Auteur moral

Université Laval (Québec, Canada)

Auteur secondaire

Résumé

"Ce guide synthétise les bonnes pratiques pour caractériser, analyser, gérer et restaurer les sols urbains afin de favoriser l'implantation et le maintien d'espaces verts. Il propose à la fois des clés de compréhension sur les spécificités des sols en ville, des méthodes de diagnostic, et des recommandations opérationnelles pour préserver ou restaurer leurs fonctionnalités." "https://www.nature-en-ville.com/ressources/sols-urbains-caracterisation-analyse-et-gestion"

Editeur

Université de Laval

Descripteur Urbamet

Descripteur écoplanete

végétalisation ;qualité du sol

Thème

Environnement - Nature ;Environnement - Paysage ;Aménagement urbain

Texte intégral

SOLS URBAINS Caractérisation, Analyse et Gestion Manuella Strukelj ? Alison D. Munson 2022 SOLS URBAINS Caractérisation, Analyse et Gestion Ce guide sur les sols urbains a été financé par la Chaire de recherche sur l?arbre urbain et son milieu, avec la contribution d?Ariane Belleau (collecte des données du chapitre 2). Remerciements à Carly Ziter, Concordia University, et Vincent Poirier, UQAT, pour la lecture de la première version. 4 Introduction................................5 a. Urbanisation................................ 6 b. Métabolisme et transport urbains........................................... 6 c. Environnement urbain...............7 a. Effets indirects de l?environnement urbain............ 8 b. Effets directs sur les matériaux formant le sol.......... 9 c. Effets directs par les manipulations et les perturbations............................... 9 d. Conséquences sur l?hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle des sols.........................................10 e. Taxonomie des sols....................11 1.3. De la reconnaissance des rôles des espaces verts urbains à la nécessité de gérer leurs sols.........................13 a. Services écosystémiques des espaces verts......................13 b. Deux catégories d?espaces verts......................... 15 c. Fonctions des sols pour les plantes.................................. 15 2 Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains............................... 18 2.1. Environnement urbain...........18 c. Usages passés du sol et du territoire.................................19 2.2. Évaluation générale du sol............................................19 a. Plan d?échantillonnage............19 b. Échantillonnage superficiel.................................. 20 c. Échantillonnage profond...... 20 densité apparente et compaction.................................24 2.4. Propriétés chimiques........... 28 chimiques....................................34 3 Gérer, préserver et restaurer les sols urbains....................................... 39 3.1. Principes....................................39 a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps.......39 b. Conserver...................................39 c. Réglementer, inciter, diffuser.........................................41 3.3. Interventions............................43 d?un sol........................................47 e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol........................................48 f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol........................49 g. Décontaminer un sol.............. 50 h. Cas des fosses de plantations : intégrer.............. 54 i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer......................................61 k. Préserver la biodiversité d?un sol....................................... 65 Conclusion.................................67 5 Introduction Depuis le début de l?ère industrielle au 18e siècle, l?urbanisation crois- sante, résultant de l?exode rural et de la croissance démographique et éco- nomique, modifie profondément le paysage, les écosystèmes et la société (McGranahan etal., 2005; OECD, 2015; United Nations, 2019). En remplaçant les espaces végétalisés par des es- paces minéralisés, cette urbanisation génère une augmentation du nombre, de la taille et de la population des villes, faisant disparaître le lien social avec la nature et créant divers problèmes sanitaires et environnementaux (Byomkesh etal., 2012; Lapointe etal., 2021; McGranahan etal., 2005; Moore et al., 2003; United Nations, 2019). Alors qu?une forte pression s?exerce pour urbaniser les espaces végétalisés résiduels urbains et périurbains, une prise de conscience collective apparaît quant aux nombreux services écolo- giques, économiques et sociaux que ces espaces fournissent à la population urbaine (Gaston et al., 2013; Gómez- Baggethun & Barton, 2013; Haaland & van den Bosch, 2015; Richards & Thompson, 2019). Ce besoin d?espaces verts et la volonté de préserver les es- paces naturels environnants fixent ain- si une limite à la densification et à l?éta- lement des villes. Dans ce contexte, il devient essentiel de repenser l?urba- nisation et l?aménagement urbain de façon multidisciplinaire, notamment en considérant les sols, qui, en tant que supports des infrastructures urbaines et des espaces végétalisés, doivent répondre à de multiples contraintes, parfois contradictoires (Scheyer & Hipple, 2005; Shober etal., 2018). Les sols, considérés comme une res- source non renouvelable, sont profon- dément transformés par l?urbanisa- tion (Lal, 2015; Yang & Zhang, 2015). En effet, pour supporter les infras- tructures et les activités urbaines, ils subissent contamination, excavation, remblayage, compactage, scellement (imperméabilisation) et parcellisa- tion, formant une nouvelle classe de sols, les sols anthropiques, qu?on appelle respectivement Technosols et Anthroposols dans les classifica- tions internationale et française (Baize & Girard, 2009; Craul, 1985; IUSS Working Group WRB, 2006; Morel etal., 2005; Scheyer & Hipple, 2005). Leurs propriétés deviennent défavorables à la croissance des plantes et à la santé humaine (Scheyer & Hipple, 2005; Yang & Zhang, 2015). Pour maintenir la présence d?espaces végétalisés en ville, il devient nécessaire de redon- ner la fertilité à ces sols (Rossignol, 2012). La gestion des sols en ville passe ainsi par deux enjeux complé- mentaires : d?une part, préserver les sols naturels ou fonctionnels, notam- ment lors de l?expansion urbaine, et d?autre part, restaurer ou fabriquer des sols propices à la végétalisation et à la santé humaine, notamment dans les zones en densification. Bien que les connaissances sur les sols urbains se développent, celles-ci sont encore disparates, réparties entre connais- sances scientifiques des groupes de recherche et connaissances pratiques des municipalités et des ingénieurs, et manquent de fournir une vision glo- bale et un cadre rigoureux permettant de mieux comprendre et gérer les sols urbains. Ce guide a pour objectif de synthéti- ser les connaissances sur les bonnes pratiques relatives à la caractérisation, l?analyse et la gestion des sols urbains en vue d?implanter ou de restaurer un espace vert. Il s?articule en trois parties : ? La première partie, « Comprendre les caractéristiques des sols ur- bains », explique comment l?urba- nisation modifie les sols des éco- systèmes et leur environnement, et énonce les enjeux associés à la présence d?espaces verts en milieu urbain. ? La deuxième partie, « Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains », mentionne les différents diagnostics de l?environ- nement et des sols à réaliser en vue de poser des actions. ? La troisième partie, « Gérer, préser- ver et restaurer les sols urbains », décrit les principes et les pratiques pour établir un réseau de sols ur- bains propices à la mise en place et au maintien d?espaces verts. 