Collection Mémoires et thèses électroniques
AccueilÀ proposNous joindre

Chapitre 1 Introduction générale

Table des matières

Les champignons telluriques ectomycorhiziens en symbiose avec les radicelles des conifères sont reconnus comme étant des acteurs essentiels au fonctionnement des écosystèmes boréaux. Cette thèse présente des travaux portant sur l’utilisation de ces champignons symbiotiques pour l’amélioration des pratiques de restauration d’écosystèmes sur des terrains infertiles. Les objectifs des expériences présentées dans la suite de ce document sont donc plus appliqués que fondamentaux et servent les besoins de végétalisation de rejets sableux sodiques et/ou salins issus de l’exploitation des sables bitumineux au Nord-Est de l’Alberta (Canada). Ces travaux s’intègrent ainsi dans un plus vaste projet de recherche pour la mise en valeur de l’inoculation de semis destinés à la végétalisation de terrains perturbés :

Depuis la boîte de Pétri jusqu’aux invariables difficultés des mesures in situ, les thématiques abordées dans les expériences qui suivent croisent plusieurs disciplines (e.g., physiologie, mycologie, écologie, sciences du sol, foresterie). De fait, pour faciliter la compréhension de la thèse, ce premier chapitre constitue une synthèse permettant de cerner les différents aspects abordés dans les expériences des chapitres suivants. D’un point de vue général, la restauration de terrains perturbés par les activités humaines relève de problématiques environnementales (pollutions) et écologiques (réhabilitation d’écosystèmes). Plus précisément, il s’agit de comprendre le mode d’action du stress et la réponse des organismes exposés (écophysiologie/écotoxicologie). Il faut garder à l’esprit que cette thèse décrit le stress salin généré par l’excès de Na+, dit stress sodique, mais qu’il existe une grande variété de compositions salines possibles. Mentionnons que l’excès de NaCl peut être considéré comme un stress modèle pour décrire la réponse physiologique des plantes, des champignons et des bactéries au stress salin. Dans la suite de ce document, le terme salinité est employé pour l’excès de sel en général et l’emploi du terme sodicité fait référence à l’effet spécifique de l’excès de Na+. De fait, l’expression « stress sodique » est employée pour indiquer les effets osmotique et ionique provoqués par l’excès de Na+ sur la physiologie d’un organisme.

Un excès de sel est d’abord un stress chimique mais qui provoque également un stress physique en limitant la disponibilité de l’eau pour les organismes exposés. C’est pourquoi les composantes explicatives (acteurs du changement) de la réponse physiologique sont plutôt d’ordre biochimique (e.g., ajustement osmotique, protection du métabolisme et des structures) alors que les composantes biophysiques ne sont souvent que des résultantes de ces processus d’adaptation ou de dépérissement (e.g., turgescence, perméabilité membranaire, conductivité hydraulique). Par conséquent, les travaux présentés dans cette thèse se concentrent essentiellement sur l’activité photosynthétique, l’absorption de Na+ et l’accumulation de solutés compatibles dans les tissus des organismes exposés à un stress sodique. Cette caractérisation écophysiologique de semis inoculés a pour but d’évaluer si l’inoculation de semis peut améliorer la croissance et la survie des plants dans un milieu présentant un excès de Na+.

La suite de ce chapitre présente le contexte général de cette thèse, à savoir : l’écosystème forestier boréal, l’exploitation des sables bitumineux, et la problématique de restauration de l’écosystème forestier sur des rejets salins. Dans ce cadre, la description de conditions salines et sodiques, la physiologie des plantes exposées à un excès de sel et l’influence des champignons mycorhiziens sur la physiologie de leur hôte végétal sont détaillées afin d’introduire les expériences décrites dans les chapitres subséquents.

Parmi tous les types de biomes terrestres, existe la vaste forêt nordique subarctique connue sous le nom de forêt boréale (l’adjectif « boréal(e) » est emprunté au latin borealis, « du Nord ») (Figure 1.1) ou taïga (en russe). Cette région ou unité biogéographique occupe toute la longueur de l’Amérique du Nord et de l’Eurasie et aucun équivalent n’existe dans l’hémisphère sud. La forêt boréale encercle le globe suivant une extension circumpolaire (Figure 1.1).

Source : projet BOREAS, www.borealforest.org/world/world_overview.htm (consulté : janvier 2005) et environnement canada, www.pnr-rpn.ec.gc.ca (consulté : février 2005)

En Amérique du Nord, la ceinture boréale peut atteindre 2000 km de large et représente 28 % du territoire situé au Nord du Mexique (77 % des forêts canadiennes ou 310 millions d’hectares (www.nrcan-rncan.gc.ca/cfs-scf/national/what-quoi/sof/ (consulté : octobre 2005))). Dans ses frontières les plus nordiques (entre lat. 68ºN et 58ºN pour l’Amérique du Nord), la forêt boréale rencontre le biome des steppes arctiques de la toundra. La frontière Sud de ce biome est plus difficile à définir. La séparation n’est pas aussi distincte qu’avec l’écotone (zone de transition entre deux biomes) de la toundra et, de plus, la transition se fait au sein d’une grande variété de types de végétation. Ainsi, selon le contexte climatique, la transition se fera avec des forêts caducifoliées mixtes, des forêts sub-alpines ou avec les prairies du centre du Canada (Larsen 1980, Röhrig & Ulrich 1991, Henry 2002).

La composition végétale de la forêt boréale Nord-américaine varie d’est en ouest sous l’influence des océans et du relief. Ce biome intègre presque l’ensemble des forêts canadiennes et est dominé par des gymnospermes de la famille des Pinaceae. De cette famille, les genres Pinus et Picea forment de vastes peuplements forestiers, souvent monospécifiques (Read et al. 2004). On retrouve également des espèces des genres Abies et Larix. Dans sa partie Sud, la forêt boréale se compose également d’espèces feuillues des genres Ulmus, Salix, Fraxinus, Quercus, Acer, Alnus, Betula et Populus (Henry 2002). Les herbacées sont très rares dans cette forêt dense. Quant à la strate arbustive, elle est composée en grande partie d’espèces de la famille des Éricacées (e.g., Vaccinium spp. ou Ledum groenlandicum).

Étant donné la courte durée de la période de croissance offerte par le climat nordique, les conifères ont un net avantage compétitif provenant de leur capacité à photosynthétiser à l’année longue. En outre, les sols de la forêt boréale sont très pauvres du fait de leur immaturité (fonte tardive du bouclier de glace, il y a 6 à 9000 ans), ce qui offre un autre avantage sélectif pour les conifères. Cet avantage est entretenu notamment par la composition de la litière des forêts de conifères. La litière d’aiguilles favorise des conditions acides qui ralentissent la décomposition de la matière organique. Les sols pauvres en nutriments tendent à favoriser les conifères car ce sont des espèces accumulatrices, en particulier pour le calcium (Ca), l’azote (N), le phosphore (P) et le potassium (K). Une grande partie de ces éléments accumulés n’est restituée au sol que lorsque les arbres meurent et se décomposent lentement ou sont brûlés (Henry 2002). Le feu (facteur de perturbation) survient à l’occasion de périodes plus sèches et est un élément clé pour le renouvellement de la forêt.

La capacité des conifères à vivre en milieu difficile tient autant aux qualités de leurs parties aériennes qu’à celles de leurs organes souterrains. Ils disposent de systèmes racinaires multitrophiques hautement dépendant de leur symbiose avec certains champignons telluriques (voir ci-après). L’association la plus commune est réalisée avec des champignons supérieurs de l’embranchement des ascomycètes ou des basidiomycètes. Ceux-ci forment avec les radicelles des conifères des organes symbiotiques appelés ectomycorhizes permettant le partage de ressources entre les deux organismes. La forêt boréale entretient une grande diversité fongique aux fonctions écologiques variées. Parmi les champignons symbiotiques, les espèces ectomycorhizienne (ECM) et éricoïdes sont dominantes dans les forêts boréale et subalpine (Allen 1991).

Certains champignons très versatiles, tels que les ascomycètes des genres Phialocephala, Phialophora, Hymenoscyphus, se retrouvent essentiellement dans les premières phases de succession suite à la perturbation d’un site. Ils s’associent aux plantes pionnières (e.g., Ericacae, Betulacae) qui viennent recoloniser l’environnement. Ces trouées, où poussent également des herbacées permettent le développement de champignons mycorhiziens arbusculaires (zygomycètes) (Allen 1991). Néanmoins, ces derniers champignons sont possiblement moins adaptés aux conditions des sols de la forêt boréale que les champignons ECM, notamment pour l’absorption du N organique (Northurp et al. 1995, Moyersoen et al. 2001, Read et al. 2004). Par un phénomène de succession, les feuillus de la forêt boréale vont progressivement recouvrir le terrain dénudé et protéger la pousse des jeunes conifères (Kimmins 2004, environnement Canada www.pnr-rpn.ec.gc.ca (consulté : février 2005)). Ceux-ci bénéficient des communautés de champignons ECM pionniers ainsi que probablement des colonisateurs (Encadré 1.1) plus tardifs de stade de succession intermédiaire tels que les basidiomycètes des genres Thelephora, Laccaria, Hebeloma, Suillus, Rhizopogon, Tomentella, etc. Après perturbation, la communauté fongique sous-jacente se complexifie avec l’âge du peuplement (Dighton & Mason 1985, Last et al. 1987, Bradbury et al. 1998, Frankland 1998, Jumpponen et al. 2002) jusqu’à la fermeture de la canopée (Guinberteau & Courtecuisse 1997).

Encadré 1.1 Mode de propagation des champignons mycorhiziens.

