Memoire Online - Evaluation de la durabilité des amendements organiques et calcaires sur le procédé de phytostabilisation de GCM/Penga Penga dix ans après

Evaluation de la durabilité des amendements organiques et calcaires sur le procédé de phytostabilisation de GCM/Penga Penga dix ans après

Mémoire présenté et défendu en vue de l'obtention du
grade de Master en Gestion des Ressources Naturelles renouvelables

Evaluation de la durabilité des amendements organiques et calcaires sur le procédé de phytostabilisation de GCM/Penga-Penga dix ans après

Mémoire présenté et défendu en vue de l'obtention du
grade de Master en Gestion des Ressources Naturelles Renouvelables

Epigraphe

N'essayons pas d'être des hommes de succès, essayons d'être des hommes de valeurs aux yeux des autres et de Dieu.

Dédicace

A mes tendres et affectueux parents Jules Nkulu Mwine Fyama et Eugenie Mwengue Kimpinde, pour tant d'efforts et des sacrifices consentis pour mon éducation depuis mon enfance jusqu'à présent malgré les multiples difficultés de la vie. Recevez à travers ce travail votre fierté et votre dignité, merci.

Remerciements

Je tiens à exprimer ma reconnaissance aux différentes personnes qui ont apporté leurs contributions à l'élaboration de ce travail scientifique qui couronne la fin de notre deuxième cycle universitaire à la faculté des Sciences Agronomique/UNILU.

En premier lieu, nous réitérons nos remerciements au Dieu tout- puissant, le créateur de l'univers et de toutes créatures pour m'avoir protégé pendant les cinq années qui ont constitué ma formation.

Au directeur de ce travail, le professeur Ir, Mylor Ngoy Schutcha pour avoir accepté, non seulement de diriger ce travail, mais aussi d'apporter ses connaissances et compétences scientifiques les plus précieuses pour parfaire au mieux ce travail.

De cette opportunité qui nous est offerte, qu'il nous soit permis d'exprimer notre reconnaissance à l'égard du corps professoral de la faculté des sciences agronomiques pour nous avoir assuré une formation digne d'un Ingénieur agronome.

A mon père NKULU MWINE FYAMA Jules, à ma mère KIMPINDE MWENGE Eugénie, à mes frères et soeurs Glory, Christine, Oriane, Ben, Nadia, votre soutien m'a apporté un réconfort moral et un climat de travail assidu.

A l'assistant Serge Langunu pour son encadrement, ses conseils et remarques avisées.

A l'assistant Salvator NSENGA NKULU pour ses remarques et encouragement dans l'élaboration de ce dit travail.

A toutes les personnes avec lesquelles nous avons eu à travailler sur terrain dans le cadre de la collecte de données, qu'elles trouvent dans ce travail, l'expression de nos sincères remerciements.

A vous mes ami(e)s et camarades, Rosine Masengo, Rémy Mongo, Kumwimba kalonda jacob, Ilunga Mujinga Thertia, Bertony Nawej, Mutondo Mazinga, Syntiche Mushid Mwanz nous disons très sincèrement merci pour les conseils et affection manifesté à notre égard.à vous tous que nous n'avons pas cité nommément, trouvez dans ce récit la sincérité de nos remerciements.

RESUME

Le présent travail avait pour objectif d'évaluer la durabilité des amendements organiques et calcaires sur la performance de Microchloa altera dans le dispositif de phytostabilisation de GCM/Penga Penga dix ans après son installation.

Pour y parvenir, des échantillons des sols ont été prélevés pour l'analyse du pH. Et sur les individus de M. altera certaines mesures ont été effectuées, il s'agit de : nombre d'individus par parcelle, diamètre des touffes, la longueur des feuilles, le nombre de hampes et le nombre d'épis.

Il ressort de cette étude que les différents amendements calcaires n'ont plus exercée une influence significative sur le pH du sol. Néanmoins, une différence significative a été observée entre les blocs. Des résultats relatifs au nombre d'individus montrent que ni le calcaire, ni le compost, ni même leur interaction n'a exercé une influence sur le nombre d'individus par parcelle dans une période de dix ans, toutefois les tendances en hausse du nombre d'individus ont été observées dans les parcelles à faibles doses de calcaire ou sans calcaire. Le diamètre des touffes ainsi que la longueur des feuilles ont varié en fonction des blocs en montrant des différences statistiques significatives après analyse de la variance. L'effet blocs, calcaire, compost ainsi que leurs combinaisons n'ont pas montré des différences significatives sur le nombre de hampes et le nombre d'épis sur l'ensemble du dispositif. Par ailleurs, le diamètre des touffes ainsi que le nombre d'épis ont augmenté selon la comparaison des valeurs de 2009 à celles de 2019. Une corrélation négative a été observée entre le diamètre et le nombre d'individus. Ces résultats confirment le succès de M. altera pour les travaux de phytostabilisation des sols pollués de la région de l'arc cuprifère Katangais.

Mots clés : Durabilité, Amendements, Solspollués, Phytostabilisation, ETM, Penga-Penga,

Evaluation of the durability of organic and limestone amendments on the GCM / Penga-Penga phytostabilization design of M. altera ten years later installation

The aim of the present study was to evaluate the durability of organic and limestone amendments on the performance of Microchloa altera in the GCM/Penga-Penga phytostabilization device ten years later.

To achieve soil samples were taken for soil pH analysis in the experiment, several measurements were made on M. altera including: the number of individuals, the diameter of the tufts, length of leaves, the number of stalks and the number of spikes.

It appears from this study that the different limestone amendments no longer exert a significant influence on soil pH. Nevertheless, a significant difference was observed between the blocks. Results on the number of individuals show that neither limestone nor compost nor even their interaction influenced the number of individuals per plot over a 10-year period, but the increasing trends in numbers of individuals were observed in plots with low doses of limestone or without limestone. Tuft diameter and leaf length varied by block with significant statistical differences after analysis of variance. The effect of blocks, limestone, compost and their combinations did not show significant differences in the number of stems and the number of spikes on the entire device. In addition, the diameter of the clumps and the number of ears increased according to the comparison of the values ??of 2009 to those of 2019. A negative correlation was observed between the diameter and the number of individuals. This results confirm the success of using M. altera for the phytostabilization works in the polluted soils of the copperbelt region.

Key words: durability, amendments, pollueted soil, phytostabilisation, ETM, Penga-Penga, Lubumbashi

L'expansion économique de la ville de Lubumbashi est basée sur l'exploitation minière de son sous-sol, riche en cuivre et cobalt qui connaissent encore actuellement un afflux d'activités impressionnant dans tout le Haut-Katanga. Les industries d'extraction de minerais sont nombreuses et la densité de la population est en constante augmentation (Kaniki, 2008). Malheureusement, dans diverses usines pyro et hydro-métallurgiques l'extraction du cuivre et du cobalt s'est accompagné de rejets de sous-produits riches en zinc, plomb, arsenic, cadmium ou encore de composés soufrés (Bruneau, 1983 ; Kaniki, 2008). Ces rejets ont un effet néfaste sur l'environnement : l'air, l'eau, le sol accumulent des contaminants, leurs propriétés et fonctionnement sont perturbés et des troubles néfastes sur les êtres vivants et leur environnement sont constatés (Banza et al., 2009).

Il a été recensé neuf de types de perturbations engendrées par l'exploitation minière dans l'hinterland minier du Haut-Katanga, notamment les sites métallurgiques précoloniaux, les tranchées de prospection, les mines à ciel ouvert, les bassins de décantation, les déblais de stériles, les sites de lavages des roches excavées, les ballasts des voies ferrées, les accotements de routes, les émissions de dépôts poussiéreux aériens résultant des activités industrielles (Leteinturier et al., 1999 ; Baker & Malaisse, 1999).

Dans la région de Lubumbashi en particulier, il a été démontré que les émissions de SO₂ par la cheminée du four de l'usine d'extraction et de transformation du cuivre de la Gécamines étaient responsables de pluies acides (Mbenza et al., 1989), néfaste pour les êtres vivants en particulier les humains. En outre, il a été constaté que le secteur situé sous les vents alizés du Sud-Est présente des sols enrichis en cuivre, et autres métaux lourds, par les retombées de poussières métallifères émanant de l'usine depuis plus d'un demi-siècle.

Cette situation a favorisé le remplacement de la forêt claire originelle de Miombo, par une steppe courte au sein de laquelle on retrouve beaucoup d'espèces de la flore cupricole (Malaisse, 1997)ainsi que de vastes zones de sol dénudé(Munyemba, 2010). Ces espèces constituent une ressource biologique très remarquable suite à leurs aptitudes à tolérer des concentrations extrêmement élevées en métaux lourds (Chipeng et al., 2010). Sur le plan environnemental, les espèces de la flore métallicole sont très capitale pour la phytoremédiation des sols contaminés (Shutcha et al., 2015).

Par ailleurs, le sol resté nu devient l'objet d'une érosion hydrique et éolienne soutenue. A cela s'ajoute une pression anthropique croissante accentuant le phénomène d'érosion et le risque de transfert des ETM dans la chaîne alimentaire. Ces sols contaminés présentent un risque de toxicité pour les êtres vivants et l'homme en particulier à travers la chaîne alimentaire. Elle entrave la croissance et la santé de l'homme en particulier les plus jeunes. En conséquence, la mise en place de cultures y est ardue voire impossible, selon le degré de pollution, mais aussi risquée de par l'accumulation des contaminants dans le végétal et son transfert dans la chaîne alimentaire (Mench & Baize, 2004 ; Bourrelier & Berthelin, 1998).

Ainsi donc, face au constat de dégradation des écosystèmes particulièrement flagrant, de la contamination des humains et au déclin de la biodiversité dans la région de Lubumbashi, un essai de phytostabilisation a été mis en place dans le cône de contamination en métaux lourds de Lubumbashi au quartier GCM/Penga Penga en 2009. Le présent travailavait pour objectif générald'évaluer la durabilité des amendements organiques et calcaires sur la performance de M.altera dans le dispositif dix ans après. Pour y parvenir des objectifs spécifiques fixés pour ce travail sont ceux : (i) d'évaluer l'effet d'apport combinés d'amendements calcaires et organiques sur la croissance de M.altera ; (ii) évaluer la performance sur la croissance et la productivité de M. altera dix ans après son installation (de 2009 à 2019).Ainsi les hypothèses assignées à ce travail sont ceux de savoir si dix ans après (i) les amendements apportés continueraient à influencer la performance de M. altera(ii) la performance en terme de croissance et productivité de M. altera, la meilleure espèce pour la phytostabilation dans l'arc cuprifère, pourrait s'améliorer dans le temps.