6 1 Comprendre les caractéristiques des sols urbains 1.1. Modifications des écosystèmes par l?urbanisation L?urbanisation consiste d?une part en la création d?un milieu urbain, c?est-à- dire le remplacement d?espaces végé- talisés par des espaces minéralisés, et d?autre part en la concentration des activités humaines dans le milieu ur- bain (cf. 1.1.a). L?urbanisation modifie ainsi complètement les écosystèmes et crée un nouveau milieu, dont les flux d?énergie, d?eau et de matières sont bouleversés (cf. 1.1.b). Elle impacte aus- si fortement l?environnement, notam- ment la formation de contaminants, les flux de carbone, le climat et la biodiver- sité (cf. 1.1.c). a. Urbanisation Deux processus d?urbanisation L?urbanisation s?effectue suivant deux processus interdépendants, qui sont la densification (c?est-à-dire l?augmen- tation de la population sur la superfi- cie urbaine existante) et l?étalement (c?est-à-dire l?extension de la super- ficie urbaine au détriment de zones rurales et naturelles) urbains (Zhao et al., 2013). Alors que l?urbanisation s?effectuait principalement par un pro- cessus de densification urbaine durant les dernières décennies, le proces- sus d?étalement urbain se développe et devient prépondérant aujourd?hui (Seto etal., 2013). Ainsi, pour une aug- mentation de la population urbaine de 2.9 milliards de personnes à 5.2 mil- liards attendue entre 2000 et 2030, la superficie urbaine devrait tripler et augmenter de 1.5 ± 0.3 millions de km2 (McDonald et al., 2020; United Nations, 2019). Mais il y a encore des incertitudes dans les prévisions de superficie et de localisation de ce pro- cessus d?étalement urbain (Güneralp & Seto, 2013). Création d?un milieu urbain L?urbanisation, que ce soit par densi- fication ou par étalement, se traduit généralement par un remplacement de zones végétalisées (naturelles, rurales ou urbaines résiduelles) en des zones minéralisées, construites de diverses infrastructures (Byomkesh et al., 2012). Ces infrastructures incluent la voirie (routes, voies ferrées), les ac- compagnements de voirie (trottoirs, terre-pleins centraux, ronds-points, parkings, places, ponts), les zones de sports et loisirs (stades et terrains de sport, cours de récréation, modules de jeux), et les zones bâties (résiden- tielles, commerciales et industrielles) (Morel etal., 2005; Scheyer & Hipple, 2005). Pour ce faire, le terrain, généra- lement hétérogène, aéré, et peu stable, doit être débarrassé de son sol super- ficiel riche en matière organique (hori- zons O et A), additionné de sable et de gravier, nivelé, éventuellement drainé, compacté, stabilisé, creusé (fonda- tions) et imperméabilisé (scellement) (Scheyer & Hipple, 2005). Activités urbaines Suite à la création d?un milieu urbain, les activités humaines vont affecter encore davantage l?environnement ur- bain. Ces activités incluent principale- ment le transport des personnes et des biens, le chauffage ou la climatisation, la gestion de l?eau, la production des déchets (domestiques, commerciaux, industriels), la construction et l?entre- tien des infrastructures, les pratiques agricoles, les activités de service (ré- paration automobile, station-service, laverie), les activités de combustion (bois, combustibles fossiles, centrales électriques), et la production indus- trielle (Brusseau etal., 2019). b. Métabolisme et transport urbains Métabolisme urbain Avec la concentration de la population humaine et l?éloignement des zones agricoles, forestières et autres zones naturelles, l?urbanisation doit organi- ser les circuits d?énergie, d?eau et de matières (Scheyer & Hipple, 2005; Verma etal., 2020). Ces flux, formant ce qu?on appelle le « métabolisme urbain », incluent dans un sens l?ache- minement de l?énergie, de l?eau, des matières premières et autres biens de consommation depuis les sources vers les centres urbains, et dans l?autre sens la collecte des eaux usées et des déchets vers les égouts, les centres d?épuration et les déchetteries (Churkina, 2012; Lehmann & Stahr, 2007; Verma etal., 2020). Transport urbain Pour le transport des personnes, des biens et des déchets, l?urbanisation produit la voirie au-dessus du sol, ainsi que des réseaux de métro souterrain. L?approvisionnement en énergie et en eau potable, la collecte des eaux usées et les télécommunications impliquent d?enfouir les tuyaux (canalisations) pour le gaz et l?eau, et les câbles pour l?électricité, le téléphone et la télévi- sion (Morel etal., 2005). L?ensemble de ces processus d?urba- nisation se fait soit de façon anticipée et planifiée, maximisant les bénéfices d?une agglomération de personnes, soit de façon rapide et non-planifiée, générant de la pollution et des dégrada- tions environnementales (Moore et al., 2003). Il y a donc nécessité de récon- cilier le développement urbain avec des stratégies de conservation de l?environ- nement (Güneralp & Seto, 2013). 7 c. Environnement urbain L?impact de l?urbanisation sur l?envi- ronnement urbain s?étend au-delà de la zone urbaine et périurbaine étu- diée ici, dans la zone d?« empreinte urbaine », c?est-à-dire la zone utilisée pour approvisionner en ressources la population urbaine et accumuler ses déchets et polluants et subissant d?autres influences de la zone urbaine et périurbaine (Churkina, 2012). Formation de contaminants L?urbanisation génèrent de nombreux contaminants, c?est-à-dire des subs- tances ou des organismes pouvant avoir un effet néfaste sur la santé humaine et celle des autres orga- nismes vivants (Brusseau et al., 2019; Liang etal., 2019; Zhang etal., 2004). Ces contaminants sont physiques (nanoparticules, aérosols), chimiques (organiques, inorganiques, radioac- tifs) ou biologiques (virus, bactéries, protozoaires, algues, vers) (Brusseau et al., 2019). Ils sont présents dans l?eau (solubles ou en suspension; par ex., fertilisants, sels de déglaçage, ma- tière organique, eaux usées, déchets de fosses septiques domestiques ou municipales), l?atmosphère (gaz ou aérosols; par ex., gaz d?