Au Canada, de vastes étendues de forêts primaires sont encore intactes de toutes activités humaines. Néanmoins, la demande mondiale croissante en produits forestiers et en énergie augmente la pression de mise en valeur de la forêt boréale. Cet écosystème est ainsi exposé à de fortes perturbations. Par exemple, la coupe forestière de grande envergure progresse sur les zones encore vierges. En second plan, les industries minières ainsi que la prospection et l’exploitation des ressources énergétiques (pétrole, gaz, hydro-électricité) agissent de façon synergique sur la destruction des écosystèmes boréaux. Le réchauffement climatique stimule cette tendance par l’augmentation des feux de forêts et des ravages par les insectes. Parmi toutes ces agressions, l’exploitation des sables bitumineux, bien que nécessaire, est, dans le contexte technologique actuel, une des plus dévastatrices et polluantes (Sénat du Canada 1999).

L’exploration des ressources pétrolifères s’est principalement concentrée sur le pétrole brut et les gaz naturels. Leur facilité d’extraction et leur faible coût ont longtemps inhibé le développement de technologies pour l’exploitation d’hydrocarbures lourds et visqueux tels que ceux des sables bitumineux (autrement appelés asphaltiques, « oil sands » en anglais) ou des schistes kérobitumeux (« oil shale » en anglais). Au début des années 70, l’impressionnante montée du prix du baril de pétrole ainsi que la crainte d’un épuisement de la ressource ont motivé l’intérêt porté aux vastes réserves d’énergie contenues sous ces formes moins nobles (Encadré 1.2).

Encadré 1.2 Le pétrole des sables bitumineux.

Le Canada possède le deuxième plus grand réservoir de pétrole (Canada : 178,68 Alberta : 176,1 milliards de barils (« Alberta Energy and Utilities Board » www.eub.gov.ab.ca (consulté : décembre 2004)) au monde, derrière l’Arabie Saoudite (> 250 milliards de barils). Un tiers de la production de pétrole canadien provient des sables bitumineux et cette réserve représente également un tiers des ressources mondiales en sables bitumineux (Oil sands discovery center www.oilsandsdiscovery.com (consulté : décembre 2004)). La province de l’Alberta dispose de l’essentiel de la réserve canadienne avec trois gisements principaux (Figure 1.2) couvrant un territoire de 140 800 km2 : Peace River, Cold Lake et Athabasca (qui comprend le dépôt de Wabasca).

Les sables bitumineux de l’Alberta trouvent leur origine au Crétacé mais leur formation reste encore controversée (Figure 1.3). On suppose, comme pour d’autres réserves de sables bitumineux, que les hydrocarbures ont migré dans leur réservoir actuel plutôt que de s’y être originellement formés (Selley 1985). Cette migration dans les sables a été vraisemblablement engendrée par la pression de formation de la cordillère des Rocheuses. Avec le temps, le pétrole léger déplacé s’est transformé sous l’action de l’eau et des bactéries (Encadré 1.3). Le réservoir de l’Athabasca est le plus grand mais seulement 20 % (8000 km2) de ce dépôt est accessible par les méthodes conventionnelles d’exploitation à ciel ouvert. Quelques kilomètres au Nord de Fort McMurray (AB, Canada), au cœur de la forêt boréale, là où ce gisement est le plus proche de la surface, trois compagnies se partagent son exploitation : Syncrude Canada Ltd., Suncor Energy Inc. et Albian Sands Energy Inc.

Encadré 1.3 Formation d'un gisement de pétrole.

Source : « Alberta energy and utilities board » www.eub.gov.ab.ca (consulté : décembre 2004).

Source : Oil sands discovery center www.oilsandsdiscovery.com (consulté : décembre 2004).

La technologie d’extraction et de raffinage du pétrole des sables bitumineux ne cesse désormais de se développer. On considère que les sables contenant 12 % de pétrole sont de haute qualité alors que les sables en contenant 6 % sont qualifiés de pauvres ou non rentables pour l’exploitation. En moyenne, il y a 1 à 20 % d’hydrocarbures dans les sables et il faut 2 t de sables bitumineux pour obtenir 156 L (un baril) de pétrole brut synthétique. En 2010, l’industrie des sables bitumineux devrait atteindre une production de 2 millions de barils par jour (« Alberta Energy and Utilities Board » www.eub.gov.ab.ca (consulté : décembre 2004)). À l’heure actuelle, en Alberta, l’exploitation à ciel ouvert reste la méthode conventionnelle. Les parties du réservoir les plus proches de la surface (moins de 80 m, taille de la fosse la plus profonde de la zone exploitée par Syncrude Canada Ltd.) sont mises à nue et récoltées (Fung & Macyk 2000). Ainsi, la forêt est d’abord rasée et la couche superficielle de tourbe Muskeg (1 à 3 m) est déblayée (Figure 1.4). Avant d’atteindre le gisement, la couche de mort-terrain (ou matériau de couverture) sous-jacente à la couche de matière organique, doit également être excavée. Ce matériau est une masse compacte de roche et d’argile très humide. Les sables bitumineux sont ensuite

transportés par des engins de forte capacité (e.g., les larges transporteurs U-haul : 360 t et 3 300 HP (Figure 1.4)), conditionnés (broyé/homogénéisé) et traités à l’eau. Les sables bitumineux sont hydrophiles car chaque particule de sable est entourée d’une fine pellicule d’eau avant d’être entourée par une pellicule de pétrole. Chaque grain est ainsi associé aux autres dans une matrice cohérente d’hydrocarbures (Figure 1.5).

Les sables sont traités à l’eau et/ou à la vapeur d’eau pour séparer efficacement les hydrocarbures par la chaleur et par extraction liquide-liquide. La fine pellicule d’eau saline entourant chaque grain de sable contient des argiles fines en suspension. Celles-ci sont dispersées par l’ajout de soude (NaOH) aux eaux de traitement dans le but d’augmenter le rendement d’extraction du pétrole (Fung & Macyk 2000).

Ces eaux usées, ayant servi lors de l’extraction, sont rejetées pour conduire les sables dans les fosses d’extraction épuisées (Figure 1.6). Par un processus de sédimentation, de l’extérieur du puits vers le centre, le diamètre des particules sableuses et argileuses diminue (Li & Fung 1998). Des talus de sables

grossiers s’amoncellent aux abords du puits et une étendue d’eau peut éventuellement se former au centre du remblai. Cette eau peut ensuite être recyclée à nouveau dans le processus d’extraction (Fung & Macyk 2000).

Les déblais de matière organique provenant des horizons supérieurs des sols excavés (e.g., tourbe Muskeg) et ceux de mort-terrains sont stockés à ciel ouvert en amoncellement et/ou utilisés pour amender les sables stabilisés dans les pratiques courantes de restauration.

Pour satisfaire aux exigences du « Environmental Protection and Enhancement Act » (1992) de la province de l’Alberta (« Alberta Energy and Utilities Board », www.eub.gov.ab.ca (consulté : décembre 2004)), Syncrude Canada Ltd. anticipe, à long terme, un retour des terrains perturbés à un état stable et en équilibre biologique : il s’agit de créer un territoire ayant une capacité de production au moins égale à celle qui prévalait au début des opérations. La compagnie envisage ainsi recréer un paysage constitué d’une mosaïque dominée par une forêt productive et des habitats fauniques variés tels que des zones humides et des prairies (élevage de bisons). Plus de $7 millions sont investis chaque année pour réhabiliter les terrains perturbés. Plus de 2,5 millions de semis ont été plantés sur les sols reconstitués sur les rejets et approximativement 3300 hectares ont été restaurés. Syncrude Canada Ltd. a pour objectif de restaurer 4000 hectares de plus au cours des dix prochaines années (Syncrude Canada Ltd., www.syncrude.com (consulté : décembre 2004)).

Les exigences du gouvernement ainsi que la nature et la dimension de l’espace à réhabiliter conditionnent la nature des efforts de restauration à mettre en œuvre. Les méthodes de restauration sont déterminées sur la base de quatre éléments principaux : les caractéristiques des rejets, la quantité et les caractéristiques des matériaux d’amendements, le climat et les objectifs de restauration (e.g., espace naturel, récréatif, agricole ou forestier) (Fung & Macyk 2000). Réhabiliter un écosystème implique d’accélérer la recolonisation des espaces perturbés par les organismes indigènes. Pour ce faire, il s’agit de développer des techniques de restauration favorisant la stabilisation du substrat tout en réduisant les stress qui limitent le retour des organismes autochtones. Dans ce cadre, les actions peuvent être menées à plusieurs niveaux : améliorer les conditions édaphiques, augmenter et/ou introduire des propagules (e.g., micro-organismes, végétaux) pour favoriser la régénération naturelle ou introduire directement des organismes déjà développés (e.g., semis de pépinière). Par exemple, l’utilisation d’un amendement organique naturel tel que de la tourbe fournit un substrat adequat pour la végétalisation des espaces perturbés. Cette pratique permet notamment d’enrichir les rejets en nutriments et en propagules de différents organismes (Zak & Parkinson 1982, Danielson et al. 1983b, Danielson & Visser 1989).

Le processus de restauration sur les terrains perturbés issus de l’exploitation des sables bitumineux suit la séquence suivante : (i.) caractérisation des sols naturels préalablement à leur destruction pour déterminer l’amendement le plus cohérent, (ii.) préparation et épandage des matériaux d’amendements après perturbation (et stabilisation des rejets), (iii.) ensemencement avec des herbacés pour stabiliser le terrain et structurer le substrat, (iv.) plantation des semis de pépinière, (v.) entretien et suivi du terrain et (vi.) certification de la bonne réhabilitation du terrain (Fung & Macyk 2000). Les séquences iii et iv peuvent être englobées dans le terme plus général de végétalisation (Encadré 1.4).