Hormis l'introduction et la conclusion, ce travail se subdivise en quatre chapitres. Le premier parle de la revue de la littérature ; le second du milieu, matériel et méthodes. Le troisième chapitre quant à lui présente les résultats obtenus et que ceux-ci sont discutés dans le quatrième chapitre.

Chapitre 1. Revue de la littérature

Il est vrai que le développement minier peut générer plus de recettes pour l'Etat et être à l'origine d'une croissance économique forte, mais ce sera un développement économique sans vrai « développement » qui bénéficie à la population au sens large, surtout si les aspects environnementaux sont négligés (Tollens, 2004).L'industrie minière est source de plusieurs altérations de l'environnement, l'extraction du minerai, que ce soit par des carrières à ciel ouvert, parfois profonde d'une centaine de mètres, ou par des galeries profondes plus de mille mètres (cas de la mine de Kipushi), engendre des déplacements de volumes importants de roches et des terres (Shutcha et al., 2010). Les émissions de l'industrie métallurgique sont aussi à l'origine de pollutions atmosphériques (Malaisse, 1995).Notons qu'actuellement il est clair que les écosystèmes et les espèces cupro-cobalticoles de la région sont menacés par les activités minières. En effet, douze sites ont déjà été détruits et une révision récente de la végétation a mis en évidence que sur 32 taxons strictement endémiques, 9% sont éteints (EX) et 67% sont critiquement en danger (CR) (Faucon 2010). Dès lors, la conservation de la flore cupro-cobalticoles du Haut-Katanga semble être une priorité absolue.

Le Haut-Katanga est une province de la république démocratique du Congo (RDC) dans sanouvelle configuration administrative elle se retrouve au Sud-Est du pays et a la même frontièreque la Zambie.Approximativement au Sud du parallèle 8°30' et au Sud-Est de la dépression de Kamalondo et de son prolongement Sud occidental. Un des traits géologiques important dans cette région est la présence de l'arc cuprifère katangais et d'une partie de la copperbelt zambienne (Figure 1). L'arc cuprifère Katangais (ACK) est constitué d'une série d'écailles minéralisées disposées sous forme d'un arc depuis la région de Lubumbashi au Sud-Ouest jusqu'à Kolwezi au Nord-ouest (Figure 1). Il couvre une superficie estimée à 20000 km² qui s'étend d'Est en Ouest sur une longueur de 300 km et une largeur de 50 km (Robert, 1956 ; Okitaudji, 2001). Ces écailles minéralisées font partie de la « série des mines », et plusparticulièrement desuper groupe du Roan dont font partie la plupart des gisements cuprocobaltifères du Katanga (François, 1973 ; Cailteux, 1990). Ils affleurent sous forme decollines à cause de la tectonique panafricaine qui a ramené en surface de nombreuses roches principalement riches en minerais de cuivre et cobalt mais aussi en manganèse, zinc, nickel, uranium, etc. (Cailteux et al., 2005, Kampunzu et al., 2009). Elles se distinguent des collines non cuprifères du miombo (la forêt claire zambézienne) par le fait qu'elles sont pelées en partieou en totalité, c'est-à-dire qu'elles ne portent pas d'arbres au moins sur un de leurs flancscontrairement aux collines non minéralisées (Duvigneaud & Denaeyer De-Smet, 1963). La copperbelt zambienne quant à elle est localisée plus au sud et s'étend jusqu'en Zambie.

1.2.1. Historique de l'exploitation minière et impact sur l'environnement de Lubumbashi

Les nombreuses ressources minières du Katanga ont favorisé l'émergence d'une intense activité minière dans la région. Les récits de la tradition orale ainsi que les données archéologiques révèlent que l'exploitation des mines de cuivre du Katanga date de l'époque précoloniale. Certains empires, notamment l'empire Lunda de l'Est du Mwata yava Kazembe ainsi que l'empire Yeke de M'siri, ont d'ailleurs été établis principalement autour de l'exploitation du cuivre (Boisson, 1982). Le cuivre était utilisé principalement comme monnaie dans les transactions commerciales mais aussi pour l'ornementation. Toutefois, l'exploitation des gisements cuprifères du Katanga a pris une plus grande ampleur avec l'avènement de la colonisation qui a ouvert le commerce vers l'extérieur du continent. En 1906, l'administration de la colonie crée l'Union Minière du Haut-Katanga (UMHK) dont le premier lingot de cuivre sera produit en 1911 après l'installation de la fonderie de Lubumbashi (Leblanc & Malaisse, 1978). L'exploitation des gisements de cuivre a pris une grande ampleur au point que le pays sera classé cinquième producteur mondial de cuivre derrière les Etats Unis, le Canada, le Chili et la Zambie. Après l'indépendance, l'UMHK sera remplacé par l'actuelle Générale des Carrières et des Mines (Gécamines). Durant la période prospère, la Gécamines produisait annuellement 450.000 tonnes de Cu générant des recettes annuelles évaluées à environ 1.300.000 dollars américains, soit 60 % du budget nationale dans les années 1970 et 1980 (Mulumba, 2010). Les perturbations politiques à la fin de la décennie 1980 ainsi que celles des années 1990 plongeront la Gécamines dans un état de faillite non déclarée qui provoquera une chute brutale de production actuellement estimée à moins de 30.000 tonnes de cuivre par an (Mulumba, 2010). La libéralisation du secteur minier en 1999 ainsi l'augmentation du cours du cuivre sur le marché international ont permis une reprise considérable de l'activité minière avec l'installation de grandes entreprises multinationales américaines, européennes et asiatiques(Kalenga et al. ,2005).

1.2.2. Exposition humaine face à la toxicité des métaux lourds

Certains métaux lourds sont des oligoéléments utiles à l'homme car ils sont, pour la plupartdes cofacteurs d'enzymes qui interviennent dans de nombreuses réactions biochimiques. C'est le cas du Co, Cu, Zn, Mn, Fe, etc. Le principal danger des métaux lourds résulte dans le fait que beaucoup d'entre eux ne sont pas métabolisés et peuvent donc s'accumuler dans les tissus (Bur., 2003). De ce fait, l'exposition continue à des concentrations excessives peut provoquer des dommages irréversibles à la santé humaine, même pour des oligoéléments tels que le Cu, Co, Zn, Mn. En général, l'exposition continue aux métaux lourds peut entraîner une baisse progressive des performances physiques et musculaires, des dommages ou une baisse de la capacité mentale et du fonctionnement du système nerveux, des allergies et dans certains cas des cancers (Lifeexpension., 2003). La dispersion des métaux lourds liée à l'activité minière dans le Haut-Katanga représente un problème majeur de santé publique du fait de la densitéde population grandissante dans les zones à proximité des mines et des usines métallurgiques. En effet, ces populations sont exposées aux métaux lourds de façon directe par inhalation des poussières métallifères ou indirecte par ingestion d'aliments ou des eaux contaminés. Deux études ont formellement mis en évidence l'exposition humaine aux métaux lourds dans le Haut-Katanga. Kitobo (2009) aanalysé la teneur en Cd et en Pb dans le sang des enfants de 1 à 3 ans vivant à proximité des taillings de Kipushi afin d'estimer l'exposition à ces deux métaux. Les résultats ont révélé que 50 % et 9 % d'enfants échantillonnés (en 2005) présentent respectivement une teneur en Pb et une teneur en Cd supérieure à la norme de l'OMS (Pb < 100 ug l-1; Cd < 1 ug l-1). A une plus grande échelle, Banza et al. (2009) ont comparé la teneur en ETM dans les urines des habitants de Kamina (ville non minière situé dans le Nord du Haut-Katanga) et celles des habitants des zones situées à proximité des mines et des usines métallurgiques du Haut-Katanga. Les résultats ont révélé des concentrations en métaux beaucoup plus élevées chez les sujets des zones minières comparativement à ceux de Kamina. En particulier, la concentration en métaux très toxiques tels qu'As, Cd, Co, Pb et U dépassaient le niveau recommandé. En particulier, la concentration en Co des sujets des zones minières est largement supérieure (5,7 - 15,7 ug g-1 en moyenne) à la valeur limite (0,36 ug g-1) et cela est à la base de plusieurs problèmes liés à la mal formation des foetus, des morts subites. Les résultats de cette étude révélaient également que les enfants étaient les plus affectés à cause d'un contact plus long avec les poussières chargées en métaux. Il ressort un besoin urgent de la réhabilitation urgente des sites contaminés en métaux afin de diminuer l'exposition humaine.

1.3. Mécanismes de réhabilitation des sols contaminés en métaux lourds

La découverte des flores d'espèces métallicoles des gisements naturels a permis le développement des technologies vertes de réhabilitation des sols contaminés en métaux lourds. Ces techniques sont réunies sous le vocable `Phytoremédiation' (Cunningham &Ow,1996; Pilon-Smits, 2005). Elles présentent l'avantage d'être moins onéreuses et plus conformes avec les normes environnementales comparativement aux méthodes `traditionnelles' de traitement des sols contaminés en métaux lourds (Schnoor, 1997; Cunningham & Berti, 2000). Selon la technique utilisée, la phytoremédiation a pour objectif d'éliminer, contenir ou rendre inoffensifs les contaminants environnementaux présents dans les sols et les eaux (Salt et al., 1995 ; Cunningham & Ow, 1996 ; Pilon-Smits, 2005). Les principales techniques utilisées en phytoremédiation des sols contaminés en métaux lourds sont les suivantes (Pilon-Smits, 2005) : la phytoextraction,la rhyzofiltration, la phytostabilisation et tant d'autres.

1.3.1. Phytoextraction

L'objectif de la phytoextraction est d'extraire les métaux du sol via leur accumulation dans les parties aériennes des plantes. Celles-ci sont régulièrement fauchées et incinérées pour récolter les métaux qui peuvent ensuite être revalorisés dans l'industrie (ce procédé est appelé phytomining). Les plantes hyperaccumulatrices conviennent donc mieux pour la phytoextraction.

1.3.2. Rhizofiltration

Cette technique utilise des plantes tolérantes pour filtrer les eaux contaminées en métaux lourds. Dans cette technique les plantes sont utilisées pour créer une barrière hydraulique dans letraitement des eaux pour réduire la dispersion verticale ou horizontale des métaux.