échappement, fuites de décharge ou de pipeline), ou dans les sols (verre, bois, métal, asphalte, plastiques, matériaux de ma- çonnerie, sous-produits d?industries ou d?artisanat, pesticides, lisier, fumier, ordures ménagères, compost, litières d?arbres) (Baize & Girard, 2009; Craul, 1985). Outre les activités précédem- ment citées propices à la formation de contaminants, certaines activi- tés spécifiques, telles que la produc- tion d?énergie et d?armes nucléaires, peuvent générer des déchets radioac- tifs (Brusseau etal., 2019). Flux de carbone Le remplacement de la végétation par des infrastructures lors de l?urbanisa- tion diminue le stockage et la captation photosynthétique de carbone, même si certains matériaux de construc- tion riches en oxyde de calcium (par ex., béton) peuvent capter du CO2 (Churkina, 2012; Pataki et al., 2006). De plus, les activités humaines dans les zones urbaines sont la principale source des émissions de carbone an- thropique (70 % issues des villes). Ces émissions proviennent notamment de la combustion de combustibles fos- siles (charbon, pétrole, gaz naturel) utilisée pour générer de l?énergie pour le chauffage et la climatisation, l?élec- tricité et le transport (Churkina, 2012; Grimmond, 2011; Pataki etal., 2006). À côté de ces émissions, les activités hu- maines entraînent des flux latéraux de carbone (matière organique) associés aux flux du métabolisme urbain pré- cédemment décrits (Churkina, 2012). Indirectement, les conditions urbaines créées (température et concentra- tions en contaminants et en CO2 plus élevées, compaction et imperméabili- sation du sol) et le comportement de la population (irrigation, fertilisation, collecte des litières) affectent la dyna- mique du carbone dans la végétation et les sols urbains, pouvant mener à une accrétion en carbone organique dans les écosystèmes avec le temps, bien que cela ne compense pas les émissions (Churkina, 2012; Pataki etal., 2006; Vodyanitskii, 2015). Climat La construction d?infrastructures aux surfaces imperméables sur des espaces anciennement végétalisés diminue l?albédo (c?est-à-dire aug- mente l?absorption d?énergie issue des radiations solaires et sa rediffusion sous forme de chaleur) et l?infiltration d?eau, et augmente le ruissellement (Bounoua et al., 2015; Rizwan et al., 2008; Susca et al., 2011). De plus, les activités humaines produisent de la chaleur (par ex., par leur métabolisme, leurs véhicules, leurs climatiseurs ou leurs manufactures) et influencent les flux hydriques par leur irriga- tion (Churkina, 2012; Douglas, 2011b; Rizwan et al., 2008). Ainsi, à l?échelle de la ville, alors que les surfaces végé- talisées produisaient un effet rafraî- chissant par leur évapotranspiration et leur interception et réflexion des radiations solaires (ombrage), l?urba- nisation crée une augmentation des températures et des îlots de chaleur urbains (Bounoua et al., 2015; Jiang etal., 2015; Reis & Lopes, 2019; Rizwan etal., 2008). L?urbanisation peut aussi augmenter les précipitations et a des effets variables sur l?humidité du sol (notamment, assèchement par le scel- lement et humidification par l?irriga- tion) (Douglas, 2011b; Jiang etal., 2015; Trammell et al., 2018). En outre, on distingue au sein de la ville plusieurs microclimats en fonction de l?ensoleil- lement, de l?exposition au vent, ou de la présence d?arbres (Grimmond, 2011). Au niveau global, les émissions éle- vées de polluants atmosphériques (par ex., aérosols) et de gaz à effet de serre (par ex., CO2) dans les zones urbaines, ajoutées à la réduction des puits de carbone générée par la déforestation ou le débroussaillage, participent au réchauffement climatique et au chan- gement des précipitations, et peuvent interférer avec les facteurs climatiques locaux (Churkina, 2012; Douglas, 2011b; Grimmond, 2011; Rizwan etal., 2008). Biodiversité La biodiversité, incluant la végétation, les animaux et les microorganismes, est largement impactée par l?urbani- sation (Angold et al., 2006; Guilland et al., 2018; McKinney, 2008; Pouyat etal., 2010). En détruisant, altérant et fragmentant les espaces et en chan- geant le climat, les sols et l?hydrolo- gie, l?urbanisation bouleverse la confi- guration des habitats (déconnexion, isolement, création de bordures) et l?équilibre entre les espèces natives (McDonald et al., 2020; Müller et al., 2013). Certaines d?entre elles sont fa- vorisées (à petit habitat, à dispersion longue distance, généraliste), tandis que d?autres sont défavorisées (à large habitat, à faible dispersion, spécialiste), 8 voire disparaissent (Kowarik, 2011). En outre, les activités humaines impactent directement la biodiversité par l?intro- duction, la sélection et la dispersion d?espèces (notamment ornementales) et indirectement par les ressources consommées (nourriture, énergie) et les déchets produits (Kowarik, 2011; McDonald et al., 2020). En diversi- fiant les habitats, l?urbanisation peut augmenter la richesse spécifique de la ville par rapport aux paysages environ- nants, mais elle peut mener à une ho- mogénéisation biotique entre les villes et affecter les points chauds de biodi- versité (hotspots) lors de l?expansion urbaine, menaçant la biodiversité à l?échelle globale (Kowarik, 2011; Müller etal., 2013; Seto etal., 2012). Ainsi, l?urbanisation impacte profon- dément la formation de contaminants, les flux de carbone, le climat et la biodiversité. Cependant, au sein des milieux urbains, la fraction d?espaces végétalisés résiduels va réduire les ef- fets de l?urbanisation sur ces facteurs de l?environnement (Bounoua et al., 2015; Douglas, 2011b; Grimmond, 2011; Pataki etal., 2006). 1.2. Conséquences sur les sols urbains Les sols urbains, définis ici par leur délimitation géographique (et non pédologique), sont les sols générés lors des processus d?urbanisation, situés en zones urbaines et périur- baines et fortement impactés par les activités humaines (Craul, 1985). L?urbanisation, en plus d?influencer indirectement les sols par la création d?un environnement urbain (cf. 1.2.a), va modifier directement le matériel parental (cf. 1.2.b) et générer diverses manipulations et perturbations (cf. 1.2.c). Elle impose ainsi des cycles de transformation rapides par l?utilisation d?équipements mécaniques, qui se su- perposent à l?