanmoins, une utilisation adéquate des amendements peut favoriser l’établissement de communautés de plantes diversifiées, particulièrement sur des sites pauvres en nutriments, dont font partie les parcs à résidus miniers (Haering et al. 2000). Plusieurs amendements organiques sont disponibles en grande quantité au Québec et pourraient être utilisés pour contribuer à la restauration de parcs à résidus miniers. Par exemple,l’humus forestier (premier horizon du sol de la forêt) est disponible directement sur les sites miniers, étant récupéré lors de la construction du parc ou lors de son agrandissement. Cet amendement a un contenu élevé en matière organique, en nutriments, en microorganismes et en graines d’espèces indigènes (Sydnor et al. 2002; Rivera et al. 2012; Zając et Zarzycki 2012;Macdonald et al. 2015). Toutefois, pour des raisons opérationnelles, l’humus forestier est souvent entreposé avant son utilisation ce qui peut entraîner sa compaction, la perte de champignons décomposeurs et de mycorhizes et la diminution de la viabilité de la banque de graines qui lecompose (Rivera et al. 2012; Dhar et al. 2018). Aussi, cet amendement n’est pas toujours disponible en quantité suffisante pour recouvrir l’ensemble de certains parcs à résidus (Brown et al. 2014; Larchevêque et al. 2014).

Comme autre option, les biosolides de papetières (BP), un résidu organique généré par les industries de pâtes et papiers, représentent un potentiel d’utilisation en raison de leur grande disponibilité (Haering et al. 2000). À l’heure actuelle, ces résidus sont enfouis ce qui entraîne l’émission de gaz à effet de serre (Faubert P et al. 2017). Toutefois, cette pratique ne sera en principe plus permise d’ici 2022 au Québec, les compagnies devront alors trouver une manière de les valoriser et une avenue possible est leur utilisation en tant qu’amendement (Faubert et al. 2016). Leur application sur des parcs à résidus miniers a révélé pouvoir apporter certains bénéfices pour la restauration, tels que la neutralisation du pH de sols acides, l’augmentation du carbone organique du sol et l’accroissement du pourcentage de recouvrement total de végétation (Haering et al. 2000; Green et Renault 2008; Young et al. 2015; Faubert et al. 2016; Chinchu et Sumi 2019). Finalement, les résidus d’origine animale représentent aussi un potentiel pour la restauration des résidus miniers puisque leur utilisation en agriculture est reconnue pour améliorer le rendement des cultures (Haering et al. 2000).

LA BIODIVERSITÉ VÉGÉTALE

À l’échelle mondiale, la forêt boréale n’est pas un écosystème connu pour avoir une grande diversité taxonomique. Néanmoins, cet écosystème abrite un large éventail d’espèces dont certaines sont uniques à ce type de forêt. Approximativement 20 300 espèces végétales y ont été identifiées (Ruckstuhl et al. 2008). Étant principalement dominée par des essences résineuses, une proportion importante de la diversité de la forêt boréale est constituée de plantes vasculaires, de bryophytes et de lichens se retrouvant en sous-bois ou sous forme de tapis (Zouaoui 2011; Arseneault et al. 2012). La composition de ces communautés est constamment modifiée par des agents de changements comme les perturbations naturelles (feux et épidémies d’insectes) (Bergeron et Fenton 2012).

L’un des objectifs de la restauration des parcs à résidus miniers est de rétablir un écosystème se rapprochant le plus possible du milieu naturel de départ (Dhar et al. 2018). Pour ce faire, la diversité des plantes de parcs à résidus miniers récemment restaurés peut être comparée aux communautés en régénération retrouvées dans une forêt ayant subi un feu, les brûlis ayant été jugés comme une bonne référence forestière dans la littérature scientifique (Errington et Pinno 2015). Ces deux types de perturbations (perturbation minière et brûlis) ont la caractéristique de laisser un sol exposé, sans végétation, où s’ensuivra un processus de succession naturel, c’est-à-dire une recolonisation par la végétation (Dhar et al. 2018; Jean et al. 2019).

Influence of amendments and tree plantations on plant community responses at Niobec

Tree plantations and the interaction between tree plantations and amendment application had no influence on plant community responses at Niobec, while the amendment application alone influenced total percent cover, evenness (J’) and diversity (1-D) (Table 2). Vegetation cover was significantly higher in plots that were restored with both topsoil and PMS (70.5 %) than plotstreated only with topsoil (41.9 %) (Fig. 1). While amendment application did not influence richness, evenness and diversity decreased when both topsoil and PMS were applied, compared to topsoil alone (Table 2; Fig. 1). This suggests that diversity declined because of the decrease in evenness related to the dominance of some species, and not because of a change in species number.Furthermore, total vegetation cover in plots amended with topsoil and PMS was more similar to those on the reference site (Fig. 1). However, evenness and diversity on plots amended with topsoil were more similar to the reference site than those amended with both topsoil and PMS.

Influence of amendments application on plant community responses at Mont-Wright

Amendment application at Mont-Wright significantly influenced the total percent cover, J’ and 1- D (Table 5). The single application of PMS, topsoil and the Norco treatment (N3) resulted in a similar percent cover of plant (Fig. 4). The treatments that included a five-year-old Norcotreatment(N5, PMS50+N5 and Topsoil+N5) resulted in higher total percent cover (Fig. 4). However, these treatments had a lower evenness and diversity compared to those treatments that did not include the Norco treatment. The treatment that tended to be the most distant from the reference site, according to plant community responses (total percent cover, evenness and diversity), was the fiveyear-old Norco treatment mixed with PMS (PMS50+N5). The plant percent cover, evenness, and diversity showed tendency to be more dissimilar to that in the reference site.