Encadré 1.4 Définitions des termes végétalisation et reboisement.

De l’ensemble des sols cultivés du monde, 23 % sont affectés par des problèmes de salinité (Keren 2000). Les sols salins couvrent 397 millions d’hectares et les sols sodiques 434 millions d’hectares (FAO www.fao.org/ag/agl/agll/spush/ (consulté : juillet 2005)). Les plus vastes étendues de sols affectés par l’excès de sel se trouvent en Australie (25-30 %) et sur le territoire de l’ex-URSS (Levy 2000). On retrouve dans les plaines de l’ouest du Canada les sols les plus sodiques en Amérique du Nord (Levy 2000).

La formation d'un sol salin (parfois dit « salé ») ou sodique résulte généralement de l'accumulation de sels dans les horizons de surface (Churchman et al. 1993, Naidu & Rengasamy 1993, Sumner 1993, Keren 2000, Levy 2000, Brady & Weil 2002, Essington 2004). Ce processus dépend essentiellement du régime hydrique du sol et des sources de sel. Lorsque le climat est chaud et sec, entraînés par les eaux capillaires suivant le flux d'évaporation, les sels sont accumulés en surface. Les sels les plus communs présents dans la solution du sol correspondent aux cations Ca2+, Mg2+, Na+, K+, et aux anions . D'autres sels moins courants et plus toxiques à faibles concentrations sont également à considérer. Ces éléments traces sont le bore, le sélénium, l'arsenic et le molybdène (Keren 2000, Essington 2004). De façon analogue à la formation d’un sol salin, un sol devient sodique lorsque la proportion d'ions Na+ dépasse celles des autres électrolytes de plusieurs ordres de grandeur (Sumner 1993, Levy 2000, Essington 2004). Cela dépend de la source de sels mais aussi des conditions physico-chimiques du sol.

Les eaux souterraines, déjà naturellement salines, montrent des concentrations en sels de plus en plus élevées en se rapprochant d’un gisement d’hydrocarbures (indicateur utilisé pour l’exploration) (Selley 1985). Parfois, comme dans le bassin de l’Athabasca en Alberta, des saumures (« brine » en anglais) se forment. Ce sont des eaux sursalées obtenues en principe par l’évaporation de l’eau de mer (Bureau des traductions du Canada, www.termiumplus.bureaudelatraduction.gc.ca (consulté : mars 2005)) et à base essentiellement de Na+ et Cl- (Alberta environment 2001). Au cours du procédé d’extraction, ces eaux récoltées avec les sables bitumineux se mélangent aux eaux sodiques utilisées pour la séparation des hydrocarbures et du sable. Les eaux de rejets renferment ainsi une grande variété de sels en excès, tel que rapporté par Renault et al. (1999) et Franklin et al. (2002a) qui ont mesuré des eaux de rejets sableux avec des concentrations élevées de et . Ainsi, l’essentiel des électrolytes en solution dans la matrice sableuse sédimentée proviennent des eaux de rejets. Le sable est caractérisé par une faible capacité de rétention de l’eau (Brady & Weil 2002) et les eaux de rejets s’accumulent donc en principe dans le sous-sol du puits remblayé. Les sels vont se distribuer au travers de la matrice sableuse par diffusion et en fonction des mouvements d’eau. Durant les périodes de sécheresse estivale, cette eau et les électrolytes qu’elle contient vont remonter par capillarité. À ce point, il faut considérer que l’évaporation est d’autant plus forte que ces terrains dénudés subissent une forte exposition aux radiations solaires et au vent. L’eau s’évaporant, les sels vont s’accumuler en surface pour être à nouveau lessivés par la pluie. Avec l’hétérogénéité spatiale et temporelle impliquée dans cette circulation de l’eau entre le sol et l’atmosphère, il est très clair que les concentrations en sels de surface vont montrer une très grande variabilité (qualitativement et quantitativement), et ceci même si le substrat sableux est théoriquement homogène (i.e., construit sur un gradient de particules déposées en groupes de tailles homogènes). Dans ces conditions, les sols reconstitués à partir de rejets sableux pourront être salins et/ou sodiques. Il faut bien noter que l’on peut retrouver au sein d’un même site des conditions salines, sodiques, salin-sodiques et qu’un classement des terrains se base sur des valeurs moyennes issues d’échantillons prélevés à la grandeur de chaque site.

Tel que précisé ci-dessus, on peut distinguer deux grands groupes de sols affectés par l’excès de sels, les sols salins et les sols sodiques. Les premiers ont un excès de sels solubles de toutes sortes, excès suffisant pour affecter la production végétale sans affecter les propriétés physiques. Les seconds ont un niveau de saturation du complexe adsorbant par du Na+ suffisant pour affecter la structure du sol et la production végétale (Churchman et al. 1993, Naidu & Rengasamy 1993, Sumner 1993, Keren 2000, Levy 2000, Brady & Weil 2002, Essington 2004).

La salinité d’un sol se mesure par la conductivité électrique (CEe) (Encadré 1.5) d’un extrait de pâte saturée. Le « US Salinity Laboratory Staff » en 1954 a proposé le seuil de 4 dS m-1 pour définir un sol salin (Essington 2004). Dans les années 70, on reconnaissait que la distinction entre un sol non salin et un sol salin est intimement rattachée à la tolérance aux sels des plantes considérées. En effet, puisque la CE est un indicateur du stress osmotique subi par les cultures, le classement d’un sol comme salin depend de la sensibilité aux sels des plantes qui poussent sur ce sol, e.g., certaines sont sensibles à 2 dS m-1 et d’autres à 10 dS m-1 (voir partie 1.5.1.2) (Essington 2004).

Encadré 1.5 Conductivité électrique.

La sodicité d’un sol se décrit par le pourcentage de sodium échangeable ( ) sur le complexe d’échange cationique en rapport à l’effet dispersif du Na+ sur les colloïdes structurant un sol (voir point 1.4.3.2 ). Même si la définition d'un sol sodique ne fait pas encore l'unanimité, un sol est généralement qualifié de sodique si son ESP est supérieur à 15 % tel que défini par le « US Salinity Laboratory Staff » en 1954 (Essington 2004). Pour simplifier la mesure de sodicité, le ratio d’absorption du sodium (SAR) a été défini ; le SAR est une propriété de la composition de la solution du sol caractérisant les concentrations en Na+, Ca2+ et Mg2+ et dépend notamment de l’ESP (Encadré 1.6). Bien que la sodicité soit une propriété de la composition du complexe d’échange cationique, le SAR est préféré à l’ESP de par sa simplicité d’évaluation.

Encadré 1.6 Ratio d’absorption du sodium.

En utilisant conjointement les paramètres de salinité et de sodicité pour obtenir des classes basées sur la CE et le SAR, on peut distinguer plus spécifiquement les sols salins et sodiques (Table 1.1). Or, de nombreux travaux tentent de définir des valeurs seuils permettant de mieux classer ces deux types de sols. Ce classement est difficilement généralisable car les valeurs seuils sont influencées par les propriétés des sols ainsi que par l’objectif pour lequel est utilisé ce classement (e.g., amélioration de la fertilité des sols, gestion de l’irrigation, contrôle du rendement). Dans cette thèse, des seuils ont été choisis afin de mettre en lien les résultats expérimentaux sur des substrats artificiels avec des conditions chimiques rencontrées sur le terrain.

Il est nécessaire de classer les sols pour distinguer les sols reconstruits salins, sodiques et salins-sodiques et ainsi mieux sélectionner les espèces ou variétés végétales à réintroduire. Bien que la sodicité ait été avant tout définie pour décrire une contrainte à la stabilité de la structure du sol, le SAR peut-être également utilisé comme indice pour prédire des performances des plantes sur un sol. Gardner (2004) propose le SAR comme une variable utile pour expliquer la réponse des plantes ; le SAR est à la fois un indice de perméablité du sol et un indice du niveau de stress osmotique et ionique perçus par une plante (voir partie 1.5 ). Ainsi, le SAR et la CE sont utilisés comme critères de qualité des sols reconstruits (avec un seuil de 4 dS m-1 pour la CEe et de 12 pour le SARe) et comme indices de risque intégrés dans les programmes de végétalisation (Table 1.2) recommandés par l’« Alberta Environment » (2001).

Réaliser un extrait de pâte saturée est une pratique contraignante. Il s’agit d’obtenir une mesure des sels de la solution du sol à un point de référence correspondant au niveau de saturation du sol (2-3 fois la capacité au champ) et qui dépend de la texture du sol (Slavich & Petterson 1993). Pour réduire les contraintes à la prise de mesures, l’extrait de sol peut être dilué, le plus souvent, au 1:5 (sol:eau, m:v). Il est important de noter que la mesure sur un extrait dilué au 1:5 n’a pas de relation directe avec les conditions d’humidité du terrain, à l’inverse d’une mesure à partir d’un extrait de pâte saturée (Vorhees & Uresk 2004). Néanmoins, la mesure sur un extrait dilué au 1:5 est commode, efficace et facilement reproductible sans tenir compte de la texture des échantillons. Dans la présente thèse, différents types de substrat sont évalués et, par souci d’uniformité, les mesures de SAR et CE ont été majoritairement effectuées sur un extrait dilué à 1:5 - les correspondances des seuils avec les mesures à partir d’extrait de pâte saturée sont indiquées dans la Table 1.1 -.

L’excès de sel dans un sol modifie les propriétés physico-chimiques. Cette altération des conditions édaphiques constitue un stress indirect pour la croissance des plantes (e.g., dispersion des colloïdes, déséquilibre nutritionnel). Cet aspect est abordé pour mettre en évidence les conséquences multiples de l’excès de sel dans les rejets sableux.