évolution pédogénétique naturelle (désagrégation, altération, décomposition, translocation verticale et latérale, apports et pertes) (Craul, 1985; Duchaufour, 2001; Morel et al., 2005; Pouyat et al., 2010; Scheyer & Hipple, 2005). Il en résulte une forte hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle (cf. 1.2.d) et une diversité au niveau taxonomique reflétant le gradient d?altération anthropique (cf. 1.2.e). Cette hétérogénéité et cette diversité caractérisent les sols urbains (Figure 1.1). a. Effets indirects de l?environnement urbain Les effets de l?urbanisation sur l?envi- ronnement urbain (contaminants, flux de carbone, climat et biodiversité) a des impacts sur les apports de ma- tière organique au sol (via la produc- tivité des plantes) et sur l?activité des microorganismes du sol (respiration) (Pouyat et al., 2010; Trammell et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). De plus, certains contaminants et les composés carbonés (organiques), additionnés aux sols lors de remplis- sage, d?irrigation ou de déposition atmosphérique, ont un effet sur les propriétés chimiques des sols (car- bone, nutriments, éléments traces) (Craul, 1985; Vodyanitskii, 2015; Yang & Zhang, 2015). Par ex., les déchets de fosses septiques, parfois utilisés comme amendements, contiennent des mélanges complexes de produits chimiques organiques, métaux et mi- croorganismes, potentiellement pré- judiciables à la santé humaine (Steffan etal., 2018). Le système racinaire des plantes et les organismes du sol, en interaction mu- tuelle, influencent aussi la structure, la décomposition de la matière orga- nique et le recyclage des nutriments dans les sols (Basiliko etal., 2021; Day et al., 2010; Gregory, 2006; Whalen etal., 2021). Environnement urbain ? Contaminants ? Température ? Flux hydriques ? Biodiversité ? Topographie Manipulations et perturbations ? Parcellisation ? Excavation ? Remplissage par matériaux allochtones (terreux, technologiques, holorganiques, archéologiques) ? Mise en tas et transport ? Mélange ? Compactage et compaction ? Scellement Ur ba ni sa tio n Ef fe ts in di re ct s Ef fe ts d ire ct s Sols naturels Préexistant à l?urbasisation, formés par des matériaux autochtones Sols urbains Caractérisés par leur hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle et leur diversité taxonomique Figure 1.1. Formation des sols urbains par les effets directs et indirects de l?urbanisation 9 Bien que non abordés dans ce guide, les effets de l?urbanisation sur la géo- morphologie et la topographie jouent également un rôle dans les propriétés des sols urbains (Douglas, 2011a). b. Effets directs sur les matériaux formant le sol Le matériel parental formant les sols urbains peut être issu des matériaux autochtones, non anthropiques, pré- sents naturellement dans les sols avant l?urbanisation. Cela inclut le matériel géologique et pédologique, auquel s?est ajoutée la matière orga- nique issue de la décomposition des organismes vivants. À côté des matériaux autochtones, Baize & Girard (2009) distinguent dif- férents matériaux allochtones, dépla- cés ou produits par les activités hu- maines. Les matériaux anthropiques terreux sont des matériaux d?origine pédologique ou géologique, de granu- lométrie fine (<2mm) avec parfois des éléments grossiers (> 2 mm). Ils ont été excavés dans un site extérieur, mis en tas plus moins longtemps, éventuel- lement mélangés à des amendements, puis transportés jusqu?à l?espace à remplir. Du fait de leur mise en tas et leur transport, ils ont subi une dégra- dation de leurs propriétés (Baize & Girard, 2009; Rossignol, 2012). Parmi ces matériaux terreux, la « terre végé- tale », provenant de la couche super- ficielle (10 à 40 cm) organo-minérale (horizon A) de terrains agricoles, a été excavée de zones agricoles transfor- mées en zones urbaines, de terrasse- ments, d?aménagements routiers, de sites industriels, de mines, de carrières ou de sites artisanaux, et est récupérée pour un usage ultérieur (Baize & Girard, 2009; Gillig et al., 2008; Rossignol, 2012). La sous-couche arable située directement sous la terre végétale, d?une épaisseur de 30 à 70 cm, peut aussi être utilisée (Gillig etal., 2008). On trouve enfin les sables, les graviers, les pierres et les argiles provenant de carrières (granulats), ainsi que les roches volcaniques (Damas & Coulon, 2016; Scheyer & Hipple, 2005). Les matériaux anthropiques tech- nologiques sont « issus des procédés d?extraction et de transformations par voies physiques, chimiques ou bio- logiques de matières premières. Ce sont des sous-produits des activités industrielles, artisanales ou minières » (Baize & Girard, 2009). Ils incluent les matériaux de construction concassés (tuiles, ciment, béton, gravats, briques, craie, ardoises); les matériaux indus- triels et artisanaux (kaolin, fer, étain, acier, résidus chimiques, terrils, pierres à chaux, caoutchouc, papeterie); les résidus miniers (déblais de mines ou de carrières); ou les déchets (ordures domestiques, verre, plastiques, tex- tiles, résidus automobiles, mâchefer, cendres, décombres, scories, maté- riaux dragués des voies navigables) (Baize & Girard, 2009; Rossignol, 2012; Scheyer & Hipple, 2005; Yang & Zhang, 2015). Comme matériaux tech- nologiques, on pourrait ajouter les pro- duits artificiels conçus spécifiquement comme substrat de culture (perlite, vermiculite, argile ardoise ou schiste [AAS] expansé, laine de roche, additif absorptif) (Best etal., 2015). Les matériaux anthropiques holor- ganiques correspondent aux matières organiques, végétales ou animales, peu transformées ou bien décom- posées (Baize & Girard, 2009; Best et al., 2015; Yang & Zhang, 2015). Ils incluent le compost de résidus ali- mentaires (fruits, légumes, céréales, viande, etc.); le fumier et autres sous- produits agricoles animaux; les dé- chets de jardin (feuilles, plantes, bran- chages, broussailles, tontes de gazon, etc.); la tourbe; les résidus d?activités forestières (écorce, sciure de bois, ré- sidus de fibres, biosolides papetiers, charbons, etc.), souvent de pH bas; les biosolides municipaux ou boues d?épuration, générés par le traitement biologique des eaux usées dans une station d?épuration, souvent de pH élevé; et la fraction compostable des déchets solides municipaux (Urban, 2008). Les matériaux archéo-anthropiques concernent les restes de civilisations pouvant être déterminés par les tech- niques d?archéologie. Ils incluent des matériaux riches en phosphore, des matières charbonneuses, des débris anthropiques (par ex., os), des arte- facts (céramiques, outils, etc.) ou des structures d?aménagement anthro- pique (fossés, fondations, pavages) (Baize & Girard, 2009). c. Effets directs par les manipulations et les perturbations Volontairement ou involontairement, l?urbanisation génère de nombreuses manipulations et perturbations des sols de façon répétée. Parmi celles-ci : ? La parcellisation, c?est-à-dire la subdivision des terres par des limites de propriété, crée des par- celles ayant des propriétaires et des utilisations distincts, qui subissent différents régimes de perturbations et d?aménagement (Pouyat etal., 2010). Cela engendre une mosaïque de patchs de tailles et de configurations variées ayant des sols distincts (Pouyat et al., 2010). ? L?excavation (ou décapage) par pelletage, forage ou dynamitage de sol ou de substrat rocheux tronque le profil de sol et expose le sous-sol, ce qui permet le nivellement ou le remodelage du sol ou la construc- tion de fondations (Scheyer & Hipple, 2005). L?