1.3.3. Phytostabilisation

En phytostabilisation l'objectif est de réduire la mobilité et la dispersion des métaux dans l'environnement par ruissellement ou par les vents. Les métaux sont contenus dans le site via l'installation d'un couvert végétal dense et permanent. Cette technique est généralement utilisée dans le traitement des sols sujets à une contamination de nature polymétallique et à des concentrations excessives des métaux dans le sol.

La phytostimulation ou rhyzodégradation ainsi que la phytodégradation sont deux autrestechniques de phytoremédiation principalement utilisées pour le traitement des solscontaminés par des polluants organiques. Dans le premier cas, le polluant est dégradé dans larhizosphère par les microorganismes alors que dans le second cas le polluant est transloquédans les feuilles où il est dégradé par des enzymes (Pilon-Smits, 2005).

En phytostabilisation on ne décontamine pas les sols comme tel parce que les métaux ne sont pas extraits du site. Par contre, l'installation d'un couvert végétal en phytostabilisation a pour principal objectif de diminuer la dispersion des métaux dans l'environnement. En plus, comme les sols sujets à des concentrations excessives des métaux sont généralement dénudés ou présentent une faible couverture végétale, la phytostabilisation permet également d'améliorer les qualités paysagères et de restaurer un écosystème fonctionnel capable d'accueillir une flore et une faune diversifiées (Dubourguier et al., 2001). En phytostabilisation on fait généralement recours aux amendements afin de faciliter l'installation des plantes (De Villiers 1998). Leur utilisation vise à réduire la biodisponibilité des métaux dans le sol ainsi que d'en améliorer les qualités nutritionnelles et physiques. Ils sont de nature inorganique (la chaux, les oxydes de Fe et de Mn, les phosphates naturels, etc.) ou organique (compost, effluents municipaux, les sédiments riches en matière organique, (Shutcha et al., 2010). Le choix des plantes et des amendements est déterminant pour la réussite d'un projet de phytostabilisation. En plus d'être tolérantes aux métaux présents dans le site cible, les plantes utilisées en phytostabilisation ne doivent pas accumuler des concentrations élevées de métaux dans leurs parties aériennes car celles-ci peuvent être consommées par des animaux. Elles doivent également supporter les autres conditions hostiles du sol (pH bas, salinité, structure défavorable, sécheresse) qui limitent généralement la croissance des plantes. Les plantes utilisées en phytostabilisation doivent avoir un développement rapide pour établir un tapis végétal dans un bref délai, un système racinaire extensif et un port dense. Par ailleurs, elles doivent être faciles à établir et à entretenir, avoir une vie relativement longue et être apte à se propager et augmenter les effectifs d'elles-mêmes après la mise en culture par transplantation ou semis (Dubourguier et al., 2001 ; Mench et al., 2000, 2006). Les amendements utilisés en phytostabilisation doivent avoir un effet rapide sur la réduction de la mobilité des métaux dans le sol. Ils doivent également avoir un effet résiduel important sur les propriétés du sol et la performance des plantes. En outre, ils ne doivent pas être chers, ils doivent être faciles à manipuler et à appliquer, sans danger pour les manipulateurs, non toxiques pour la plante choisie, disponibles ou faciles à produire dans la région et ne doivent pas causer d'impacts environnementaux supplémentaire (Mench et al., 2000, 2006).

Les gisements métallifères hébergent une végétation toute particulière. Elle est le fruit de nombreuses années d'évolution sur des sols enrichis en métaux lourds. Ces substrats ont vu se développer des espèces végétales uniques, présentant des mécanismes biologiques leurs permettant de résister aux concentrations élevées en métaux lourds. Ces espèces constituent la flore métallicole. Les affleurements métallifères sont de hop stop qui nécessitent une protection particulière qu'il est nécessaire de protéger (Whiting et al., 2002 ; 2004). Leteinturier (2002) rapporte qu'à l'état actuel des connaissances, sur un total d'environ 280 collines métallifères, seules 70 collines ont été étudiées, soit seulement un quart. Sur les collines étudiées, il a été répertorié environ 548 espèces cupricoles reparties dans diverses famillesvégétales et parmi lesquelles selon Leteinturier et al. (1999), il a étérecensé plus ou moins42 endémiques des sites métallifères du Katanga, soit un taux d'endémisme d'environ 7.6 %. Dans cette flore il a également été établi qu'il y a 28 espèces hyper accumulatrices de cuivrequi ne sont connues que du Katanga. Dans la région Zambézienne ces plantes sont capables decoloniser les sites métallifères. La présence de cette flore métallicole est aussi due aux plus fortes concentrations en cuivre etcobalt dans le sol et cela a permis de crée des conditions écologiques particulière qui ont à leurtour occasionner l'apparition de ses espèces et leurs adaptations (Duvigneaud, 1958 ;Duvigneaud et Denaeyer De-Smet, 1963).

L'intérêt de cette flore c'est dans la restauration des sites pollués par les activités minières, elle permet de conserver la diversité biologique de certains sites grâce à leurs caractéristiques biologiques dans l'accumulation des éléments traces métalliques et la conservation de la structure du sol(Leteinturier et al., 1999).

La flore cupricole du Katanga constitue une importante ressource naturelle qui peut être utilisée pour la phytoremédiation des sols contaminés en métaux lourds. En effet, il y a des espèces qui possèdent des caractéristiques intéressantes qui peuvent être mises à profit pour le traitement des sols contaminés en métaux lourds. Par exemple, les plantes hyper accumulatrices de Cu et/ou Co peuvent être utilisées en phytoextraction alors que les graminées vivaces présentant une tolérance élevée au Cu peuvent être utilisées en phytostabilisation. Leteinturier et al. (1999) & Boisson et al.(2015) ont dressé une liste de 7 espèces candidates à la phytoremédiation sur base de leurs effets écologiques et leurs distributions le long des gradients du cuivre et de cobalt (tableau 1). Cette liste, qui n'est pas exhaustive, reprend effectivement des espèces comptées parmi les plus fréquentes sur les sites métallifères anthropisés les plus toxiques du Haut-Katanga tels que les remblais miniers et les friches industrielles à proximité des usines métallurgiques. Par ailleurs certaines espèces aux caractéristiques intéressantes et fréquemment rencontrées sur les remblais miniers peuvent également être de bonnes candidates à la phytostabilisation. C'est le cas de Monocymbium ceresiiforme et Eragrostis racemosa.

Tableau 1. Critères évalués sur les sept espèces de Poaceae, utiles pour la phytostabilisation, y compris leurs effets écologiques et leurs distribution le long des gradients du cuivre et de cobalt

Figure 3. Les 7 espèces candidates à la phytostabilisation en image (Boisson et al., 2015)

Les potentialités de M. altera en phytostabilisation ont été bien décrites par Leteinturier et al. (1999). Elles se basent principalement sur les caractéristiques botaniques de l'espèce et sur sa fréquence sur les substrats cuprifères comptés parmi les plus toxiques. En effet, comme déjà évoqué dans la description, M. altera forme des touffes denses et compactes qui stabilisent bien le sol. La plante est également présente sur les substrats cuprifères les plus toxiques constitués par les remblais miniers et les friches industrielles à proximités des usines métallurgiques. C'est généralement l'espèce dominante dans ces milieux et y forme parfois des pelouses mono spécifiques. Par ailleurs, elle supporte bien le piétinement, une caractéristique fondamentale pour la pérennisation du couvert végétal en conditions de fortes pressions anthropiques comme celles de Lubumbashi. Par ailleurs, elle accumule peu de métaux dans les parties aériennes, 394 et 13 ug.g-1 respectivement de cuivre et cobalt dans la matière sèche des parties aériennes (Shutcha, 2010). Enfin, l'espèce M.altera semble facile à multiplier par voie végétative et a une croissance rapide (Shutcha et al., 2010).

Au cours des dernières décennies, beaucoup d'articles rapportant des essais de phytostabilisation ont été publiés. Néanmoins, dans leur grande majorité ces études concernent principalement l'Europe et l'Amérique (Kozlov & Zverara, 2007). Certains projets de revégétalisation à grande échelle constituent des véritables modèles de réussite. C'est le cas de la réhabilitation des sites contaminés par les fonderies de Cu dans la région industrielle de Sudbury au Canada (Whinterhalder, 1996 ; Cooke & Johnson, 2002) ou celle à Harjavalta en Finland (Kiikkila, 2003). Dans ces régions, l'utilisation d'espèces métallicoles locale sur des sols contaminés amendés avec de la chaux et du compost ou de la chaux associée à un apport de fertilisant a permis la reconstitution d'écosystèmes fonctionnels. En particulier, dans la région de Sudbury, on a pu revégétaliser 3000 ha (Whinterhalder, 1996) à 17.000 ha (Cooke & Johnson, 2002) de sol contaminés avec réintroduction d'espèces ligneuses. Cependant, il existe très peu de documentations sur des projets de réhabilitation en Afrique, et particulièrement en Afrique Centro-australe où les activités métallurgiques ont pourtant causé les dégâts environnementaux considérables. Parmi les rares documents qui sont publiés, on peut citer des essais de revégétalisation des remblais miniers au Zimbabwe (Piha et al., 1995). L'utilisation de M. altera, plante cupricole locale dans la phytoremédiation des sols contaminés en métaux lourds par l'activité minière, plus particulièrement à la phytostabilisation des surfaces de sol dénudés du quartier Gécamines/Penga Penga à cause de la contamination en Cu, Co, Pb, Zn suite aux retombées des fumées de la fonderie de l'usine Gécamines de Lubumbashi dans le Haut-Katanga a été ajoutée par Shutcha (2010) à la liste des efforts de phytoremédiation en Afrique Centro-australe.

Chapitre 2. Milieu, matériel et méthode

2.1. Présentation du site d'étude

L'étude a été réalisée dans la ville de Lubumbashi précisément au quartier Gécamines/Penga-Penga (11°40'34.5'' de latitude Sud et 27°27'07'' de longitude Est, élévation 1220 m) dans le dispositif de phytostabilisation existant depuis 2009 (Figure 4).

La ville de Lubumbashi appartient au type climatique CW6, selon la classification de Köppen.La température moyenne annuelle varie entre 16 et 33° C, les précipitations annuelles se situent autour de 1200 mm, la saison des pluies va de novembre jusqu'en Mars, la saison sèchecommence en Mai jusqu'en Septembre et deux mois de transition qui sont : Avril et Octobre. Le sol trouvé dans le site d'étude est pollué depuis près d'un siècle à partir des retombéesatmosphériques de l'usine Gécamines localisée dans la ville de Lubumbashi. La concentrationen élément trace dans le sol de Penga Penga est supérieures à celles retrouvées dans les sitesnon métallifères de Lubumbashi (Mpundu, 2010 ; Narendrula et al. 2012). Le pH (4,6) est inférieur comparativement aux sols non contaminés à cause de pluies acides (Malaisse, 1996 ; Mbenza et al. 1989).