Dans les sols salins, les transformations chimiques peuvent avoir des répercussions notables au niveau des propriétés physiques. L'accumulation de sels dans le sol déplace l'équilibre chimique entre la fraction solide et la fraction liquide du sol (Sumner 1993, Brady & Weil 2002, Essington 2004). Les propriétés chimiques sont donc bouleversées qualitativement et quantitativement. Les cations Ca2+ ou Na+ montrent le pouvoir floculant ou dispersant le plus important ; Mg2+ et K+ se situent entre les deux, K+ étant plus dispersant que Mg2+ (Sumner 1993). Dans un sol naturel, le niveau de Na+ échangeable suffisant pour rencontrer des problèmes de sodicité dépend de plusieurs facteurs dont la texture et la minéralogie du sol, notamment la quantité et le type d'argile ainsi que la teneur en matière organique et la présence d'autres électrolytes dans la solution du sol (Churchman et al. 1993, Naidu & Rengasamy 1993, Sumner 1993, Levy 2000, Brady & Weil 2002, Essington 2004). L'interaction entre les constituants de la fraction argileuse et la composition de la solution du sol remplissant les pores est essentielle pour expliquer le comportement des sols. Par exemple, en conditions sodiques, l'argile subit deux transformations physiques distinctes, une dispersion et un gonflement (Churchman et al. 1993, Sumner 1993, Levy 2000, Brady & Weil 2002, Essington 2004). Ces processus dépendent de l’ESP et de la concentration totale en électrolytes (CTE) dans la solution du sol. Dans un système où Na+ et Ca2+ sont mélangés, le Na+ n’est pas distribué de façon aléatoire. Les ions Ca neutralisent les charges internes des quasi-cristaux argileux alors que les surfaces externes sont substantiellement enrichies de Na+. Ce phénomène a été nommé le « demixing » des cations ; d'une autre façon on dit que le Ca2+ reste regroupé en domaines dans les tactoïdes. En augmentant l’ESP pour se rapprocher d'un système sodique, ces domaines sont progressivement détruits par lapénétration du Na+ à l'intérieur des colloïdes argileux (Figure 1.7). Les argiles sont ainsi susceptibles à la dispersion et au gonflement (Encadré 1.7) (Sumner 1993, Levy 2000, Brady & Weil 2002, Essington 2004).

Dans le cas des rejets sableux, la fraction argileuse se retrouve dans les rejets composés des particules les plus fines. Du fait notamment de l’ajout de NaOH, ces rejets se stabilisent difficilement puisque les argiles sont extrêmement dispersées. Grâce au pouvoir floculant du Ca2+, l’addition de gypse (CaSO4.2H2O) accélére le processus de stabilisation de cette fraction des rejets sableux et augmente leur compaction (pour réduire le volume des rejets). Ce processus génére un type de rejets sableux appelé rejets composites ou consolidés (RC) (« composite tailings »). Ces rejets montrent des niveaux de salinité et d’alcalinité plus élevés que les autres rejets sableux (Renault et al. 1999, Li & Fung 1998, Franklin et al. 2002a) et leur végétalisation est encore au stade expérimental.

Les rejets sableux sont réhabilités par un amendement organique principalement à base de tourbe. Outre les argiles, les oxydes de fer et d'aluminium, les matériaux amorphes tels que la matière organique sont des constituants colloïdaux dotés d'une grande surface d'adsorption et d'un potentiel d’échange important (Churchman et al. 1993, Brady & Weil 2002). Ces caractéristiques leur confèrent un pouvoir stabilisateur sur le sol car il développe la cohésion entre les particules. Malgré tout, la fraction la plus soluble de la matière organique est rapidement affectée par l’excès de Na+ et se disperse sous forme de colloïdes organiques hydrophobes. La matière organique est un matériel hautement hétérogène et donc difficile à modéliser ; son effet peut être positif comme négatif. Dans un système sodique, lorsque le SAR est faible, la matière organique stabilise le sol mais, lorsque le SAR est élevé, elle se disperse avec les argiles et favorise la perte de cohésion du sol (Churchman et al. 1993, Brady & Weil 2002).

Encadré 1.7 Dispersion et gonflement des argiles.

Le terme halophyte (du grec « halo » : sel et « phyt(o) » : plante) définit un organisme qui vit, croît et se reproduit naturellement dans un milieu salin alors qu’un glycophyte (du grec « glyco » : sucré) ne peut croître en milieu salin. La grande majorité des stress salins est provoquée par des sels de Na, particulièrement le NaCl. De ce fait, les termes halophytes et glycophytes font essentiellement référence aux stress provoqués par un excès de Na+ (plus exactement, on devrait parler de plantes natrophyles ou natrophobes). Une plante halophyle obligatoire ne peut pas se développer sans un excès de sel alors qu’une plante halophyle facultative se développera normalement dans des conditions non stressantes. À l’inverse, une plante glycophyle obligatoire ne se développera jamais en présence d’un excès de sels (Levitt 1980). Les plantes peuvent être regroupées dans des classes de tolérance tel que décrit dans Brady & Weil (2002) : dans chaque classe, désignée par un niveau de tolérance (sensibles à tolérantes) et de salinité (CE de 2 à 12 dS m-1) sont regroupées les espèces dont la croissance est réduite de moins de 10%. Sur cette échelle, les pins (Pinus spp.) sont sensibles (2 dS m-1) alors que les peupliers sont modérément tolérants (8 dS m-1).

Il est reconnu que la tolérance à la salinité de certaines enzymes essentielles (e.g., malate déshydrogénase) est similaire chez les glycophytes et halophytes (Flowers et al. 1977, Munns 1993). Ainsi, il a été démontré que les plantes supérieures, incluant glyco- et halophytes, n’ont pas un métabolisme tolérant aux excès de sel même si certains organismes montrent une bonne croissance dans de l’eau de mer [1] (Flowers 1972, Greenway & Osmond 1972). L’avantage essentiel des halophytes sur les glycophytes réside dans la gestion des ions en excès dans l’organisme.

À la différence d’un corps inanimé sous la contrainte d’une force, un organisme vivant est capable de s’adapter. En effet, par ce processus les blessures peuvent se résorber et la résistance au stress se modifier (Arnholdt-Schmitt 2004). On distingue deux types d’adaptation (Levitt 1980) :

Si l’adaptation est élastique, elle engendre des stratégies de résistance particulières. Il existe deux stratégies de résistance (Levitt 1980) :

Récemment, Berthomieu et al. (2003) ont montré chez Arabidopsis thaliana une troisième stratégie à l’intermédiaire entre l’exclusion et l’inclusion : la recirculation. Le Na+ est absorbé et parvient jusqu'aux parties aériennes, mais il est aussitôt "re-pompé" et reconduit par les vaisseaux du phloème vers les racines, qui peuvent excréter les ions à l'extérieur.

La résistance par exclusion semble être une évolution par rapport à la résistance par tolérance puisque ne pas réaliser l’équilibre thermodynamique (en réduisant la tension interne) pour préserver les fonctions métaboliques à leur optimum favorise une meilleure croissance (Levitt 1980).

Pour s’adapter au stress salin, la plante peut éviter les dommages par la réduction de la croissance ou encore par la détoxication des espèces oxygénées radicalaires (EOR). La plante peut ensuite rétablir l’équilibre homéostatique dans le nouvel environnement stressant ; l'homéostasie se définit comme la capacité d’autorégulation d’un organisme pour maintenir un état d’équilibre dynamique constant entre les conditions extérieures et les différentes composantes de son milieu interne (Niu et al. 1995). Suite à cette adaptation, la croissance peut reprendre et est possiblement réduite relativement aux conditions antérieures moins stressantes (Yeo 1983, Zhu 2001).

Il a été démontré que les réponses physiologiques à divers stress tels que la sécheresse ou l’excès d’eau, la salinité (et autres osmolytes), la compaction du sol et l’hypoxie racinaire ont des caractéristiques similaires. Ils provoquent tous une augmentation de la concentration en acide abscissique (ABA) dans la partie aérienne ou une réduction des concentrations en cytokinine. Ceci résulte en une croissance et une transpiration réduites (Itai 1999). L’effet le plus commun des stress abiotiques sur la physiologie des plantes est ainsi la réduction de la croissance (Zhu 2001) (Encadré 1.9). La réduction de la croissance est une capacité adaptative nécessaire à la survie d’une plante exposée à un stress abiotique (Zhu 2001). En effet, ce retard de développement permet à la plante d’accumuler de l’énergie et des ressources pour combattre le stress avant que le déséquilibre entre l’intérieur et l’extérieur de l’organisme n’augmente jusqu’à un seuil où les dommages sont irréversibles. Pour illustrer cette tendance, dans la nature, la croissance est inversement corrélée à la résistance au stress salin d’une espèce/variété (Zhu 2001). L’essentiel de la recherche portant sur les stress - en l’occurrence, ceux provoqués par la salinité - tend à comprendre l’origine, les processus et les raisons de cette limitation.

Encadré 1.9 Définition de la croissance.

En plus du contrôle de la croissance par les signaux hormonaux, la réduction de croissance résulte de la dépense de ressources dans les stratégies d’adaptation. Dans le cas d’un stress salin ou hydrique, la disponibilité de l’eau du sol est réduite. Or une plante pour survivre et croître doit faciliter le flux d’eau conduit par la transpiration contre les forces osmotiques, matricielles et gravitationnelles du sol. Ainsi, pour s’adapter au manque d’eau et maintenir l’hydration et la turgescence de ses tissus, la plante va par exemple faciliter l’entrée d’eau au niveau des racines. L’absorption d’eau peut être facilitée notamment en augmentant la conductivité hydraulique (composition membranaire) ou en effectuant un ajustement osmotique (contrôle des concentrations en solutés). Ces stratégies mises en œuvre pour maintenir l’homéostasie en condition de stress hydrique ou ionique sont consommatrices d’énergie et de ressources qu’elles détournent au dépend de la croissance.