érosion par le vent se produisant après la mise à nu du sol peut aussi tronquer le pro- fil (Craul, 1985; Scheyer & Hipple, 2005). ? Le remplissage correspond au processus d?addition par déverse- ment ou épandage de matériaux allochtones de sol sur une surface 10 existante pour la niveler (par ex., soutenir des infrastructures), l?éle- ver à un niveau supérieur (par ex., construire des bermes), la façonner (par ex., préparer un espace paysa- ger), remblayer des fossés et des murs de fondation, améliorer les propriétés du sol (par ex., ajouter des amendements) ou disposer des déchets (Baize & Girard, 2009; Craul, 1985; Scheyer & Hipple, 2005). Ce remplissage peut inver- ser l?ordre des couches (du sous- sol sur du sol superficiel) et enfouir le sol autochtone (Baize & Girard, 2009; Scheyer & Hipple, 2005). ? La mise en tas et le transport, qui peuvent être plus ou moins longs, sur des tas plus ou moins hauts, recouverts de bâches ou exposés aux agents atmosphériques, per- mettent le stockage et l?utilisation ultérieure du matériel (Baize & Girard, 2009; Rossignol, 2012). ? Le mélange entre matériaux de différentes origines et propriétés s?effectue lors du transport, lors de la préparation d?un substrat ayant les propriétés désirées (par ex., après addition d?amendements ou pour préparer la plate-forme d?une route), ou lors d?interventions mécaniques (labours, sous-so- lage, nivellement, talutage) (Baize & Girard, 2009; Scheyer & Hipple, 2005). Cela mène à la destruction de l?horizonation antérieure (Baize & Girard, 2009). ? Le compactage du sol est une technique de génie civil utilisant des machines spécialisées pour accroître la force du sol de façon à soutenir la charge des infrastruc- tures (Scheyer & Hipple, 2005). À côté du compactage, la compac- tion du sol est engendrée involon- tairement par des manipulations qui détruisent la structure du sol (excavation, remplissage, mise en tas, transport) ou qui éliminent les éléments structurant le sol (végétation, organismes du sol, matière organique, cycles mouil- lage-séchage ou gel-dégel), par le trafic des véhicules et des piétons, ou par d?autres activités adjacentes produisant des forces vibratoires (Craul, 1985; Craul & Craul, 2006). Favorisé par la nature hydrophobe de certains composés du sol (par ex., sables, composés organiques, sels solubles) et la sécheresse, la compaction superficielle d?un sol nu peut générer une croûte imper- méable (Craul, 1985). ? Le scellement consiste à fermer la surface des sols par des revête- ments totalement imperméables (asphalte, goudron, béton, ciment) ou partiellement imperméables (pavés, pierres, dalles de béton), afin de construire des chaussées et des bâtiments (Baize & Girard, 2009; Charzynski etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Le scellement, généralement utilisé sur 46 à 50 % de la surface des zones urbaines, cause une destruction (sous les routes) ou une troncature (sous les pavements) de la couverture des sols, ainsi qu?une restriction voire une interruption des additions de matériaux supplémentaires (Charzynski etal., 2018; Scheyer & Hipple, 2005; Yang & Zhang, 2015). Ces différentes sollicitations peuvent générer des dégradations des pro- priétés des sols et modifier leur évo- lution pédogénétique (Baize & Girard, 2009). Cela dépend notamment de l?humidité du sol, de la méthode de travail et des machines utilisées au moment des opérations (Craul, 1985; Rossignol, 2012). Le risque de com- pactage augmente si on utilise une terre humide (vs une terre sèche) et une chargeuse (vs une pelle méca- nique) (Rossignol, 2012). d. Conséquences sur l?hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle des sols Résultant de la diversité des matériaux présents, des manipulations et per- turbations subies, de l?environnement urbain et de la période à laquelle ces facteurs sont intervenus, les sols ur- bains présentent une forte hétérogé- néité verticale, spatiale et temporelle, formant ainsi une mosaïque urbaine (Craul, 1985; Morel etal., 2005; Pouyat et al., 2010; Rossignol, 2012; Yang & Zhang, 2015). L?hétérogénéité verticale correspond à la grande diversité de solums dans les sols urbains (un solum étant la tranche verticale d?un sol, c?est-à-dire une succession d?horizons ou couches de sol, observée à un endroit précis) (Baize & Girard, 2009; Morel et al., 2005; Yang & Zhang, 2015). En effet, l?excavation, le remplissage, le mé- lange, la compaction et le scellement s?ajoutent aux processus pédogéné- tiques naturels de translocations, d?ap- ports et de pertes de matières pour in- fluencer la succession des horizons de sols (Baize & Jabiol, 2011; Craul, 1985). Ainsi, on trouve des solums tronqués par des excavations, des horizons enfouis, doublés, retournés ou inver- sés (sol profond posé sur sol superfi- ciel) par diverses manipulations, des discontinuités lithologiques abruptes (c?est-à-dire des superpositions de couches aux propriétés contrastées) générées par des additions de maté- riaux anthropiques, ou des mélanges entre matériaux d?origines variées, la couche sous-jacente pouvant provenir du solum d?origine (Craul, 1985; Morel etal., 2005; Yang & Zhang, 2015). L?hétérogénéité spatiale (ou horizon- tale) des sols urbains est générée par trois facteurs. Le premier est la nature des écosystèmes et des sols préexis- tants sur lesquels la zone urbaine s?est construite. Les villes, généralement fondées près de points d?eau, de res- sources naturelles ou de points chauds 11 de biodiversité, comme une rivière, un lac, une forêt ou une terre agricole, ont englobé ces zones lorsqu?elles se sont étendues (Craul, 1985; Scheyer & Hipple, 2005; Seto et al., 2012). De plus, le matériel parental d?origine, caractérisant les différentes régions physiographiques préexistantes, in- fluence, même après urbanisation, les propriétés des sols urbains (Pouyat etal., 2010). Le deuxième facteur est l?âge de la zone urbaine et l?historique des pro- cessus d?urbanisation. Plus la ville est ancienne, plus les activités humaines depuis sa fondation, superposées à l?