Richness, Evenness and Diversity

At both sites, amendments that produce the highest total percent cover resulted in those with the lowest evenness and diversity. Althought amendment application influenced some plant community responses; it did not influence richness. Other studies reported no change in richness on mining sites or degraded grasslands, following nutrients addition (Díaz et al. 2007; Borden and Black 2011; Wójcikowska-Kapusta et al. 2017). This response does not coincide with the generally accepted “hump-backed-model” (HBM), which states that increasing net primary production lead to a decrease in richness (Grime 1973; Suding et al. 2005; Fujimaki et al. 2009). Adler et al. (2011) suggested that there might be better drivers for richness than productivity, such as resources supply rate, disturbance, habitat heterogeneity, biogeographic and assembly history, since they could not find conclusive evidence of the HBM in their multi-site experiment, as for the sites in the present study. In addition, studies have shown that species that colonize nutrient-poor sites react differently to nutrient addition than species that colonize richer sites (Chapin et al. 1986). The species that establish in poor conditions are equivalent competitors, thus an increase in primary production allows their coexistence and delays competition exclusion (Huberty et al. 1998). Overall, it takes more time for species richness to decrease in such nutrient-poor sites, since nutrient addition is initially expressed by changes in species abundance, which leads to a decrease in evenness and diversity (DiTommaso and Aarssen 1989; Huberty et al. 1998).

At Niobec, the application of PMS on topsoil increased the performance of invasive forbs, grasses and the moss Brachythecium campestre. These species seem to be well adapted to colonizing tailings, as previously reported multiple time on other mine sites (Futoransky et al. 2012; Bouchard et al. 2018; Dhar et al. 2018). Similarly, At Mont-Wright, numerous mosses that colonize perturbed sites performed well such as Ceratodon purpureus, Polytrichum juniperinum, and Polytrichum piliferum (Futoransky et al. 2012; Venier et al. 2014; Dhar et al. 2018).

Tree Plantations

There is very little empirical evidence that plantations contribute to restoring biodiversity on mine sites, since there is a high variability of responses across studies. However, according to two published reviews, plantations of native trees on degraded lands could likely have a more positive effect on biodiversity establishment, than that with other plantation types in other ecosystems(Barbier et al. 2008; Bremer and Farley 2010). Our results at the Niobec site do not support this assumption, since our plantations did not influence any of the plant community responses measured (total percent cover, S, J’ and 1-D), compared to the control plots with no trees. Felton et al. (2010) pointed out that other factors could influence biodiversity establishment in plantations, which could also explain why no general pattern emerges across studies. Plantation characteristics, proximity to native vegetation and the previous land use might be important process drivers (Felton et al.2010). For instance, tree spacing has shown to play an important role in mediating plant facilitation by changing microclimatic conditions such as temperature, moisture, and light availability in the understory, all of which can influence plant community’s composition (Lieffers and Stadt 1994;Barbier et al. 2008; Paquette et al. 2008; Bergeron and Fenton 2012; Venier et al. 2014). Our results also suggest that using mixed or pure plantations had no short-term influence on plantdiversity. To date, there is still little evidence that mixed plantations would be associated with a higher diversity than monoculture in the literature (Cavard and Bergeron 2011). Overall, further research needs to be performed to validate (or not) the longer-term influence of different plantation types on the establishment of plant diversity, to evaluate the potential of this restoration method on tailings storage facilities. One should also note that after six years of planted tree growth at Niobec, canopy closure – and associated light interception – was still not noticed (results not showed).Finally, although plantations might not contribute to increasing plant diversity, their use could provide other benefits such as facilitating the establishment of other native tree species, integrate tailings facilities into the forested landscapes, provide wildlife habitats and increase carbon sequestration (Carnevale and Montagnini 2002; Ussiri and Lal 2005; Bouchard et al. 2018).

Table des matières

RÉSUMÉ
REMERCIEMENTS
LISTE DES TABLEAUX
LISTE DES FIGURES
CHAPITRE 1 INTRODUCTION
1.1 LA BIODIVERSITÉ
1.2 LES CONDITIONS SUR LES PARCS À RÉSIDUS MINIERS
1.3 LA RESTAURATION DES PARCS À RÉSIDUS
1.3.1 LE REBOISEMENT AVEC DES ESPÈCES LIGNEUSES
1.3.2 L’APPLICATION D’AMENDEMENTS ORGANIQUES
1.4 LA BIODIVERSITÉ VÉGÉTALE
1.5 MESURER LA BIODIVERSITÉ VÉGÉTALE
1.6 HYPOTHÈSES ET OBJECTIFS
CHAPITRE 2 ABSTRACT
INTRODUCTION
MATERIAL AND METHODS
Site description
Experimental Designs
Biodiversity sampling
Statistical Analysis
RESULTS
Influence of amendments and tree plantations on plant community responses at Niobec
Influence of amendments application on plant community responses at Mont-Wright
Influence of amendments on functional groups at Niobec and Mont Wright
DISCUSSION
Total percent cover
Richness, Evenness and Diversity
Functional Groups
Tree Plantations
CONCLUSION
CHAPITRE 3 CONCLUSION GÉNÉRALE
RÉFÉRENCES
APPENDIX A

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