Pour décrire la réponse de croissance d’une plante exposée à un stress salin Munns & Termaat (1986) et Munns (1993 et 2005) ont défini un modèle bi-phasique :

Phase 1 – Dominance du stress osmotique : la concentration en sel augmente, et donc le potentiel osmotique de la solution du sol diminue. Dans cette phase, le stress physiologique est causé par l’excès d’ions à l’extérieur de la plante et est similaire à un stress hydrique. Un stress osmotique est provoqué dans un milieu où le potentiel hydrique de l’eau est, au moins, réduit de 0,5 à 1,0 bar suite à l’accumulation de sels (Levitt 1980). Lorsqu’il survient, ce stress hyperosmotique entraîne immédiatement une réduction de la pression de turgescence et de façon subséquente de la croissance. Néanmoins, l’essentiel de l’inhibition de la croissance sur l’ensemble de la période d’exposition est régulée par des signaux hormonaux en provenance des racines exposées (Munns & Termaat 1986, Munns 1993, 2002, 2005, Hasegawa et al. 2000, Mulholland et al. 2003).

Phase 2 – Dominance du stress ionique : pour résorber la sécheresse physiologique et réaliser un ajustement osmotique, la plante accumule éventuellement les osmolytes en excès (i.e., Na+ pour un stress sodique) dans ses tissus. L’effet du stress est alors essentiellement dû aux ions à l’intérieur des tissus lorsqu’ils atteignent des concentrations toxiques pour le métabolisme. La croissance est d’autant plus réduite que la plante est sensible à l’effet spécifique de l’ion en excès dans ses tissus (Levitt 1980).

De ce modèle synthétique, de nombreuses stratégies de réponse peuvent être adoptées selon la capacité de résistance de la plante à ces deux stress (i.e., osmotique et ionique). Il s’agit également de considérer que selon la réponse de la plante à la sécheresse physiologique définissant la 1ère phase on observera ou non une réponse typique de la 2ème phase. Par exemple, une plante qui exclue les sels en excès de ses tissus devrait en principe montrer essentiellement une réponse à la sécheresse. Une plante favorisant l’absorption des sels dans ses tissus montrera également une réponse au stress ionique (Munns & Termaat 1986). Il est important de noter à ce point qu’un stress salin, osmotique et ionique, fait référence à un excès et n’inclut pas les stress indirectement causés par les carences minérales (Levitt 1980).

On retrouve des stratégies d’adaptation communes au stress salin et au stress hydrique. D’une part, il existe des stratégies qui font appel à des modifications plutôt d’ordre physique : réduction de l’hydratation cellulaire, réduction du volume cellulaire, modification du module (« modulus ») d’élasticité des parois cellulaires et augmentation de la conductivité hydraulique. D’autre part, il existe des stratégies plutôt d’ordre chimique et en particulier l’ajustement osmotique (Yeo 1983). Cet ajustement se retrouve chez la grande majorité des organismes vivants pour le maintien de l’alimentation hydrique et de la pression de turgescence (Yeo 1983, Niu et al. 1995, Bohnert & Shen 1999). Ce processus se fait en modifiant les concentrations de solutés compatibles (Encadré 1.10) dans les tissus de façon à maintenir une concentration ionique plus élevée (hypertonique) dans le protoplasme que dans le milieu extérieur (hypotonique) (Niu et al. 1995, Bohnert & Shen 1999, Hasegawa et al. 2000).

Encadré 1.10 Solutés compatibles : définition et fonctions.

Le contrôle de l’ajustement osmotique a plusieurs origines : l’augmentation des ressources allouées à la production de solutés compatibles, la réduction du catabolisme de ces osmolytes et/ou la réduction de leur diffusion (e.g., par la composition membranaire) dans le milieu extérieur. En outre, selon la variété/composition des osmolytes accumulés, la dépense d’énergie pour ce processus diffère (Niu et al. 1997). Ce contrôle résulte en des capacités d’ajustement variées, et pour une protection des structures cellulaires plus ou moins élevée. Les osmolytes peuvent être d’origine organique (interne), ou inorganique (externe) (Niu et al. 1995, Niu et al. 1997) (Encadré 1.10). On suppose que l’accumulation des premiers représente un coût plus élevé en énergie et en ressources minérales, alors que les seconds, à l’origine du stress (e.g., Na+ et Cl-), sont en excès et donc moins coûteux à accumuler (Niu et al. 1997). Néanmoins, Yeo (1983) souligne que cette affirmation n’est pas aussi évidente et qu’on ne peut avoir de certitude. Dans le cas du stress sodique - qui est le plus étudié - l’absorption et l’accumulation de Na+, dans le but de rétablir l’équilibre osmotique, doivent être contrôlées pour que la tolérance soit possible et ainsi éviter les dommages dus au stress hyperionique (Encadré 1.11).

Encadré 1.11 Indices de résistance.

Un organisme peut difficilement exclure totalement le Na+ de ses tissus. Chez les plantes, une des stratégies de tolérance à la salinité des plus communes est la compartimentation des ions (e.g., Na+, Cl-) en excès dans les tissus. Cette redistribution contrôlée se fait essentiellement dans les vacuoles (Niu et al. 1995, Yeo 1998, Horie & Schroeder 2004) et éventuellement, à l’échelle de la plante entière, dans les organes les plus vieux ou les moins sensibles (Cheeseman 1988, Munns 1993). Pour être contrôlé, le déplacement des ions au travers des membranes implique un transport actif, consommateur d’énergie, qui utilise différents transporteurs (en densité variable) à la surface des membranes cellulaires (Niu et al. 1995, Orcutt & Nilsen 2000, Tyerman & Skerrett 1999). Une fois vacuolisé, le Na+ en excès contribue à l’ajustement osmotique sans altérer les processus métaboliques. Les solutés compatibles accumulés dans le cytoplasme contrebalancent la pression pour contenir le Na+ dans les vacuoles (Levitt 1980, Yeo 1983, Orcutt & Nilsen 2000, Yeo 1998, Tyerman & Skerrett 1999, Hasegawa et al. 2000).

Bien que cette thématique soit peu développée dans les travaux présentés ci-après, l’adaptation au stress salin et/ou sodique se met en place également au niveau des membranes cellulaires (i.e., membrane plasmique, tonoplaste). La modification qualitative et quantitative des aquaporines (protéines trans-membranaires) est par exemple un processus capable de modifier la conductivité hydraulique de la plante et de favoriser ou restreindre les mouvements d’eau (Yeo 1998, Chrispeels & Maurel 2001). Les membranes voient également leur composition lipidique modifiée en réponse à un stress de salinité (Mansour & Salama 2004). En terme de transport ionique, la stratégie de résistance à la salinité/sodicité est qualitative et quantitative. La sélectivité des ions à l’entrée constitue la composante qualitative. Elle se définit à partir des différents transporteurs membranaires présents (e.g., antiport Na+/H+) (Tyerman & Skerrett 1999). Dans la diffusion facilitée comme dans le transport actif, les protéines membranaires peuvent être très spécifiques de certains solutés. Néanmoins, plusieurs solutés peuvent entrer en compétition pour une même protéine de transport (e.g., Na+ et K+). D’un point de vue quantitatif, la perméabilité membranaire au Na+ ainsi que l’activité / la quantité / la sensibilité des antiports Na+/H+ membranaires évoluent pour s’adapter à un stress sodique à long terme (Niu et al. 1995, Tyerman & Skerrett 1999).

Lorsque l’énergie et la matière disponibles pour la croissance sont entièrement détournées pour l’adaptation et la protection, l’organisme ne dispose plus de ressources pour contenir l’excès de Na+ loin des activités métaboliques sensibles. Si la capacité osmorégulatrice et osmoprotectrice des solutés compatibles en présence est excédé par les concentrations en Na+ (et Cl-) dans le cytoplasme, il s’ensuit un dépérissement progressif de l’organisme exposé aux effets spécifiques des ions en excès (Martin & Koebner 1995, Franklin & Zwiazek 2004).

Le fonctionnement cellulaire est modifié pour servir la stratégie d’adaptation de la plante, à l’échelle de la cellule comme de la plante entière. Le niveau de salinité est perçu au niveau des membranes en contact avec la solution saline (Xiong et al. 2002) et dans tout l’organisme par la perte de turgescence. Des signaux de transduction sont alors émis. L’ensemble de ces signaux contrôle le rétablissement de l’homéostasie ionique et hydrique des cellules, la réparation et la prévention des dommages et la croissance cellulaire (Zhu 2002). Par exemple, en réponse à la réduction du potentiel osmotique externe, des signaux à base de Ca vont activer des protéines kinases dont dépend la suite de la réponse en aval (Xiong et al. 2002, Zhu 2002). Cette information va éventuellement se transmettre via l’émission d’hormones de stress (signal de longue distance) tel que l’ABA (Hetherington & Quatrano 1991, Hartung & Jeschke 1999, Itai 1999, Xiong et al. 2002). Mentionnons que l’ABA est largement impliqué dans les relations hydriques et la tolerance au stress des végétaux. Cette hormone contrôle la fermeture stomatique, stimule l’absorption d’eau au niveau des racines et modifie la croissance (e.g., diminue le ratio cime/racine, stimule la formation de racines latérales et de poils absorbants) (Hartung & Jeschke 1999).