Le sol des parcelles a été amendé en 2008 avec différentes dosesdu calacaire : 0 t chaux.ha^-1 (C0) ;2,5 t chaux.ha^-1 (C1) ; 5 t chaux.ha^-1() et 10 t chaux.ha^-1 (C3) et de compost : 0 t compost.ha^-1(CO0), 45t compost.ha^-1 (CO1), 225 t compost.ha^-1(CO2). Les conditions édaphiques des sols du dispositif de Penga Penga sont décrites par Shutcha (2010). Les plants de M. altera a été installée en 2009 à raison de 16 éclats de souches.m-² (Shutchaet al., 2010). Chacun des six blocs présents est divisé en 12 parcelles de 1 m². Etant donné la pression anthropique, certaines parcelles ont été soit complément détruites, soit rétrécie. Chaque traitement (combinaison d'une dose de calcaire et d'une dose de compost) est répété une fois dans chaque bloc.

Tableau 2. PH, matière organique totale et concentrations en éléments totaux (extraction avec HCl + HClO4 + HF) dans le sol du dispositif expérimental et le compost issu du lac Kipopo de Lubumbashi

Composantes	Sol	Compost
pH	4.6	6.4
Total MO (%)	0.5	24
Ca (Mg/kg)	-	1228
K (Mg/kg)	-	1187
Mg (Mg/kg)	-	413
P (Mg/kg)	-	881
Cd (Mg/kg)	65	0.8
Cu (Mg/kg)	42350	185
Co (Mg/kg)	384	-
Pb (Mg/kg)	2657	-
Zn (Mg/kg)	5900	11.3

Ce dispositif a été installé depuis l'année 2008 au quartier GCM/Penga penga et l'application des amendements dans les parcelles expérimentales (1 m x 1 m) a été effectuée dans le même ordre et le même timing que dans l'essai en pots : le calcaire a été appliqué en premier suivi du compost qui a été appliqué deux semaines plus tard. Après que le sol ait été labouré à la houe, les amendements ont été épandus à la surface du sol puis mélangés aux 20 premiers cm de sol par bêchage. La transplantation a eu lieu dix mois après application des amendements avec des éclats de souches des plantes récoltés en vrac sur le site. Les éclats des différents individus ont préalablement été mélangé afin d'éviter un effet de l'individu d'origine de l'éclat sur le comportement des plantes. La transplantation a été effectuée à une densité de 16 éclats par m² aux écartements de 0,25 m x 0,25 m. Des éclats de 3 à 4 pousses ont été utilisé pour maximiser la reprise (Shutcha, 2007).Cette expérimentation a été conduite selon un dispositif factoriel avec 3 doses de compost (0, 45 et 225 t ha^-1), 4 doses de chaux (0, 2,5, 5 et 10 t ha-1) et 6 blocs (figure 5). Chaque traitement (compost x chaux) a été repris une fois dans un bloc. L'emplacement d'un traitement dans un bloc a été guidé par la randomisation (Shutcha, 2010).

Légende T_O: Sol non amendé [C0CO0] , T₁: [C3CO2] : Sol amendé avec 10t/ha de chaux et 225t/ha decompost, T₂: [CO2] : Sol amendé avec 225t/ha de compost, T₃: [C1CO1] : Sol amendé avec2,5t/ha de chaux et 45t/ha de compost , T₄: [C3] : Sol amendé avec 10t/ha de chaux, T₅: [CO1] : Solamendé avec 45t/ha de compost, T₆: [CO2] : Sol amendé avec 5t/ha de chaux et 225t/ha decompost, T₇: [C1CO2] : Sol amendé avec 2,5t/ha de chaux et 225t/ha de compost,T₈:[CO1] : Sol amendé avec 5t/ha de chaux et 45t/ha de compost, T₉: [C1] : Sol amendé avec 2,5t/ha de chaux , T₁₀: [C3CO1] : Sol amendé avec 10t/ha de chaux et 45t/ha de compost, T₁₁: [] : Sol amendé avec 5t/ha de chaux.Ce dispositif est actif jusqu'à nos jours.

2.2. Matériel et Méthode

2.2.1. Matériel végétale

Lors de l'installation de l'essai, les individus de M.altéraétaientrécoltés dans la province du Haut-Katanga sur les différents affleurements cuprifères et ont servis de couvertures végétales depuis 2009 (Shutcha et al., 2010). L'espèce se retrouve principalement sur des sols à forte contamination en cuivre ou cobalt (Duvigneaud et Denaeyer, 1963).

2.2.2. Dispositif expérimental

L'étude a été menée sur un dispositif de phytostabilisation installé selon un plan factoriel avec 3 doses de compost (0,45 et 225 t ha^-1), 4 doses de chaux (0 ; 2,5 ; 5 et 10 t ha^-1) et 6 blocs. Chaque traitement (compost x chaux) a été repris une fois dans un bloc. L'emplacement d'un traitement dans un bloc aété guidé par la randomisation (Shutcha et al., 2010). Les amendements ont été mélangés avec la couche superficielle de sol de 0 à 20 cm. Les blocs étaient séparés de 1 m les uns des autres. Chaque bloc était constitué de 12 parcelles de 1 mx 1 m correspondant aux 12 traitements. Les emplacements des traitements dans les blocs étaient aléatoires. Sous la pression anthropique,certaines parcelles du dispositif sont aujourd'hui rétrécies (Figure 6).

Bloc

Pc1

Pc2

Pc3

Pc4

Pc5

Pc6

Pc7

Pc8

Pc9

Pc10

Pc11

Pc12

Bloc1

Bloc2

Bloc3

Bloc4

Bloc5

Bloc6

Figure 6. Etat actuel du dispositif expérimental de Penga Penga (les blocs en rouge sont vides et les verts occupés par M. altera)

2.2.3. Amendements utilisés

Les amendements à base du calcaire dolomitique (CaCO₃. MgCO₃; 52% Ca, 25% Mg) et de la matière organique ont été utilisés dans le dispositif. La matière organique était un mélange du compost et de certains sédiments du lac kipopo de Lubumbashi. Les éléments chimiques constitutifs de ce compost sont décrits dans le tableau 2. Le choix des amendements a été motivé par son accessibilité facile, sur base de sa disponibilité et vue qu'il est plus abordable par rapport au prix à Lubumbashi.

2.2.4. Paramètres mesurés sur les plantes

Les individus de Microchloa altera ont été soumis à plusieurs observations. Les mesures de diamètre des touffes et de la longueur des feuilles ont été mesurées avec une latte graduée. Quant aux nombres de hampes et d'épis un comptage systématique a été effectué sur tous les individus présents dans le dispositif.

Les échantillons de sol ont préalablement été séchés à l'ombre et tamisés à l'aide d'un tamis de2 mm de maille pour la détermination du pH. Le pH (eau) a été déterminé à l'aide d'un pH-mètre de marque Mettler toledodans une solution pâteuse ou le sol et l'eau distillée ont été mis en contact pendant 30 minutes. Pour l'extraction 10 g de sol ont été mis en contact avec 25 ml d'eau distillée pendant 30 minutes. Toutes les analyses ont été effectuées au Laboratoire d'Agro-pédologie à l'Université de Lubumbashi.

2.2.6. Traitement des données

Les données des différents paramètres ont été encodées en Excel et soumises à une analyse de la varianceà 2 facteurs (bloc + traitements). La comparaison des moyennes a été réalisée par le test post hoc de Tukey, grâce au logiciel Minitab. Les corrélations entre différents paramètres de croissance et productivité ont aussi été établies à l'aide du même logiciel Minitab 16.

Chapitre 3. Résultats

3.1. Influences des doses d'amendements sur le pH du sol dans le dispositif de phytostabilisation de Penga Penga

Les résultats de l'analyse de la variance à deux facteurs montrent que dix ans après installation du dispositif, les amendements n'ont pas influencé significativement le pH des traitements. Elle a été du moins observée entre les blocs du dispositif (p < 0,01). Le facteur calcaire l'ayant influencé significativement en 2009 a perdu cette capacité en 2019. Il ressort que le pH varie entre 7,1 #177; 0,8 (comp0) et 6,5 #177; 0,3 (C0comp0) tel observé dans le tableau 3. En ce qui concerne la variation du pH entre 2009 et 2019 (figure 7), il s'est observé une augmentation allant de 0,4 à 1 sur les traitements sans calcaire (C0comp2, C0comp0 et C0comp1) et une diminution du pH allant de 0,1 à 0,8 sur le sol ayant reçu des doses élevées du calcaire (comp0, C3comp0, C3comp1, C1comp2, comp2 et C3comp2).

Compost (t/ha)	Calcaire (t/ha)	2009	2019
0	0	5,6 #177; 0,3 c	6,5 #177; 0,3 a
	2,5	6,7 #177; 0,7 b	7,1 #177; 0,8 a
	5	7,3 #177; 0,3 ab	6,5 #177; 0,7 a
	10	7,5 #177; 0,4 a	6,7 #177; 0,5 a
45	0	5,8 #177; 0,5 c	6,7 #177; 0,7 a
	2,5	6,1 #177; 0,6 bc	6,6 #177; 0,6 a
	5	6,6 #177; 0,6 b	6,6 #177; 0,4 a
	10	7,1 #177; 0,5 ab	6,6 #177; 0,3 a
225	0	5,7 #177; 0,4 c	6,7 #177; 0,3 a
	2,5	6,9 #177; 0,7 ab	6,8 #177; 0,6 a
	5	6,8 #177; 0,8 b	6,5 #177; 0,4 a
	10	7,3 #177; 0,2 ab	6,9 #177; 0,8 a

NS = pas de différence significative ; * : P < 0,05 ; ** : P < 0,01 ; *** : P < 0,01

3.2. Nombre d'individus par parcelle amendée

La figure 8 présente la variabilité du nombre d'individus en fonction des différentes doses de matières organiques et d'amendements calcaires utilisés. Il ressort de celle-ci que le nombre d'individus a été plus élevé sur les traitements calcaire 0t-compost 0t. ha^-1, calcaire 0t-compost 45t. ha^-1, calcaire 2,5t -compost 0t. ha^-1 et la valeur la plus faible a été obtenue avec calcaire 0t-compost 225t. ha^-1; pendant que les autres traitements ont présenté de valeurs similaires. Toutefois, l'analyse de la variance (figure 9) a montré que ni le calcaire, ni le compost, ni même leur interaction n'a exercé une influence sur le nombre d'individus par parcelle.