évolution pédogénétique naturelle, auront impacté les sols (Lehmann & Stahr, 2007; Scheyer & Hipple, 2005). En particulier, les matériaux prove- nant des civilisations successives se sont ajoutés au sol progressivement, formant des couches superposées et faisant monter le sol avec le temps (Lehmann & Stahr, 2007; Rossignol, 2012). On a ainsi un gradient du centre- ville, dense et vieux, caractérisé par des sols altérés, surélevés, compac- tés, pollués et composés de matériaux anciens, vers les zones périphériques, moins denses et plus jeunes, ayant des sols peu altérés, plus naturels et plus végétalisés (Pouyat et al., 2010). Ce gradient est aussi provoqué par l?his- torique des entrées de matières pre- mières et des sorties des déchets dans la ville (Lehmann & Stahr, 2007). Le troisième facteur est l?aménage- ment des espaces urbains, incluant la parcellisation, la couverture et l?utilisa- tion des sols. Les interventions sur les sols sont contrastées entre leur prépa- ration pour construire une infrastruc- ture (par ex., remblayage caillouteux, compactage et scellement) et celle pour aménager un espace vert (par ex., décompactage et ajout de terre végé- tale) (Rossignol, 2012). De plus, les ré- seaux de transport entraînent une pol- lution de métaux à proximité (Pouyat etal., 2010). Enfin, chaque propriétaire gère son terrain différemment (par ex., par des additions de terre végétale ou d?amendements), la superficie des parcelles étant généralement inverse- ment proportionnelle à la densité de population (Pouyat etal., 2010). L?hétérogénéité temporelle est cau- sée par la vitesse et l?intensité à la- quelle l?urbanisation modifie les éco- systèmes. Les activités de construction ou d?aménagement paysager, par l?uti- lisation d?équipements mécaniques (par ex., tracteurs et bulldozers), peuvent modifier complètement les sols urbains en quelques jours (Morel etal., 2005). e. Taxonomie des sols Au niveau taxonomique, la diversité des solums se traduit, après caracté- risation d?horizons spécifiques, par un ensemble de références pédologiques, qui sont complétées par divers qualifi- catifs (Baize & Girard, 2009). On peut distinguer les sols urbains par leur degré d?altération anthropique (Figure 1.2). Il y a d?abord les « sols naturels », qui se font formés naturellement à partir des matériaux autochtones et de la roche-mère sous-jacente par l?action des processus pédogénétiques naturels (Scheyer & Hipple, 2005). Ils sont peu perturbés (présence d?une Fertilité Matériaux anthropiques Matériaux anthropiques Horizon profondément Matériaux technologiques Anthroposol construit Matériaux terreux Anthroposol reconstitué Imperméabilisation Remplissage par accumulation de matériaux anthropiques Figure 1.2.Diversité des profils de sols urbains en fonction de leur fertilité et du degré d?altération anthropique À côté des sols naturels, les sols anthropiques sont représentés ici par les Anthroposols (référentiel pédologique de France; Baize & Girard, 2009). 12 horizonation) et relativement préservés des activités humaines; cependant la structure du sol superficiel peut être af- fectée par des activités agricoles ayant précédé (voire suivi) l?urbanisation (sols agricoles) (Baize & Girard, 2009). Situés en milieu urbain, ils sont néan- moins influencés indirectement par l?environnement urbain (par ex., tempé- rature et humidité) (Pouyat etal., 2010). Les principaux groupes trouvés dans les zones urbaines sont les Cambisols, les Fluvisols et les Luvisols selon le sys- tème international de classification des sols (World Reference Base, WRB) de 2006 (IUSS Working Group WRB, 2006; Vasenev etal., 2018). À côté des sols naturels, les « sols an- thropiques », prépondérants en milieu urbain, sont fortement modifiés ou produits par les activités humaines (notamment par l?ajout de matériaux anthropiques), si bien que le solum originel n?est plus reconnaissable, est enfoui en partie ou en totalité, ou bien a acquis de nouvelles morpholo- gies et propriétés qui ne permettent plus son rattachement à d?autres réfé- rences pédologiques (Baize & Girard, 2009; Scheyer & Hipple, 2005). Généralement jeunes, ils ont été peu altérés par les processus pédogéné- tiques naturels et sont peu évolués, c?est-à-dire avec des horizons pédo- logiques peu marqués (mais il peut y avoir des horizons générés par les couches de matériaux déposés sur le sol par les activités humaines au cours du temps) (Lehmann & Stahr, 2007; Scheyer & Hipple, 2005). Pour les sols plus évolués (par ex., dans les zones urbaines plus âgées) ou pour le matériel anthropique mis en tas et stocké, les processus pédogénétiques peuvent avoir altéré le sol, voire en- gendré la formation d?horizons (Baize & Girard, 2009; Lehmann & Stahr, 2007; Scheyer & Hipple, 2005). Dans la WRB 2006, les sols anthro- piques incluent les Anthrosols et les Technosols (IUSS Working Group WRB, 2006). Les Anthrosols sont les sols fortement modifiés par les activités humaines, issus d?une utilisation agri- cole longue et intensive (IUSS Working Group WRB, 2006). Mais, restreints à des sols agricoles particuliers, ils ne représentent qu?une faible proportion des zones urbaines (IUSS Working Group WRB, 2006; Vasenev et al., 2018). Les Technosols sont les sols produits par les activités humaines, contenant de nombreux matériaux anthropiques, dont les propriétés et la pédogénèse sont fortement influen- cées par cette origine technique (IUSS Working Group WRB, 2006). Ils com- prennent les sols construits en maté- riaux anthropiques, notamment tech- nologiques, les sols sous-jacents aux chaussées et les sols ayant une géo- membrane (IUSS Working Group WRB, 2006). En particulier, les Technosols Ekranic correspondent aux sols scel- lés par un revêtement technique (IUSS Working Group WRB, 2006). Dans les classifications française et canadienne, les sols anthropiques sont les Anthroposols (Baize & Girard, 2009; Naeth et al., 2012). La classi- fication française, appelé référen- tiel pédologique (RP) de 2008, étant plus accessible, moins technique et plus adaptée aux objectifs du pré- sent guide que la classification cana- dienne, est présentée ici (Baize & Girard, 2009; Naeth etal., 2012). Le RP de 2008 distingue les Anthroposols transformés, les Anthroposols arti- ficiels, les Anthroposols reconsti- tués, les Anthroposols construits et les Anthroposols archéologiques (Figure 1.2). Les Anthroposols trans- formés (Anthrosols selon la WRB 2006), sont issus de modifications superficielles (sur au moins 50 cm d?épaisseur) par des activités hu- maines intenses et de longue durée, parfois anciennes, souvent des pra- tiques agricoles (fertilisation, irriga- tion, cultivation), et par les processus pédogénétiques subséquents (Baize & Girard, 2009; IUSS Working Group WRB, 2006). Les Anthroposols artificiels (Technosols selon la WRB 2006), résultant entière- ment d?activités humaines (urbanisa- tion, industries, mines, artisanat, voirie), sont produits par des accumulations ou des apports (parfois après stockage et évolution pédogénétique) de matériaux anthropiques, considérés comme des déchets ou des décombres, à sa par- tie supérieure et sur une épaisseur d?au moins 50 cm (Baize & Girard, 2009). Les matériaux technologiques peuvent être mélangés à des matériaux terreux, mais sont prédominants (Baize & Girard, 2009). On peut mentionner les sols de génie civil, fabriqués et imperméabilisés pour supporter les infrastructures. Les Anthroposols reconstitués et les Anthroposols construits (Technosols selon la WRB 2006), issus des opéra- tions de génie pédologique sont des sols d?ingénierie fabriqués à partir de matériaux anthropiques terreux et technologiques pour remplir des ob- jectifs précis, en particulier la mise en place d?un espace végétalisé (Baize & Girard, 2009). Les Anthroposols reconstitués sont formés, dans la partie supérieure du solum (>50 cm), de matériaux ter- reux d?origine pédologique ou géolo- gique excavés, remaniés, transportés depuis un site extérieur, puis appor- tés dans les espaces végétalisés en vue de planter des végétaux (Baize & Girard, 2009). Ils ont donc été soumis à des fortes contraintes depuis leur extraction jusqu?