Lors d’un stress salin, le dysfonctionnement cellulaire est essentiellement dû à la toxicité ionique croissante. Celle-ci est générée à la fois par l’augmentation des concentrations des solutés non compatibles dans le cytoplasme à cause de la perte d’eau et de l’absorption des ions en excès du mileu extérieur. Tout comme pour le Na+, une concentration cytosolique élevée de Cl- n’est pas compatible avec les processus métaboliques (e.g., forte dépolarisation des structures cellulaires) (Tyerman & Skerrett 1999, Franklin et al. 2002b, Franklin & Zwiazek 2004, Mansour & Salama 2004). L’effet spécifique de ces ions affecte l’intégrité membranaire, l’activité enzymatique, le fonctionnement nucléaire, l’absorption de nutriments ainsi que le fonctionnement de l’appareil photosynthétique (Papageorgiou & Murata 1995, Zhu 2001, Mansour & Salama 2004). Proportionnellement au stress, des EOR sont produites comme signal cellulaire (Hasegawa et al. 2000, Vranová et al. 2002, Xiong et al. 2002) et interagissent avec les signaux hormonaux (van Breugesem et al. 2001, Vránova et al. 2002). Néanmoins, l’accumulation excessive de EOR provoque des dommages dans la cellule (van Breugesem et al. 2001, Vranová et al. 2002). Ainsi, certains solutés compatibles (Encadré 1.10) vont être utilisés pour réduire la toxicité de cet excès éventuel (Hasegawa et al. 2000, Zhu 2001, Xiong et al. 2002).

De façon générale, la salinité tout comme la sécheresse ont pour conséquence de réduire la photosynthèse nette par la réduction des échanges gazeux mais aussi de l’activité photochimique (Eastman & Camm 1995, Orcutt & Nilsen 2000, Godde 1999, Ortega et al. 2004). Notons que selon l’argumentation de Munns (1993) la croissance est affectée avant la photosynthèse. En effet, des études sur l’effet d’un stress salin à long terme ont montré que la croissance diminue plus que la photosynthèse. De ce fait, la salinité affecte l’assimilation de C par une surface foliaire réduite plus que par un rendement photosynthétique réduit. La réduction de la photosynthèse est issue en grande partie de la fermeture des stomates et éventuellement la réduction de conductance du mesophylle (parenchyme chlorophyllien) (Orcutt & Nilsen 2000) provoquées par la perte de turgescence et les signaux racinaires (e.g., ABA). En parallèle, si l’utilisation des sucres est réduite pour permettre l’accumulation de réserves et de solutés compatibles, la photosynthèse nette est diminuée du fait d’une demande (puits) en photosynthétats réduite (Munns 1993). C’est pourquoi, la réduction de la photosynthèse peut-être provoquée de façon indirecte par la stratégie de résistance au stress osmotique de l’organisme. En plus des conséquences du stress hydrique initial, si les ions Na+ s’accumulent à des niveaux toxiques dans la partie aérienne, la photochimie peut-être affectée ainsi que l’activité enzymatique se rapportant à l’ensemble du processus photosynthétique (Papageorgiou & Murata 1995, Orcutt & Nilsen 2000).

Tel que décrit dans la 1ère partie de ce chapitre, la mycorhize (« racine champignon ») est l’organe concrétisant l’association entre un champignon (mycobiote) tellurique et les racines d’une plante hôte. En principe, ce partenariat se définit comme une symbiose mutualiste où les deux partenaires tirent un bénéfice pour leur propre croissance et survie (Encadré 1.12). Dans tout type d’association mycorhizienne, trois composantes sont essentielles : la racine et deux systèmes mycéliens associés, l’un occupant la racine et l’autre le sol. D’après Brundrett (2002), 82 % des plantes connues sont mycorhiziennes et quatre types d’associations sont distingués dans la biocénose. Pour plus de détail, Smith & Read (1997) dénombrent sept grands types d’associations mycorhiziennes. Deux sont très répandues, les mycorhizes arbusculaires et les ectomycorhizes. Dans une moindre mesure, on trouve des ectendomycorhizes et d’autres associations qui se forment spécifiquement chez certaines familles de plantes telles que les espèces des familles Ericaceae, Epacridaceae, Monotropacae et Orchideae. Ces dernières sont le fait de champignons ascomycètes formant des mycorhizes éricoïdes (e.g., Hymenoscyphus spp.) et de champignons basidiomycètes formant des mycorhizes arbutoïdes, monotropoïdes ou à orchidées (Smith & Read 1997, Brundrett 2002, Brundrett 2004). En rapport avec les travaux présentés dans cette thèse, une attention particulière est portée aux ectomycorhizes et la suite de cette partie se concentre essentiellement sur cette symbiose.

Encadré 1.12 Définition de la symbiose mycorhizienne.

Les espèces végétales ectomycorhiziennes occupent une surface disproportionnée par rapport à leur nombre : alors que seulement 3% des phanérogames (plantes à graines) sont ectomycorhizés (Meyer 1973 cité dans Orcutt & Nilsen 2000), cette association représente le 2e type le plus communément rencontré (Smith & Read 1997). Une ectomycorhize se définit anatomiquement par la formation d’un manteau mycélien autour d’une radicelle. Cette dernière reste dans un état juvénile sans aboutir à la subérisation ou au développement de poils absorbants (Figure 1.8). Le manteau fongique est formé d’un réseau d’hyphes qui peut aller d’une structure lâche à un amoncellement de couches cellulaires rappelant un tissu parenchymateux (Orcutt & Nilsen 2000, Agerer 1999, Peterson & Massicotte 2004). La morphologie du manteau est influencée principalement par le mycobiote et permet ainsi d’identifier ce dernier par morphotypage (Agerer 1999).

Les hyphes pénètrent l’épiderme de la racine et s’insèrent entre les cellules corticales périphériques pour former un labyrinthe complexe, le réseau de Hartig. Cet entrelacs d’hyphes combiné éventuellement à des excroissances (papillae) des parois cellulaires de l’hôte permet d’augmenter la surface d’échange (membrane plasmique et apoplaste) entre les deux partenaires (Kottke 1992, Smith & Read 1997).

L’échange de ressources entre le champignon mycorhizien et la racine de l’hôte est réalisé au travers d’une interface spécialisée résultat du développement coordonné des deux organismes. Cette interface apoplastique, dans les ectomycorhizes, est constituée de parois cellulaires végétales et fongiques (Figure 1.9).

Source : Peterson & Massicotte 2004

On reconnaît au moins 6000 espèces de champignons capables de réaliser ce type d’association (Molina et al. 1992, Brundrett 2002, Read et al. 2004) et plus de 2000 espèces se retrouvent en Amérique du Nord (Orcutt & Nilsen 2000). Ce sont essentiellement des basidiomycètes, notamment de genres appartenant à l’ordre des Agaricales (e.g., Suillus, Boletus, Russula, Lactarius, Amanita, Tricholoma, Hebeloma, Laccaria) mais également de genres appartenant aux ordres des Sclérodermatales, Hyménogastrales et Aphyllophorales. On retrouve également des ascomycètes (e.g., Cenococcum geophilum, Tuber spp., Wilcoxina spp., Phialocephala spp., Peziza spp.) et quelques zygomycètes de l’ordre des Endogonales (Orcutt & Nilsen 2000, Smith & Read 1997, Brundrett 2002). Les résultats issus d’études phylogénétiques et de relevés paléontologiques suggèrent que ce type de symbiose est plus récent que la symbiose edomycorhizienne arbusculaire et que la plupart des champignons ectomycorhiziens dérivent d’espèces saprophytes. Ces champignons disposaient des enzymes nécessaires pour dégrader les parois cellulaires des végétaux, ce qui aurait initialement facilité la formation de la symbiose (Brundrett 2002).

Dans la forêt boréale (section 1.2 ), les espèces végétales dominantes sont principalement ectomycorhiziennes (i.e., Pinaceae) (Orcutt & Nilsen 2000, Smith & Read 1997). Un processus de co-évolution veut que l’hétérorhizie des systèmes racinaires des conifères ectomycotrophes soit issue des besoins de la symbiose (Brundrett 2002) ; les tissus racinaires (i.e., racines fines ou courtes) accueillant les champignons sont des tissus qui évoluent lentement pour permettre la lente formation de la mycorhize (Brundrett et al. 1996c). Ainsi, les conifères ont développé un système racinaire dimorphique constitué : (i.) par des racines de diamètre supérieur à 2 mm (Read et al. 2004) disposant d’un périderme (subérisé) empêchant/limitant la mycorhization ou en croissance (à proximité de la partie apicale) et (ii.) par une multitude de racines fines (ou radicelles) de diamètre inférieur à 2 mm, disponibles pour la colonisation par les hyphes des champignons ECM (Garbaye & Guehl 1997, Brundrett 2002). Lorsqu’il est mycorhizé, l’hétérogénéité du système racinaire est encore plus marquée puisqu’il y a une variation considérable dans la structure et la fonction des racines ectomycorhizées formées par différents champignons (le complexe mycorhizien) sur un même hôte (Cairney & Burke 1996, Garbaye & Guehl 1997, Hodge 2004). Selon la plante ectomycotrophe, le pourcentage de racines courtes associées à un manteau mycelien est variable (de 40-50 % pour l’eucalyptus à 90 % pour le pin Douglas). Ainsi, la proportion de racines dont l’approvisionnement en eau ou en éléments du sol passe par un mycobiote est variable d’une espèce hôte à l’autre (Marschner & Dell 1994). D’après Garbaye & Guehl (1997), « « c’est la complémentarité fonctionnelle de différents symbiotes qui procure aux arbres souplesse et flexibilité pour s’adapter en permanence aux conditions environnementales fluctuantes. » »