Figure 8. Moyennes du nombre d'individus M. altera par parcelle en fonction des doses d'amendements

Figure 9. Nombre d'individus de M. altera par parcelle en fonction des doses d'amendements (t. ha-1) par rapport à l'analyse de la variance

3.3. Evolution des individus de M. altera de 2009 à 2019 en rapport avec les différentes doses et types d'amendements

L'évolution des individus de M. altera entre les deux années a été fonction des doses d'amendements (compost et calcaire) (Figure 10). De cette figure il s'enregistre une augmentation significative du nombre d'individu dans une période allant de 2009 à 2019 quelques soient les traitements. Excepté le traitement C0comp2 qui présente une régression significative du nombre d'individu en 2019.

Figure 10. Evolution des individus de l'espèce de M. altera depuis 2009 en rapport aux différents amendements.

3.4. Croissance et reproduction de M. altera

L'analyse de la variance à deux facteurs a montré que les diamètres de touffe ainsi que la longueur des feuilles ont variés en fonction des blocs en montrant des différences statistiques significatives. Les autres amendements (calcaire et compost) ainsi que leurs combinaisons n'ont pas montré des différences significatives. Les effets blocs, calcaire, compost ainsi que leurs combinaisons n'ont pas montré des différences significatives sur le nombre de hampes et le nombre d'épis (tableau 4).

Tableau 4: Moyenne #177; écart-types de quatre variables de reproductions et de croissance dans les parcelles de phytostabilisation de Penga Penga. (Diam : diamètre, LF : longueur de feuilles, NH : nombre de hampes, NE : nombre d'épis)

Compost	Calcaire	Diam	LF	NH	NE
0	0	10,4 #177; 2,5 a	41,4 #177; 9,1 a	28,3 #177; 9,5 a	40,9 #177; 20,1 a
	2,5	11,7 #177; 3,9 a	38,0 #177; 8,3 a	25,9 #177; 10,7 a	45,6 #177; 20,7 a
	5	11,5 #177; 2,9 a	36,8 #177; 2,3 a	31,6 #177; 14,9 a	55,3 #177; 34,5 a
	10	12,6 #177; 1,4 a	38,0 #177; 2,6 a	29,0 #177; 17,4 a	43,9 #177; 27,6 a
45	0	12,1 #177; 2,3 a	37,0 #177; 5,6 a	34,4 #177; 15,2 a	57,5 #177; 39,7 a
	2,5	9,5 #177; 2,4 a	36,7 #177; 4,0 a	15,4 #177; 9,9 a	22,4 #177; 13,0 a
	5	12,0 #177; 4,2 a	36,9 #177; 6,3 a	25,4 #177; 16,2 a	31,6 #177; 16,7 a
	10	12,9 #177; 4,8 a	35,1 #177; 8,8 a	26,0 #177; 18,2 a	32,0 #177; 18,6 a
225	0	13,7 #177; 4,3 a	36,6 #177; 8,0 a	23,0 #177; 4,9 a	29,0 #177; 17,1 a
	2,5	12,2 #177; 2,3 a	35,3 #177; 4,3 a	33,3 #177; 22,7 a	39,8 #177; 21,0 a
	5	12,4 #177; 2,0 a	39,0 #177; 3,7 a	40,9 #177; 26,6 a	54,9 #177; 25,0 a
	10	11,4 #177; 3,9 a	38,9 #177; 6,8 a	23,6 #177; 11,1 a	33,8 #177; 14,0 a

NS = pas de différence significative ; * : P < 0,05 ; ** : P < 0,01 ; *** : P < 0,01

3.4.1. Variation du diamètre des touffes de M. altera entre 2009 et 2019.

La figure 11 présente les résultats relatifs au diamètre des touffes de M. altera. Il ressort de celle-ci que le diamètre des touffes a varié sensiblement, en comparaison entre les valeurs de 2009 et celles de 2019. En 2009, les valeurs ont varié entre 5,7 cm (C0comp2) et 6,8 cm (C1comp1), alors qu'en 2019 le diamètre a varié entre 9,49 cm (C1comp1) et 13,73 cm (C0comp2).

3.4.2. Evolution du Nombre d'épis de M. altera entre 2009 et 2019.

Les résultats relatifs à l'évolution du nombre d'épis par touffe de M. altera sont illustrés sur la figure 12. Il ressort de celle-ci qu'en 2009 le nombre a varié selon une moyenne de 29,9#177;10,6 (C0comp1) à 52,9#177;24,5 (C3comp2) alors que dix ans après (2019) ce nombre varie entre 22,43#177;12,9 (C1comp1) et 57,54#177;39,7 (C0comp1).

3.5. Corrélation entre les composantes de la valeur sélective

3.5.1. Corrélation entre le nombre d'individus, le diamètre, la longueur de la feuille et le nombre de hampes.

Le tableau 5 montre d'une manière générale que les corrélations entre les différents paramètres observés (nombre d'individus et le diamètre des touffes, le nombre d'individus et le nombre des hampes, le nombre d'individus et celui d'épis et enfin entre la longueur des feuilles et le nombre des hampes) ont été non significatives, excepté la corrélation entre le nombre de hampes et le nombre d'épis qui révèle une différence statistique hautement significative (p=0,000 ; R²= 0,863).

Tableau 5. Corrélation entre le nombre d'individus, le diamètre, la longueur de la feuille et le nombre de hampes

	N. individu	Diamètre	L. Feuille	N. Hampe	N. Epis
N. individu	-
Diamètre	-0,250 p=0,040	-
L. Feuille	0,005 p=0,966	0,216 p=0,077	-
N. Hampe	-0,090 p=0,465	0,035 p=0,776	-0,049 p=0,691	-
N. Epis	-0,94 p=0,445	0 ,100 p=0,415	0,067 p=0,590	0,863 p=0,000	-

3.5.2. Corrélation du nombre d'individus en fonction du diamètre.

Une corrélation négative (R² = 0,063) existe entre le diamètre des touffes et le nombre d'individus pour chaque traitement (doses de compost et calcaire). Lorsque le nombre de d'individus par parcelle diminue il s'observe des individus de gros diamètre (Figure 13).

Figure 13. Nombre d'individus en fonction du diamètre des touffes de M. altera

3.5.3. Corrélation du Nombre de hampes en fonction du nombre d'épis de M. altera

Il existe une corrélation positive entre le nombre des hampes et celui d'épis (R²=0,74) montrant que le nombre d'épis est fonction du nombre des hampes par touffe (Figure 14). Le nombre d'épis a augmenté avec celui des hampes.

Chapitre 4. Discussion

4.1. Influences des traitements sur le pH

Dix ans après installation du dispositif de phytostabilisation à M. altera de Gécamines/Penga Penga, les amendements calcaires n'ont plus exercé une influence significative sur le pH du sol. Néanmoins, une différence significative a été observée entre les blocs. En 2009 le pH était positivement influencé par le facteur calcaire (Shutcha et al., 2010) dont son effet est devenu non significative en 2019. Cette situation s'expliquerait par l'effet du lessivage et de la lixiviation des produits calcaire et de son transport par des mouvements éoliens ; ces résultats ne vont pas dans la même ligne avec ceux de Huettl et Zoettl (1993) qui ont montré une augmentation du pH du sol dans les anciens essais de chaulage accompagnée d'une amélioration des propriété chimiques et biologiques sur la couche superficielle du sol dans un écosystème forestier ; ceci s'expliquerait par le fait qu'il y a plus de stabilité dans l'écosystème forestier (moins de conditions de perturbation telles que : le lessivage, de la lixiviation ou le mouvement du vent) comparativement aux condition dans le dispositif à M. altera.

4.2. Evolution du Nombre d'individus de M. altera entre 2009 et 2019

L'analyse de la variance a montré que ni le calcaire, ni le compost, ni même leur interaction n'a exercé une influence sur le nombre d'individus par parcelle dans une période de dix ans, toutefois les tendances en hausse du nombre d'individus ont été observées dans les parcelles à faibles doses de calcaire ou sans calcaire. Il a été démontré par Shutcha (2010) que l'utilisation de M. altera est une plante cupricole locale tolérant des teneurs élevées en cuivre et cobalt, pouvant être utilisée dans la phytoremédiation des sols contaminés en métaux lourds par l'activité minière, plus particulièrement à la phytostabilisation des surfaces de sol dénudés, causé par contamination en éléments traces métalliques. Il a été montré dans l'étude effectuée par ADEME (2017) que les espèces végétales, éventuellement en combinaison avec des amendements est une phytostabilisation aidée qui réduit la mobilité des polluants et favorise un bon développement des plantes dans le temps.

4.3. Performance et comportement de M. altera

Les diamètres de touffe ainsi que la longueur des feuilles ont varié en fonction des blocs en montrant des différences statistiques significatives après analyse de la variance. L'effet blocs, calcaire, compost ainsi que leurs combinaisons n'ont pas montré des différences significatives sur le nombre de hampes et le nombre d'épis sur l'ensemble du dispositif (Shutcha et al., 2015). Par ailleurs, le diamètre des touffes ainsi que le nombre d'épis ont augmenté selon la comparaison des valeurs de 2009 à celles de 2019, Shutcha et al., (2015) avaient fait une comparaison sur le diamètre des touffes et le nombre d'épis entre 2010 et 2012 dans le même dispositif et ont montré que le diamètre des touffes n'a pas varié dans le temps, alors que le nombre d'épis a augmenté significativement entre les années.

4.4. Corrélation entre le nombre d'individus, le diamètre, la longueur de la feuille et le nombre de hampes

Les corrélations entre les différents paramètres observés (nombre d'individus et le diamètre des touffes, le nombre d'individus et le nombre des hampes, le nombre d'individus et celui d'épis et enfin entre la longueur des feuilles et le nombre des hampes) ont été non significatives, excepté la corrélation entre le nombre de hampes et le nombre d'épis qui révèle une différence statistique hautement significative (corrélation positive) (p=0,000 ; R²= 0,863). Ce résultat peut s'expliquer par le fait que dans le différents couples une variable intervient dans le calcul de l'autre, ainsi le nombre d'épis par hampe intervient dans le calcul du nombre d'épis.