à leur installation, ce qui a impacté leurs propriétés (Baize & Girard, 2009). La terre végétale, provenant des couches arables super- ficielles de terrains agricoles, est sou- vent utilisée (Baize & Girard, 2009). Les Anthroposols construits sont consti- tués, dans la partie supérieure du solum (>50 cm), de matériaux anthropiques technologiques considérés comme des déchets, et sont utilisés pour l?installa- tion d?une végétation. Leurs propriétés sont susceptibles d?évoluer rapidement au cours des premières années (Baize & 13 Girard, 2009). L?approvisionnement en terre végétale diminuant avec le temps dans les grandes villes, recycler les matériaux provenant des activités hu- maines pour former des Anthroposols construits est une perspective d?avenir (Rossignol, 2012). Les Anthroposols archéologiques (non pris en compte dans la WRB 2006) sont constitués sur une épais- seur > 50 cm de matériaux archéo- anthropiques produits par une acti- vité humaine ancienne (Baize & Girard, 2009). Ces matériaux peuvent être mélangés à des matériaux terreux mais sont > 20 % du volume de la couche, et peuvent recouvrir des hori- zons naturels sous-jacents (Baize & Girard, 2009). 1.3. De la reconnaissance des rôles des espaces verts urbains à la nécessité de gérer leurs sols En milieu urbain, les espaces verts, c?est- à-dire les écosystèmes formés par la végétation, les animaux, les microorga- nismes, et les sols qui les supportent, subissent une forte pression pour être minéralisés. En effet, outre la volonté de densifier les villes pour limiter l?étale- ment urbain, ces espaces verts résiduels sont économiquement moins compé- titifs que les utilisations résidentielles, commerciales et industrielles des ter- rains (Richards & Thompson, 2019). Cependant, en considérant les nombreux services écosystémiques qu?ils apportent (cf. 1.3.a), les préserver et en concevoir de nouveaux deviennent indispensables (cf. 1.3.b). Dans ce contexte, il est essentiel de comprendre les fonctions des sols pour les plantes et les espaces verts (cf. 1.3.c). a. Services écosystémiques des espaces verts Les services écosystémiques sont les « bénéfices que les populations humaines tirent, directement ou indirectement, des fonctions de l?écosystème » (Costanza etal., 1997). Parmi les nombreux services écosystémiques que les espaces verts ur- bains apportent, on distingue les services de régulation, les services d?approvision- nement, les services sociaux et de santé et les services culturels (Figure 1.3). À côté des services apportés par les espaces verts dans leur ensemble, les sols spéci- fiquement apportent plusieurs services écosystémiques. Services de régulation En fournissant de l?ombre par leur réflexion des radiations solaires et en favorisant l?effet refroidissant par leur évapotranspiration, les espaces verts réduisent la température urbaine, no- tamment dans les « îlots de chaleur ur- bains » (Gómez-Baggethun & Barton, 2013; Monteiro, 2017; Reis & Lopes, 2019). Ils favorisent l?interception et l?infiltration d?eau et diminuent le ruis- sellement, réduisant ainsi les risques d?inondation et d?érosion (Bounoua et al., 2015; Gómez-Baggethun & Barton, 2013; Monteiro, 2017). Par la captation photosynthétique du CO2 atmosphérique, les espaces verts séquestrent du carbone (Gómez- Baggethun & Barton, 2013; Monteiro, 2017). Ils apportent aussi des habi- tats aux plantes, aux animaux et aux microorganismes (Gillig et al., 2008; Gómez-Baggethun & Barton, 2013; Monteiro, 2017). Les murs et toitures végétalisés ap- portent des services écosystémiques supplémentaires aux autres écosys- tèmes urbains (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015). Ils retiennent plus d?eau des précipitations que les toits conventionnels imperméables, et la retournent à l?atmosphère par évapotranspiration ou la drainent plus lentement éventuellement en la dirigeant vers des citernes (Czemiel Berndtsson, 2010). Ils agissent comme un isolant thermique pour le bâtiment sous-jacent (Alexandri & Jones, 2008; Besir & Cuce, 2018). Ils protègent de la dégradation la membrane d?étanchéité des toits (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015). Ils maintiennent les habitats pour la biodiversité urbaine, perdus au sol par la construction des bâtiments (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015; Williams etal., 2014). Les sols spécifiquement sont l?habitat de nombreux organismes qui parti- cipent à la décomposition de la ma- tière organique (et des déchets) et au recyclage des nutriments (Comerford etal., 2013; O?Riordan etal., 2021). Ils jouent un rôle important dans l?infiltra- tion et le stockage de l?eau, prévenant ainsi des inondations (Comerford etal., 2013; O?Riordan etal., 2021). Services d?approvisionnement Les espaces verts dédiés à l?agriculture urbaine, tels que les potagers et les jardins communautaires, peuvent four- nir des aliments (Gómez-Baggethun & Barton, 2013). La qualité de l?air étant meilleure en hauteur, les toitures végé- talisées constituent des lieux privilé- giés pour le maraîchage (Rubino etal., 1998; Whittinghill & Rowe, 2012). Les espaces verts jouent aussi un rôle dans l?approvisionnement en eau potable (Gómez-Baggethun & Barton, 2013). Avec l?urbanisation, les sols deviennent un matériau de construction, un sup- port pour les infrastructures et le tra- fic piétonnier et automobile, et une matrice pour les réseaux souterrains (tuyaux et câbles) (Comerford et al., 2013; Rossignol, 2012). Services sociaux et de santé Les espaces verts filtrent les polluants de l?air et de l?eau, et atténuent la pol- lution au bruit (Gómez-Baggethun & Barton, 2013; Monteiro, 2017; Pataki etal., 2011). En particulier, les murs et les toits végétalisés sont un isolant acoustique pour le bâtiment sous- jacent (Van Renterghem et al., 2013). 