Un échange de matière, d’énergie et d’information entre les deux partenaires permet d’entretenir la symbiose ectomycorhizienne. La plante procure à son (ses) symbiote(s) des sucres issus de sa photosynthèse, un habitat (tissus racinaires) et ainsi les ressources nécessaires pour qu’il complète son cycle de vie (fructification). Ce dernier en retour peut améliorer l’absorption minérale, faciliter l’alimentation hydrique et limiter certains stress abiotiques et biotiques pour son hôte (Smith & Read 1997). Dans une certaine mesure, les mycorhizes représentent une adaptation spéciale des plantes aux stress environnementaux de leur habitat (Kottke 1992). Le mycélium occupant le sol vit dans un environnement hautement variable, alors que le mycélium occupant la racine vit dans un environnement équilibré par l’homéostasie de la plante (Smith & Read 1997). D’une certaine manière, le mycélium isole les radicelles du milieu extérieur et constitue un « filtre » aux contraintes édaphiques (Kottke 1992, Lamhamedi et al. 1992, Garbaye & Guehl 1997, Jentschke & Godbold 2000, van Tichelen et al. 2001, Mushin & Zwiazek 2002, Ortega et al. 2004). Le champignon à l’interface entre l’hôte et le sol change ainsi la perception de la plante face à son environnement et peut augmenter potentiellement le « fitness » de son partenaire.

L’amélioration de l’absorption de minéraux est une des raisons principales invoquée pour expliquer l’augmentation de la croissance d’une plante ectomycorhizée. Le champignon ECM augmente la surface d’échange en occupant un plus grand volume de sol et ses hyphes sont capables de se développer dans les pores de toutes tailles. En complément, les racines mycorhizées disposent d’une durée de vie supérieure à celles non mycorhizées, ce qui augmente leur potentiel d’absorption dans le temps (Read et al. 2004). Pour améliorer le potentiel d’absorption des éléments nutritifs, les hyphes vont augmenter la mobilisation des ions en solution et excréter des composés chélatants ou des ectoenzymes (Marschner & Dell 1994). Peu de travaux ont montré un effet positif de l’ectomycorhization sur d’autres éléments minéraux que P et N.

La grande majorité des sols de la forêt boréale présente une déficience en nutriments minéraux. Néanmoins, les réserves en P et N du sol sont significativement plus réduites avec des arbres mycorhizés qu’avec des arbres non mycorhizés. De plus les arbres mycorhizés montrent une croissance et une accumulation du P et N dans leurs tissus plus élevées (Bending & Read 1995a,b, Perez-Moreno & Read 2000). Le phosphore, un des éléments les moins mobiles, est plus facilement exploité par un réseau mycélien extensif que par le simple système racinaire des conifères (Marschner & Dell 1994, Brandes et al. 1998). De plus, les champignons sont capables de relâcher des acides organiques pour solubiliser le P immobilisé dans les complexes organiques (e.g., acide phosphatase, phytase) ou par des éléments minéraux tels que Ca, Fe ou Al (e.g., acide oxalique) (Marschner & Dell 1994). Pour ces raisons, l’amélioration de l’absorption du P est un des bénéfices majeurs de la mycorhization avec une influence significative sur la courbe de croissance de l’hôte en milieu limitant (Orcutt & Nilsen 2000, Smith & Read 1997). Par voie de conséquence, dans ce type d’association, l’augmentation de croissance permet également une augmentation de l’absorption de N et des autres ressources du sol.

L’azote est également peu disponible pour les plantes dans les sols de la forêt boréale (Tamm 1991). Néanmoins, dans les forêts d’épinette noire (Picea mariana (Mill.) B.S.P.) de l’Alaska (USA), les travaux de Ruess et al. (2003) suggèrent que, pratiquement, six fois plus de N est recyclé dans les racines fines (100 % des racines de premier ordre étant ectomycorhizées) que dans la litière. Or, les champignons ECM montrent des capacités limitées pour exploiter les éléments emprisonnés dans les composés organiques en décomposition puisqu’ils ont une activité cellulolytique et lignolytique (Chen et al. 2001b, Cairney et al. 2003) réduite et parce que le C est fourni par l’hôte. De fait, les champignons ECM montrent effectivement de faibles capacités de dépolymérisation de sources de C complexes par comparaison avec les espèces à mycorhizes éricoïdes ou saprophytes (Read et al. 2004). Plutôt que dégrader des composés enrichis en C, il semble que les champignons ECM exploitent de façon sélective des polymères enrichis en N. Dans les premiers temps de décomposition, sous l’action des champignons saprophytes, le rapport C/N de la litière va diminuer. Après un certain temps, les résidus descendent à l’horizon FH, où la limitation en C diminue l’activité des saprophytes et avantage les champignons ECM par un substrat enrichi en N. L’attaque précoce de ces composés dans les horizons superficiels du sol est probablement issue d’une pression de sélection sur les champignons ECM en conséquence de leur faible capacité à libérer l’azote une fois séquestré dans des composés phénoliques (Read et al. 2004). En plus de cette forte capacité de dégradation dans l’horizon FH, les hyphes sont également capables d’assimiler les acides aminés libérés, produits de la protéolyse, beaucoup plus rapidement que l’azote minéral (NH4 + et NO3 -) (Read et al. 2004). L’occupation intensive de l’horizon FH par un dense réseau mycélien est une des stratégies pour limiter la compétition sur l’absorption de ces acides aminés.

Par comparaison à des plantes non mycorhizées, la mycorhization provoque souvent une réduction de la biomasse racinaire (Dosskey et al. 1992, Colpaert et al. 1996). Dosskey et al. (1992) suggèrent que le flux de photosynthétats dérivé vers le développement des hyphes du mycobiote limite l’élongation racinaire de l’hôte en détournant des ressources du métabolisme des cellules racinaires, et en réduisant leur turgescence (la concentration en osmolytes est réduite) et donc leur potentiel de croissance. Le développement du réseau mycélien extra-racinaire est un puits élevé pour les sucres issus de la photosynthèse (Miller et al. 1989, Dosskey et al. 1992, Colpaert et al. 1996). On suppose que la demande en photosynthétats (puits) du symbiote est un des facteurs entraînant une photosynthèse nette accrue par rapport à une plante non mycorhizée. Le gain pour l’hôte n’est pas obligatoire étant donné qu’une partie (jusqu’à 20 %, Jakobsen & Rosendahl 1990) de la production de photosynthétats est utilisée pour entretenir la symbiose. Par exemple, Dosskey et al. (1990) ont observé que des semis de pin Douglas colonisés par du Rhizopogon vinicolor AH Smith montraient une photosynthèse nette plus élevée et une production de biomasse réduite par rapport à des semis non mycorhizés. Dans cette même expérience, les plants mycorhizés ou non ne montrent pas non plus de différences nutritionnelles bien que, dans d’autres conditions, l’augmentation de la photosynthèse nette puisse également s’expliquer par l’amélioration de l’absorption de nutriments tels que P et N, voire d’autres éléments essentiels.

Le mycobiote peut éventuellement améliorer/faciliter l’alimentation hydrique. Plusieurs études ont montré que la mycorhization permettait d’augmenter la résistance de l’hôte à la sécheresse (Lamhamedi et al. 1992, Davies et al. 1996, Augé 2001). L’amélioration de la nutrition de l’hôte, notamment en P, est possiblement liée à ce gain de résistance. Plus directement, l’influence du champignon porte sur la conductivité hydraulique racinaire et/ou sur le taux de transpiration. Au niveau racinaire, la structure du réseau d’hyphes (e.g., exploration étendue du substrat, augmentation de la surface d’échange, rhizomorphes), la composition membranaire (e.g., aquaporines) ou encore la modification de l’ajustement osmotique sont des caractères capables d’abaisser la résistance à la conduction d’eau des racines vers la partie aérienne. Au niveau de la partie aérienne, la surface transpirante peut augmenter ainsi que la photosynthèse et les échanges gazeux (augmentation de la force du puits de C). Le champignon peut également avoir une influence sur la conductance stomatique (Dosskey et al. 1991, Lamhamedi et al. 1992, Davies et al. 1996, Augé 2001). De plus, comme on l’a vu, le champignon peut altérer les signaux hormonaux et modifier ainsi la réponse de l’hôte à la sécheresse (Davies et al. 1996, Augé 2001).

Pour conclure, les champignons ECM ont une influence indubitable sur le développement des plantes qui les accueillent. En résumé, le champignon porte son action de façon indirecte et directe. L’influence indirecte est à base de relations sources-puits entre les deux organismes. La croissance et l’allocation des ressources ainsi que tous les processus sous-jacents (e.g., photosynthèse) sont influencés par la quantité de ressources mises à la disposition de la plante par le champignon. De façon directe, le champignon est à l’interface entre la plante et son environnement et peut donc altérer la perception de l’hôte. L’équilibre phyto-hormonal est à la tête de la hiérarchie des déterminants coordonnant la réponse d’une plante à un stress et est ainsi le reflet de la perception d’un organisme face à un environnement donné (Itai 1999). Si le partenaire fongique (filtre environnemental) est capable d’altérer les signaux membranaires et/ou l’équilibre hormonal, alors il peut intervenir sur la stratégie d’exploitation des ressources de son hôte et est donc un déterminant de sa croissance et de sa survie.