4.4.1. Corrélation du nombre d'individus en fonction du diamètre.

Il s'est observé une corrélation négative entre le diamètre des touffes et le nombre d'individus pour chaque traitement. Lorsque le nombre d'individus est faible il s'observe des individus de gros diamètre, ceci serait dû à l'effet de la compétition pour les nutriments entre individus (Justes, et al., 2014).

4.4.2. Corrélation du Nombre de hampes en fonction du nombre d'épis.

Il existe une corrélation positive entre le nombre des hampes et celui d'épis (R²=0,74) montrant que le nombre d'épis est fonction de nombre des hampes par touffe. Le nombre d'épis augmente avec celui des hampes. Les études de Langunu (2013) montrent que ce résultat est normal parce qu'une bonne croissance des plantes favorise une bonne reproduction.

Conclusion

La présente étude avait pour objectif d'évaluer la durabilité des amendements organiques et calcaires sur la performance de M.altera dans le dispositif de phytostabilisation de GCM/Penga Penga sur une période de dix ans.

Pour y parvenir, des échantillons des sols ont été prélevés pour l'analyse du pH. Et sur les individus de M. altera certaines mesures ont été effectuées, il s'est agi de : nombre d'individus par parcelle, diamètre des touffes, la longueur des feuilles, le nombre de hampes et le nombre d'épis.

Il ressort de cette étude que les amendements calcaires n'ont plus exercé une influence significative sur le pH du sol comparativement à la situation de 2009 ; néanmoins, une différence significative a été observée entre les blocs qui justifierait les effets du lessivage et lixiviation au sein de ce dispositif. Les amendements (calcaire, compost et interaction) n'ont pas exercé une influence significative sur le nombre d'individus par parcelle dans une période de dix ans, toutefois les tendances en hausse du nombre d'individus ont été observées même dans les parcelles à faibles doses de calcaire ou sans calcaire. Les amendements (calcaire et compost) appliqués en 2009 n'exercent plus d'influences significatives sur les différents paramètres de croissance et de productivité. Par ailleurs, le diamètre des touffes ainsi que le nombre d'épis ont augmenté selon la comparaison des valeurs de 2009 à celles de 2019. Ce qui confirme le succès de M. alterapour les travaux de phytostabilisation des sols polluésde la région de l'arc cuprifère Katangais.

Il sied de recommander que des travaux futurs puissent évaluer l'effet des amendements calcaire et organique à différentes doses sur la performance et le comportement d'autres espèces cupro-cobaltifères susceptibles de jouer des rôles importants dans la phytostabilisation.

Références bibliographiques

ADEME, 2017.Les Phytotechnologies appliquées aux siteset sols pollués. Nouveaux résultats de recherche et démonstration. Pp 17-23.

Adriano D.C., 2001. Trace Elements in Terrestrial Environments: Biogeochemistry, Bioavailability and Risks of Metals. Second Edition, Springer, New York.

Alkorta I., Hernandez-Allica J., Becerril J.M., Amezaga I., Albizu I., and Garbisu C., 2004. Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead, and arsenic. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology 3: 71-90,

Allen, P.S., Meyer, S.E., and Beckstead, J., 1995. Patterns of seed after-ripening in Bromus tectorum L. Journal of Experimental Botany, 46 (11), 1737-1744.

Andres L.,2008. Etude des contaminations métalliques sur les propriétés des sols autour de Lubumbashi. Mémoire inédit, Faculté des Sciences Agronomiques de Gembloux. Gembloux, Belgium, 77 p.

Antonovics J, Bradshaw A.D and Turner RG .,1971. Heavy metal tolerance in plants. Advances in Ecological Research 7, 1-85.

Archer, M.J.G. and Cadwell, R.A.; 2004. Response of Six Australian Plant Species to Heavy Metal Contamination at an Abandoned Mine Site. Kluwer Academic.1- 4: 257-267p.

Ayres, R.U., Ayres, L.W. and Rade, I., 2002. The life cycle of copper, its co-products and by- products. Mining minerals and sustainable development (MMSD) project N°24.IIED and WBCSD, England, Reg No. 2188452. VAT Reg. No. GB 440 4948 50. Registered Charity No. 800066, January 2002.

Baker AJ, Brooks R.R., Pease A.J., Malaisse F., 1983. Studies on copper and cobalt tolerance in the three closely related taxa within the genus Silene L. (Caryophyllaceae) from Zaïre. Plant and Soil 73, 377-385.

Baker A.J.M. and Walker P.L., 1990. Ecophysiology of Metal uptake by tolerant plants. In Shaw AJ.1990. Heavy Metal tolerance in plants: Evolutionary Aspects. pp 155-177.

Banza, C.L.N., Nawrot, T.S., Haufroid, V., Decrée, S., De Putter, T., Smolders. E., Kabyla, B.I., Luboya, O.N., Ilunga, A.N., Mutombo, A.M. and Nemery, B., 2009. High human exposure to cobalt and other metals in Katanga, a mining area of the Democratic Republic of Congo. Environmental Research, 109: 745-752.

Bazin, P., and Barnaud, G., 2002. Du suivi à l'évaluation: à la recherche d'indicateurs opérationnels en écologie de la restauration. La Terre et la Vie Revue d'écologie, 9: 201- 224.

Beltran, E., Valiente-Banuet, A., Verdu, M., 2012. Trait divergence and indirect interactions allow facilitation of congeneric species. Ann Bot, 110(7): 1369-1376.

Bisson M.S.,1982. Trade and tribute: Archaeological evidence for the origin of states in South Central Africa. Cahiers d'Etudes Africaines 22, 343-341.

Boisson S., Lestradic S.,Colligno J., Séleck M., Malaisse F., Shutcha M., Faucon P., Mahy G., 2015. Potential of copper-tolerant grasses to implement phytostabilisation strategies on polluted soils in South D. R. Congo.Environmental science and pollution research.,DOI 10.1007/s11356-015-5442-2.

Boisson, E., 2005. Ecological restoration of Mediterranean grasslands in Provence and California. Thèse de l'Université Paul Cézanne. Marseille.

Boisson, S., Lebrun, J., Séleck, M. and Mahy, G., 2012. Copperflora.org - website. http://www.copperflora.org.

Bonanomi, G., Incerti, G., Mazzoleni, S., 2011. Assessing occurrence, specificity, and mechanisms of plant facilitation in terrestrial ecosystems. Plant Ecology, 212(11): 1777- 1790.

Bradshaw, A. D., 2000. The use of natural processes in reclamation-advantages and difficulties. Landscape and Urban Planning, 51:89-100.

Bradshaw, A.D. and Johnson, M., 1992. Revegetation of Metalliferous Mine Waste: the Range of Practical Techniques Used in Western Europe. Elsevier, Manchester.

Brooks RR, Naidu SM, Malaisse F and Lee J.,1987. The elemental content from metallophytes of copper/cobalt deposits of central Africa. Bulletin de la Société Royale Botanique de Belgique. 119 (2), 179-191.

Brooks, R.R., Baker, A.J.M., Malaisse, F., 1992. Coppers flowers. National Geographic Research and Exploration, 8: 338-351.

Brun, L.A., Maillet, J., Richarte, J., Herrmann, P., and Remy, J.C.,1998. Relationships between extractable copper, soil properties and copper uptake by wild plants in vineyard soils. Environmental Pollution. 102, 151-161.

Bruno, J.F., Stachowicz, J.J. and Bertness, M.D., 2003. Inclusion of facilitation into ecological theory. Trends Ecol Evol, 18: 119-25.

Cailteux J. 1990. La tectonique intra-Katanguienne dans la région Nord-Ouest de l'arc Lufilien. Annales de la Société Géologique de Belgique 113, 199-215.

Cailteux J.L.H, Kampunzu AB, Lerouge C, Kaputo AK, Milesi JP.,2005. Genesis of sediment-hosted stratiform copper-cobalt deposits, central African Copperbelt. Journal of African Earth Sciences 42, 134-158.

Callaway, R.M., 2007. Positive interactions and interdependence in plant communities. Springer, Dordrecht.

Castro, J., Zamora, R., Hódar, J.A., Gómez, J.M. and Gómez-Aparicio, L., 2004. Benefits of using shrubs as nurse plants for reforestation in Mediterranean mountains: a 4-year study. Restoration Ecology, 12, 352-358.

Chapuis, J.L., Déchamps, H., Barnaud, G., Barre, V., 2002. Programme national de recherche "Recréer la nature" : réhabilitation, restauration et création d'écosystèmes, Actes du colloque de Grenoble 11-13 septembre 2001, Revue d'Ecologie. 9: 261.

Chipeng, F.K., Hermans C., Colinet, G., Faucon, M.P., Ngongo, M.L., Meerts, P., and Verbruggen, N., 2009. Copper tolerance in the cuprophyte Haumaniastrum katangense (S. Moore) P.A. Duvign and Plancke. Plant and Soil, 328, 235-244.

Choi, Y.D., Temperton, V.M., Allen, E.B., Grootjans, A.P., Halassy, M., Hobbs, R.J., 2008. Ecological restoration for future sustainability in a changing environment. Ecoscience, 15: 53-64.

Clemente, R., Almela C., Bernal M.P., 2006. A remediation strategy based on active phytoremediation followed by natural attenuation in a soil contaminated by pyrite waste, Elsevier, Environmental Pollution, 143: 397- 406.

Clewell, F. and Aronson J. 2010. La restauration écologique. Principes, valeurs et structure d'une profession émergente. Actes Sud. Arles. France.

Conesa, H.M., Schulin R., 2010. The Cartagena-La Unión mining district (SE Spain): a review of environmental problems and emerging phytoremédiation solutions after fifteen years research. Journal of Environmental Monitoring, 12: 1225-1233.

Cooke J.A and Johnson M.S., 2002. Ecological restoration of land with particular reference to mining metals and industrial minerals: A review of theory and practice. Environmental Reviews 10: 41-71.

Crain, C.M. and Bertness, M.D., 2005. Community impacts of a tussock sedge: is ecosystem engineering important in benign habitats? Ecology, 86:2695-2704.

Cunningham S.D. and Ow DW., 1995. Promises and prospects of phytoremediation. Plant Physiol. 110: 715-719.

Cunningham S.D and Berti W.R., 2000. Phytoextraction and phytostabilisation: Technical, economic, and regulatory considerations of soil-lead issue. In: Phytoremédiationof toxic metals: using plants to clean up the environment, pp 359-376 (Raskin I and Ensley B.D., Eds). Canada, John Wiley and Sons.

Cunningham SD and Ow D.W., 1996. Promises and prospects of phytoremédiation. Plant Physiology. 110, 715-719.

De Villiers, M., Hirtle, S., 1998. Into Africa A Journey through the Ancient Empires. 386 p. Orion Books Ltd. London.

Deschamps, T., Benzaazoua, M., Bussière, B., Belem, T. et Mbonimpa, M., 2006. Mécanismes de rétention des métaux lourds en phase sol ide: cas de la stabilisation des sols contaminés et des déchets industriels. VertigO -la revue électronique en sciences de l'environnement. vol. 7, no 2. En ligne. <http://vertigo.revues.org/index2171.html>. Consulté le 02 septembre 2013.

Drew, A. and Railly, C., 1972. Observations on copper tolerance in the vegetation of a Zambian copper clearing. Journal of Ecology, 60 : 439-444.

Dubourguier, H.C., Petit, D., Deram, A., Logeay, C., 2001. Le phytomanagement, élément de synthèse. Les cahiers techniques, Pôle des compétences sites et sédiments pollués. Pp25 29.

Duvigneaud, P. and Denaeyer-De Smet, S., 1963. Cuivre et végétation au Katanga. Bulletin de la Société Royale Botanique de Belgique, 96: 92-231.

Ernst, W.H.O. 1996. Bioavailability of heavy metals and decontamination of soils by plants. Applied Geochem. 11: 163- 167.

Faucon, M.P., 2009. Ecologie et biologie de la conservation des métallophytes. Les cas de Crepidorhopalon perennis et C. tenuis (Scrophulariaceae) des sols cupro-cobaltifères du Katanga.Thèse, Université Libre de Bruxelles (ULB).

Faucon, M.P., 2010. Copper endemism in the Congolese flora: a database of copper affinity and conservation value of cuprophytes. Plant ecology and evolution, 143:5-18

Faucon, M.P., Meerseman. A., Shutcha, M.N., Mahy, G., Luhembwe, M.N., Malaisse, F., Meerts, P., 2010. Copper endemism in the Congolese flora: a database of copper affinity and conservation value of cuprophytes. Plant Ecology and Evolution 143 (1): 5-18

Faucon, M.P., Shutcha, M.N., Meerts, P., 2007. Revisiting copper and cobalt concentrations in supposed hyperaccumulators from SC Africa: Influence of washing and metal concentration in soil. Plant and Soil, 301 : 29-36.

François, A., 1973. L'extrémité occidentale de l'Arc cuprifère shabien. Etude géologique Gécamines, 1-65.

Gómez-Aparicio, L., Zamora, R., Gómez, J.M., Hódar, J.A., Castro, J. and Baraza, E., 2004. Applying plant positive interactions to reforestation in Mediterranean mountains: a meta- analysis of the use of shrubs as nurse plants. Ecological Applications, 14: 1128-1138.

Hobbs, R.J. and Cramer, V.A., 2008. Restoration Ecology: Internationist Approaches for restoring and Mantaining ecosystem Function in the face of Rapid Environmental Change. Annual Review of Environment and Resources, 39: 39-61.

Hobbs, R.J. and Cramer, V.A., 2008. Restoration ecology: interventionist approaches for restoring and maintaining ecosystem function in the face of rapid environmental change. Annual Review of Environment and Resources, 33: 39-61.

Hobbs, R.J., and Suding, K.N., 2009. New models for ecosystem dynamics and restoration.Island Pr.

Hua, L., Chen, S. B. and Bai, L.Y., 1998. Effect of organic matter on soil Cd and Zn. Agro Environmental Protection, 17 (2): 55- 59.

Huber-Sannwald, E. and Pyke, D.A., 2005. Establishing native grasses in a big sagebrush- dominated site: an intermediate restoration step. Rest Ecol 13: 292-301.

Huettl, R.F., and Zoettl, H.W. 1993. Liming as a mitigation tool in Germany's declining forests -- reviewing results from former and recent trials. For. Ecol. Manage. 61: 325-338.

IUCN, 2001. IUCN Red List categories and criteria: Version 3.1. IUCN Species Survival Commission. Switzerland and Cambridge, UK, IUCN, Gland.

Jankju, M. 2013. Role of nurse shrubs in restoration of an arid rangeland: Effects of microclimate on grass establishment. Journal of Arid Environments, 89: 103-109.

Juste, C., 2003. Les micro-polluants métalliques dans les boues résiduaires des stations d'épuration urbaines, Convention ADEME-INRA, ADEME Ed., 209 p.

Justes E. 1, Bedoussac L., Corre-Hellou G. 3, Fustec J. 3, Hinsinger P. 4, Jeuffroy M.H. 5, Journet E.P., Louarn G. 7, Naudin C. 3, Pelzer E. (2014). Les processus de complémentarité de niche et de facilitation déterminent le fonctionnement des associations végétales et leur efficacité pour l'acquisition des ressources abiotiques. Innovations Agronomiques 40 (2014), 1-24.

Kalenga N.P., Frenay S., Kongolo M., Donato P.and Tshamala A., 2005.Inventaire des sites de production, de stockage de décharge des rejets minéraux au Katanga et évaluation de leurs impacts sur l'environnement. Rapport scientifique du projet de coopération scientifique interuniversitaire2005 N°6312PS508.214p.

Kampunzu A.B, Cailteux J.H.L, Moine B, Loris H.N.B.T.et al., 2005. Geochemical charcterisation, provenance, source and depositional environment of `Roches Argilo-Talqueuses' (RAT) and Mines Subgroups sedimentary rocks in the neoproterozoic Katangan belt (Congo): Lithostratigraphic implication. Journal of African Earth Sciences 42, 119-133.

Kaniki T.A., 2008. Caractérisation environnementale des rejets minéro-métallurgiques du copperbelt congolais. Thèse de doctorat, Faculté des Sciences Appliquées, Université de Liège, Liège.

Kasongo L.M., Mwamba M.T., Tshipoya M.P., Mukalay M.J., Useni S.Y., Mazinga K.M., Nyembo K.L., 2013. Reponse de la culture de soja a des biomasses vertes de tithonia diversifolia (Hensley) A. Gray comme fumure organique sur un ferralsol à Lubumbashi, R.D,Congo. Journal of Applied Biosciences, 63:4727-4735.

Kasongo L.M.E., 2008. Système d'évaluation des terres à multiples échelles pour la detérmination de l'impact de la gestion agricole sur la sécuruté alimentaire au Katanga, RDCongo. Thèse de doctorat, Université de Gand. 309 p.

Kitobo WS. (2009). Dépollution et valorisation des rejets miniers sulfurés du Katanga : Cas des taillings de l'ancien concentrateur de Kipushi.Thèse de doctorat, Faculté des Sciences Appliquées, Université de Liège. 254p.

Kozlov M.V. and Zvereva E. L., 2007. Industrial barrens: extreme habitats created by non ferrous metallurgy. Revue of Environmental Science and Biotechnology 6, 231-259.

Kucharski R., Sas-Nowosielska A., Malkowski E., Japenga J. and Kuperberg J.M., Pogrzeba M. and Krzyzak J., 2005. The use of indigenous plant species and calcium phosphate for the stabilization of highly metal-polluted sites in southern Poland. Plant and Soil, 273: 291-305.

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.

Langunu S., 2013.Utilisation du pH comme indicateur de la biodisponibilité du cuivre et essai de régénération de deux cuprophytes natives (Crotalaria cobalticola et Anisopappus davyii) installées sous couvert de Microchloa altera. Mémoire DEA : Université de Lubumbashi/FSA.

Le Floc'h E., and Aronson J., 1995. Ecologie de la restauration. Définition de quelques de quelques concepts de base. Natures - Sciences - Sociétés. (3): 29-35.

Leblanc M and Malaisse F., 1978. Lubumbashi, un écosystème urbain tropical. Centre international de sémiologie, Université national du zaïre. 152p

Lecomte J., J. Lagay V. Barre, Berlan-Darqué., 1995. Recréer la Nature. Natures - Sciences - Sociétés, 3: 1-92.

Leteinturier B. 2002. Evaluation du potentiel phytocénotique des gisements cuprifères d'Afrique centro-australe en vue de la phytoremédiation de sites pollués par l'activité minière. PhD thesis. Faculty of Agricultural Sciences of Gembloux (Belgium). 364 p.

Leteinturier B., Baker A.J.M., Malaisse F., 1999. Early strategies of natural revegetation of metalliferous mine workings in south central Africa: a preliminary survey. Biotechnologie, Agronomie, Société et Environnement, 3: 28-41.

Maestre F.T., Bautista S., Cortina J. and Bellot J., 2001. Potential for using facilitation by grasses to establish shrubs on a semiarid degraded steppe. Ecological Applications, 11: 1641-1655.

Malaisse F. and Brooks R.R., 1982. Colonisation of modified metalliferous environments in Zaire by copper flower Haumaniastrum katangense. Plant and Soil, 64 : 289-293

Malaisse F., 1997. Se nourrir en forêt claire africaine : approche écologique et nutritionnelle. Les presses agronomiques de Gembloux-CTA. 384 p.

Malaisse F., Maranthier M., Grégoire J., 1985. Géochimie, phytogéographie et phytogéochimie dans l'exploration métallifère de la région Dikulushi - Lac Moero (Shaba Meridional, Zaïre). Geo-Eco-Trop. 9 (3-4): 187-205.

Mbenza M., Aloni K., Muteb M., 1989. Quelques considérations sur la pollution de l'air à Lubumbashi (Shaba, Zaïre). Géo-eco-trop, 13 (1-4), 113-125.

Mc Bride M.B., Richards B., Steenhuis T., Russo J., Sauvé S., 1997. Mobility and solubility of toxic metals and nutrients in soil fifteen years after sludge application. Soil Science, 162 (7): 487-500.

Meers E, Samson R, Tack FMG, Ruttens A, Vandegehutchte M, Vangrosveld J and Verloo MG., 2007. Phytoavailability assessment of heavy metals in soil by single extractions and accumulation by Phaseolus vulgaris. Environmental and Experimental Botany, 60: 385-396.

Mench M, Bussière S, Boisson J, Castaing E, Vangronsveld J, Ruttens A, De Koe T, Bleeker P, Assunção A and Manceau A., 2003. Progress in remediation and revegetation of the barren Jales gold mine spoil after in situ treatments. Plant and Soil 249, 187-202.