Initialement, l’objectif de cette recherche était de démontrer que des champignons ECM sont capables d’améliorer la croissance et la survie de semis de pin gris et d’épinette blanche sur des RC (voir la sous-partie 1.4.3.2 ). Plusieurs contraintes inévitables sont rapidement apparues. Plus que d’autres rejets sableux, les RC sont caractérisés par une grande complexité de stress physiques (e.g., compaction, excès ou manque d’eau) et chimiques (e.g., grande variété d’électrolytes, alcalinité élevée, résidus d’hydrocarbures). Ainsi, il est difficile de simuler les contraintes du terrain en milieu contrôlé (i.e., in vitro) ou semi-contrôlé (i.e., serre) pour évaluer avec certitude la réponse de semis mycorhizés. Il était donc nécessaire de faire des expériences in situ ; néanmoins les RC étant encore en développement, aucun sol reconstitué à partir de ce type de rejet n’a pu être encore réalisé (i.e., instabilité du terrain, excès d’eau, forte érosion). Pour ces raisons, il a été choisi de concentrer les efforts de recherche en milieu contrôlé sur un facteur de stress parmi tous les autres, l’excès de Na+. Cet élément n’est pas nécessaire à la croissance des plantes et il représente une problématique mondiale, notamment pour les terrains agricoles. De plus, l’abondante bibliographie sur l’excès de Na+ dans les sols est un précieux recours pour l’analyse des résultats face à un stress aux implications si complexes.

Les semis produits pour la végétalisation de sols reconstruits par la compagnie Syncrude Canada Ltd. sont majoritairement colonisés par des champignons ECM adaptés aux conditions non limitantes des pépinières (e.g., T. americana, Amphinema byssoides (Persoon:Fries) J. Eriksson., Wilcoxina spp. (Kernaghan et al. 2003)). Après plantation des semis, ces champignons sont éventuellement rapidement remplacés par des champignons indigènes adaptés aux conditions des terrains. Si le potentiel inoculant du terrain à végétaliser est faible, il est probable que le semis manque de partenaires fongiques adaptés au moment où il est le plus sensible aux stress post-plantation. Dans ce contexte, l’inoculation contrôlée en pépinière de champignons ECM sélectionnés montre son intérêt (Kropp & Langlois 1990).

On peut poser l’hypothèse générale qu’un champignon adapté aux stress salin et sodique peut réduire l’effet du choc de transplantation et améliorer la croissance et la survie de semis sur des terrains affectés par un excès de sel.

Ainsi, les objectifs de cette thèse se concentrent sur l’amélioration, par l’inoculation de champignons ECM sélectionnés, des conditions de croissance et de survie de semis de conifères suite à leur transplantation dans un milieu salin et sodique. Peu de recherches ont encore porté sur le gain potentiel de résistance au stress sodique conféré par l’inoculation de semis de pépinière avec un champignon ECM résistant. Or, les champignons ECM ont une position stratégique à l’interface entre la plante et son substrat ainsi qu’une influence remarquable sur la physiologie de leur hôte en situation de stress. C’est pourquoi, les champignons ECM sont une composante fonctionnelle écosystémique essentielle à maîtriser pour améliorer la résistance des semis produits et ainsi faciliter la végétalisation de sols reconstitués à partir de rejets sableux salins et/ou sodiques.

Voici les objectifs détaillés des six expériences présentées dans cette thèse :

I. Objectif 1 (Expérience 1 - Chapitre 2) : définir le potentiel inoculant des RC en contraste des potentiels inoculants de matériaux utilisés pour la reconstruction de sols et de sols déjà reconstruits par la compagnie Syncrude Canada Ltd. ;

Cette expérience avait pour objectif secondaire d’inventorier des espèces ECM tolérantes aux perturbations extrêmes subies par les matériaux utilisés pour la reconstruction des sols lors de leur déblayage, stockage et épandage.

II. Objectif 2 (Expérience 2 - Chapitre 3) : évaluer in vitro la résistance à l’excès de NaCl de différentes souches de champignons mycorhiziens et caractériser leur réponse physiologique, ii) évaluer si des champignons isolés d’un sol reconstruit affecté par un excès de sel montrent une plus grande résistance au stress sodique que des espèces sélectionnées à partir d’une mycothèque de champignons de la forêt boréale ;

III. Objectif 3 (Expérience 3 - Chapitre 4) : i) inoculer un champignon ECM (L. bicolor) dans des conditions courantes de production en pépinière de semis (Pinus banksiana Lamb.) destinés à végétaliser des terrains perturbés à Syncrude Canada Ltd., ii) évaluer l’influence du champignon inoculé sur la survie, la croissance et la physiologie de son hôte exposé à un gradient de NaCl en conditions semi-contrôlées (simulation d’une transplantation en milieu salin et sodique en serre) ;

Cette expérience avait pour objectifs secondaires : i) d’évaluer la croissance de semis inoculés en pépinière, ii) de définir des indicateurs de stress suffisants pour évaluer l’influence du champignon inoculé.

IV. Objectif 4 (Expérience 4 - Chapitre 5) : évaluer l’influence de trois champignons ECM (L. bicolor, H. crustuliniforme et S. tomentosus) sur la réponse physiologique à l’excès de NaCl de deux espèces de conifères (Picea glauca (Moench) Voss et P. banksiana) communément utilisés dans les pratiques de végétalisation à Syncrude Canada Ltd. ;

V. Objectif 5 (expérience 5 - Chapitre 6) : évaluer la réponse physiologique des combinaisons plante-champignon de l’expérience 4 exposées à des eaux de RC en conditions semi-contrôlées.

Les expériences 4 et 5 ont pour objectif de sélectionner un ou des champignons pour l’inoculation de semis destinés à la végétalisation de sites salins et/ou sodiques à Syncrude Canada Ltd.

VI. Objectif 6 (expérience 6 - Chapitre 6) : évaluer la survie et la croissance de semis inoculés sur un sol reconstruit affecté par un excès de sel à Syncrude Canada Ltd. dans la poursuite de l’expérience 3.

Les expériences présentées dans cette thèse peuvent ainsi être regroupées en trois grandes parties :

1 : Inventaire fongique des sols reconstruits à végétaliser

Pour promouvoir l’inoculation contrôlée, il est nécessaire de démontrer le manque de mycobiotes disponibles en évaluant le potentiel inoculant de sols reconstruits. Le chapitre 2 se concentre sur cet objectif. L’abondance et la diversité des champignons mycorhiziens à arbuscules ou ectomycorhiziens dans les déblais miniers à amender ou servant à l’amendement sont faibles en principe (Danielson et al. 1983b, Abbott & Robson 1991, Bellgard 1993, Malajczuck et al. 1994, Pfleger et al. 1994, Gould et al. 1996). Ainsi, l’expérience 1 se base sur l’hypothèse que les matériaux de reconstruction des sols ont un faible potentiel inoculant, et qu’une fois végétalisés les sols reconstruits montrent un potentiel inoculant plus élevé. Dans ce cadre, on suppose que les sables de rejets, notamment les RC, issus du sous-sol et stérilisés par les procédés d’extraction du pétrole vont montrer les potentiels inoculants les plus faibles (voire nuls).

2 : Sélection d’espèces fongiques in vitro

Pour obtenir des résultats prometteurs, il s’agit de sélectionner de façon cohérente les espèces ECM utilisées pour réaliser des tests d’inoculation. Le chapitre 3 se concentre sur cet objectif. Parmi la grande diversité de champignons ECM que l’on rencontre dans la forêt boréale, il existe naturellement des souches potentiellement résistantes aux stress que l’on retrouve sur les rejets sableux. Pour restreindre ce choix, on peut s’intéresser aux espèces disponibles dans les mycothèques (i.e., « University of Alberta Microfungus Collection and Herbarium » (UAMH), Sigler & Flis 1998, www.devonian.ualberta.ca/uamh/ (consulté : décembre 2004)) ou bien aux espèces que l’on retrouve en milieu salin. Pour éviter l’introduction de souches exogènes, il s’agit de trouver des milieux salins en forêt boréale. Certains sols de la région de l’Athabasca sont naturellement salins et font l’objet de projets similaires à celui-ci.

Plusieurs travaux portant sur la tolérance aux métaux d’espèces ECM ont montré des différences de croissance inter- et intra-spécifiques entre des isolats provenant de sites pollués et non pollués (Colpaert et al. 2000, Sharples et al. 2000, Formina et al. 2005). Néanmoins, peu d’études ont porté sur la sélection d’espèces ECM pour l’augmentation de la résistance au stress sodique. Ainsi, l’expérience 2 répond à l’hypothèse que des champignons isolés d’un terrain sodique vont montrer une résistance similaire ou plus élevée par rapport à des espèces issues d’une mycothèque sélectionnées pour leur résistance à l’excès de sel en conditions in vitro.

3 : Bio-essais en conditions semi-contrôlées et in situ

Pour promouvoir l’intégration de l’inoculation contrôlée dans un programme de végétalisation, il est nécessaire de montrer son effet sur la résistance des semis en milieu contrôlé et in situ ainsi que son application en conditions de pépinière. Les chapitres 4, 5 et 6 se concentrent sur ces aspects qui définissent les objectifs appliqués généraux de cette thèse (voir ci-dessus). Ainsi, les expériences 3, 4, 5 et 6 se basent sur l’hypothèse dominante : l’inoculation en pépinière de semis de conifères avec des champignons ECM sélectionnés pour leur résistance au stress sodique peut limiter les effets négatifs des stress liés à l’excès de sel sur la croissance et la survie des semis.



[1] L’eau de mer est une référence en terme de salinité avec une CE moyenne de 46 dS m-1 à 20˚C et des concentrations de 500 mM de Na+ et Cl- (ions dominant) (Orcutt & Nilsen 2000).

© Gregory Bois, 2005