Mench M., Vangronsveld J., Beckx C., Ruttens A., 2006. Progress in assisted natural remediation of an arsenic contaminated agricultural soil. Environmental Pollution, 144 (1): 51-61.

Mench M., Vangronsveld J., Lepp N., Bleeker P., Ruttens A., Geebelen W., Morel J. L. (ed) 2006. Phytostabilisation of metal-contaminated sites. Phytoremediation of Metal- Contaminated Soils, 109-190 p. Springer , Netherlands.

Mendez M. O. and Maier R. M., 2008. Phytostabilization of mine tailings in arid and semiarid environments--an emerging remediation technology. Environ Health Perspect 116(3): 278-283.

Mendoza-Hernández P.E., Orozco-Seghovia A., Meaeve J.A., Valverde T., Martinez- Ramos M., 2012. Vegetation recovery and plant facilitation in a human-disturbed lava field in a emergacity: searching tools for ecosystem restoration. Plant Ecology, 214 : 153-167.

Mohammed A., Nadia A.A. and Hicham K., 2006. Tolérance et accumulation du cuivre et du chrome chez deux espèces de lentilles d'eau : Lemna minor L. et Lemna gibba L. Journal of Water Science, 19 : 11-15.

Mpundu M., Kaumbu K., Masengo K., 2008. Phytostabilisation des sols contaminés par les métaux lourds à Lubumbashi : influence de la dose d'amendement calcaire et du site de récolte des graines de Leucaena leucocephala, Ann. Fac.Sc. Agro., I, (2), 01-06.

Mpundu M.M., Useni S.Y., Mwamba M.T., Kateta M.G., Mwansa M., Ilunga K., Kamengwa K.C., Kyungu K., and Nyembo K.L., 2013. Teneurs en éléments traces métalliques dans les sols de différents jardins potagers de la ville minière de Lubumbashi et risques de contamination des cultures potagères. Journal of Applied Biosciences 65:4957-4968.

Mulumba M., 2010. Sixième grande conference du cinquantenaire: Evolution du secteur économique de 1960 à 2010. Communication inédite.

Munyemba K., Bamba I., Djibu K.J.P., Amisi M., Veroustraete F., Ngongo L. M., and Bogaert, J., 2008. Occupation des sols dans le cône de pollution à Lubumbashi. Presses Universitaires de Lubumbashi. Annales de la Faculté des Sciences Agronomiques I (2),19-22.

Munyemba K., Bamba I., Djibu K.J.P., Amisi M., Veroustraete F., Ngongo L.M., Bogaert J., 2008. Occupation des sols dans le cône de pollution `à Lubumbashi. Presses Universitaires de Lubumbashi. Ann Fac Sc Agro. 1(2): 19-22.

Mylor Ngoy Shutcha a, Michel-Pierre Faucon b, Ckeface Kamengwa Kissi a, Gilles Colinet c, Gregory Mahy d, Michel Ngongo Luhembwe e, Marjolein Visser f, Pierre Meerts (2015).Three years of phytostabilisation experiment of bare acidic soil extremely contaminated by copper smelting using plant biodiversity of metal-rich soils in tropical Africa (Katanga, DR Congo). Ecological Engineering 82 (2015) 81-90.

Nerendula R., Nkongolo K.K., Beckett P., 2012. Comparative soil metal analyses in Sudbury (Ontario, Canada) and Lubumbashi (Katanga, DR-Congo). Bulletin of environment contamination and toxicology, 88: 187-192.

Ngongo M.L., Van Ranst E., Baert G., Kasongo E.L., Verdoodt A., Mujinya B.B., Mukalay J.M., 2009. Guide des Sols en R.D.Congo, Tome I. Etude et Gestion.UGent, HoGent, UNILU. Lubumbashi, 262 p.

O'Dell R.E. and Claassen V. P., 2006. Relative performance of native and exotic grass species in response to amendment of drastically disturbed serpentine substrates. J.Applied Ecol. 43: 898- 908 p.

Okitaudji R.L., 2001. Les bactéries fossiles du protérozoique supérieur (1000-600 M.A.) et leur rôle dans la concentration du cuivre et cobalt des gisements de l'arc cuprifère shabien (République Démocratique du Congo). Bulletin de l'Académie Lorraine des Sciences, 39: 23-32.

Padilla F.M. and Pugnaire F.I., 2006. The role of nurse plants in the restoration of degraded environments. Frontiers in Ecology and the Environment, 4:196-202.

Perrow, M.R. and Davy A.J., 2002. Handbook of Ecological Restoration: Principles of Restoration. Cambridge University Press.

Piha M.I., Vallack H.W., Michael N., Reeler B.M., 1995. A low-input approach to vegetation establishment on mine and coal ash wastes in semiarid regions. 2. Lagooned pulverized fuel ash in Zimbabwe. Journal of Applied Ecology. 32: 382-390.

Pilon-Smits E., 2005. Phytoremédiation. Annual Revision of Plant Biology, 56, 15-39.

Primack R.B., 1995. A Primer of Conservation Biology. Sinauer, Sunderland. p277,

Reddy K.J., Wan L., Gloss S.P. 1995. Solubility and mobility of copper, zinc and lead in acidic environments. Pl Soil. 171: 53-58.

Reeves R.D., 2006. Hyperaccumulation of trace elements by plants. In: Morel JL, Echevarria G, Goncharova N, eds. Phytoremediation of metal- contaminated soils. NATO science series: IV: earth and environmental sciences, 68: 1-25.

Robert M., 1956. Géologie et géographie du Katanga. Ed. Marcel Hayez, Bruxelles. 620p.

Ruiz-Jaen M.C. and Aide T.M., 2005. Restoration Success: How Is It Being Measured. Restoration Ecology, 13(3): 569-577.

Salt D.E, Smith R.D., Raskin I., 1998. Phytoremediation. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 49: 643-68.

Salt D.E., Michael B., Kumar N.P.B.A., Dushenkov V., Ensley B.D., Chet I., Raskin I., 1995. Phytoremédiation: A Novel Strategy for the Removal of Toxic Metals from the Environment Using Plants. Biotechnology, 13: 468 - 474.

Shutcha M.N., 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 inédit, Faculté des Sciences Agronomiques/Université de Lubumbashi. 47p.

Shutcha M.N., Mpundu M.M., Faucon M-P., Luhembwe M.N., Visser M., Colinet G., Meerts P., 2010. Phytostabilisation of copper-contaminated soil in Katanga: an experiment with three native grasses and two amendments. International Journal of Phytoremédiation, 12 : 616-632.

Shutcha N.M., 2010. Phytostabilisation des sols contaminés en métaux lourds par l'activité minière au Katanga. Thèse de doctorat, Faculté des sciences agronomiques/ université de Lubumbashi.

Smith R.A.H., Bradshaw S.D., 1970. Reclamations of toxic metalliferous wastes using tolerant populations of grass. Nature, 227: 376-377.

Soliveres S., DeSoto L., Maestre F.T., Olano J.M., 2010. Spatio-temporal heterogeneity in abiotic factors modulate multiple ontogenetic shifts between competition and facilitation. Perspectives in Plant Ecology, Evolution and Systematics,12: 227-234.

Svriz M., Damascos M.A., Zimmermann H., Hensen I., 2013. The exotic shrub Rosa rubiginosa as a nurse plant. Implications for the restoration of disturbed tempers in Patagonia, Argentina. Forest Ecology and management, 289: 234-242.

Swatschuk J., 2010. Restauration écologique des pelouses et des lands des falaises littorales atlantique: Analyse des trajectoires successionnelles en environnement contraint. Thèse de doctorat, Université de Bretagne occidentale.

Temperton V.M. and Hobbs R., 2004. The search for ecological assembly rules and its relevance to restoration ecology. Assembly Rules and Restoration Ecology: Bridging the Gap Between Theory and Practice. 34-54.

Tollens E., 2004. Les Défis: Sécurité Alimentaire et Cultures de Rente pour l'Exportation Principales Orientations et Avantages Comparatifs de l'Agriculture en R.D. Congo. Working Paper n° 86. Département d'Economie Agricole et de l'Environnement. K.U. Leuven. 76 p. http://www.agr.kuleuven.ac.be/aee/clo/wp/tollens2004a.pdf

Van Ranst E., Verloo M., Demeyer A., Pauwels J.M., 1999. Manual for the soil chemistry and fertility laboratory. Ghent University, Faculty Agricultural and Applied biological Sciences, Ghent, Belgium, 243p.

Vansina J., 2005. L'histoire de l'Afrique centrale dans la perspective du temps long. In La mémoire du Congo, le temps colonial. Editions Snoeck/Musée royal de l'Afrique centrale.

Walker L.R. and Moral R., 2003. Primary succession and ecosystem rehabilitation. Cambridge University Press.

Whiting S.N., Reeves R.D., Richards D., Johnson M.S., Cooke J.A., Malaisse F., Paton A., Smith J.A.C., Angle J.S., Chaney R.L., Ginocchio R., Jaffré T., Johns R., McIntyre T., Purvis O.W., Salt D.E., Schat H., Zhao F.J. and Baker A.J.M., 2004. Research priorities for conservation of métallophytes biodiversity and their potential for restoration and site remediation. Restoration Ecology, 12: 106-116.

Winterhalder K., 1996. Environmental degradation and rehabilitation of the landscape around Sudbury, a major mining and smelting area. Environ. Rev. 4: 185-224.

Wong M.H., 2002. Ecological restoration of mine degraded soils, with emphasis on metal contaminated soils. Pergamon, Chemosphere, 50: 775- 780.

Wong M.H., 2003. Ecological restoration of mine degraded soils, with emphasis on metal contaminated soils. Chemosphere, 50: 777-781.

Xia, H.P. and Cai, X.A. 2004. Ecological restoration technologies for mined lands: a review. Chinese Journal of Applied Ecology.

Ye, Z.H., Wong, J.W.C., Wong, M.H., Baker, A.J.M., Shu, W.S., Lan, C.Y. 2000. Revegetation of Pb/Zn Mine Tailings, Guang dong Province, China. Restoration Ecology, 8: 87-92.

Zhang Q., Ruyi Y., Jianjun T., Xin C., 2008. Competitive interaction between the invasive Solidago canadensis and native Kummerowia striata in lead contaminated soil. Botanical Studies 49: 385-391.

Zhang X., Luo Q.D., Zheng R.S., Li Y., Wang G., 2003. Effect of pig manure and rice straw on biological activity of Cd- contaminated soil. Chinese Journal of Applied Ecology, 14 (11): 1997- 2000.