14 Les espaces verts ont donc des effets bénéfiques pour la santé physique et psychologique, ainsi que pour la cohé- sion sociale (Hartig etal., 2014). Quant aux sols, ils filtrent l?eau et contiennent des éléments minéraux qui sont essentiels à la santé humaine (Comerford etal., 2013; Dominati etal., 2010; Pereira et al., 2018). Parmi ces éléments, on distingue les macronutri- ments, les micronutriments et les élé- ments bénéfiques (ou potentiellement essentiels) (cf. Tableau 1.1). En outre, la quantité et la diversité de microorga- nismes présents dans les sols peuvent décomposer les contaminants, produire de nombreux antibiotiques (permettant la découverte de nouveaux antibio- tiques), et avoir des effets positifs sur le microbiote humain, le protégeant des allergies et des maladies auto-immunes (Comerford et al., 2013; Hanski et al., 2012; Li etal., 2018; Steffan etal., 2018; von Hertzen & Haahtela, 2006). Ainsi, les sols, en impactant la qualité d?air inhalé, et la qualité d?eau et de plantes ingérées, ont des effets bénéfiques sur la santé humaine. Services culturels Le principal service des espaces verts est d?embellir et de structurer la ville (Certu, 2002). Les arbres iso- lés mettent en valeur, remplissent et donnent de l?ampleur aux ronds-points, squares, placettes, monuments et cours (Certu, 2002; Guinaudeau, 2010). Les alignements d?arbres créent des allées, des mails, des cours, ou accompagnent les bâtis le long des rues, les routes et les quais (canaux) pour tramer les espaces publics (Gillig etal., 2008). Les haies peuvent servir à fractionner les surfaces étendues (par ex., des parcs de stationnement). Dans les grands aménagements, les arbres sont utilisés pour attirer le regard sur des points particuliers ou marquer des perspectives (Guinaudeau, 2010). Les massifs ou les bosquets plantés sur les surlargeurs et autres délais- sés en bordure de voirie introduisent des volumes aux formes libres dans ? Diminution du CO2 atmosphérique et séquestration du carbone ? Diminution de température et des îlots de chaleur ? Prévention de l?érosion et des inondations ? Support des plantes et de la biodiversité ? Filtration des polluants ? Atténuation du bruit Eau potable ? ? Réservoir de nutriments et de microorganismes bénéfiques pour la santé ? Filtration de l'eau ? Matériau de construction ? Archives historiques et naturelles ? Enterrement Sols Figure 1.3.Services écosystémiques apportés par les espaces verts urbains. Au sein des espaces verts, les sols spécifiquement apportent plusieurs services écosystémiques. 15 l?environnement bâti. Pour la popu- lation urbaine, les espaces verts sont aussi un lieu d?activités récréatives et ont un rôle éducatif et pédagogique sur les fonctions de la nature (Damas & Coulon, 2016; Gillig etal., 2008). Les sols constituent des sites d?enfouis- sement de déchets (centres de stoc- kage contrôlés ou dépôts sauvages) (Damas & Coulon, 2016). En particulier, les sols peuvent contenir divers objets déposés ou enterrés volontairement ou non, matériaux archéo-anthropiques ou autres informations, ce qui constitue des « archives » de l?histoire naturelle et humaine (Lehmann & Stahr, 2007; Scheyer & Hipple, 2005). De plus, ils jouent un rôle important dans les tradi- tions culturelles et religieuses, par ex., les sites cérémoniels et les cimetières (Comerford etal., 2013). b. Deux catégories d?espaces verts En ville, les espaces verts sont diver- sifiés (Damas & Coulon, 2016; Goode, 2011; Guinaudeau, 2010). Dans le cadre de ce guide sur les sols, nous en avons distingué deux catégories : ? Les espaces verts résiduels à l?urba- nisation : ils ont un sol relativement naturel et préservé, naturellement fonctionnel, avec un espace aérien et souterrain peu restreint, favorable au développement d?une végétation et d?un écosystème. Ces espaces verts nécessitant de moindres interven- tions, le principal enjeu est de les préserver de l?urbanisation, voire de les entretenir pour maintenir leur fonctionnalité. On y trouve surtout des forêts urbaines, des massifs boi- sés, des bosquets, des prairies, des parcs, des jardins, des plans d?eau, des zones riveraines et des coupures vertes (espaces naturels végétali- sés séparant deux zones urbaines). Cependant, certains de ces écosys- tèmes peuvent inclure un sol anthro- pique reconstitué, des zones piéti- nées (compactées) ou des espaces abandonnés (non entretenus). ? Les espaces verts à implanter dans le bâti : le sol d?origine étant impropre au développement d?une végétation (notamment par le scellement), ils nécessitent la restauration du sol, voire la fabrication d?un substrat qui formera le sol, souvent dans une fosse de plantation. L?espace aérien et sou- terrain étant limité, l?enjeu majeur consiste à concevoir le substrat en adéquation avec l?espace disponible, qui permettra le développement de la végétation choisie. Ces espaces incluent surtout les arbres des rues (isolés, alignés ou regroupés), les accompagnements de voirie ou de bâti (terre-pleins centraux, ronds- points, parcs de stationnement), les haies brise vent, les coulées vertes (promenades plantées), les places, les squares, les cours de récréation, les terrains de sport, les cimetières, les toits verts, les murs verts et les bacs. c. Fonctions des sols pour les plantes Pour les plantes, les sols ont comme principales fonctions d?assurer l?ap- provisionnement en eau, l?apport de nutriments et le support physique (Comerford et al., 2013). C?est le sys- tème racinaire des plantes qui inte- ragit avec le sol pour remplir ces fonc- tions (Gregory, 2006). Ainsi, les racines absorbantes des arbres (fines, de dia- mètres < 1 mm) vont prélever l?eau et les nutriments, tandis que leurs racines structurales, grosses racines ligneuses (de diamètres > 1 cm) incluant les pivots (verticales et profondes) et les charpentières (horizontales et super- ficielles) vont assurer leur ancrage et leur support mécanique (Yang, 2014). La morphologie du système racinaire formé par ces racines structurales et fines dépend fortement de l?espèce, du génotype, et du stade de développe- ment de la plante (Danquechin Dorval, 2015; Saint Cast, 2019). La profondeur d?enracinement des arbres est généra- lement superficielle : en forêt tempérée, 95 % de la masse et de la longueur des racines est dans la couche de 0.99 m pour les sols argileux et limoneux et dans la couche de 1.21m pour les sols sableux (Gregory, 2006). Pour la première fonction qui est d?assurer l?approvisionnement en eau aux racines, le sol doit développer une structure, des agrégats stables et un système de pores permettant l?infiltra- tion et le stockage de l?eau (Gregory, 2006). Sa capacité de stockage pour l?eau doit être en adéquation avec les entrées d?eau par les précipitations et l?eau souterraine (Duchaufour, 2001). Les racines en retour vont, en absor- bant l?eau de façon passive ou par osmose, assécher le sol et, en se déve- loppant, permettre l?agrégation et l?in- filtration des sols, et donc influencer le profil hydrique du sol (Gregory, 2006; Pallardy, 2008). La profondeur d?enra- cinement joue un rôle dans la quan- tité d?eau utilisable. Les associations avec les champignons mycorhiziens peuvent aussi faciliter le transport de l?eau aux racines (Gregory, 2006; Schulze etal., 2019). La deuxième fonction des sols est d?as- surer l?apport des nutriments (macronu- triments et micronutriments), ainsi que des éléments bénéfiques (Tableau1.1). Les nutriments se trouvent dans les sols soit sous formes assimilables (échangeables ou solubles), soit sous formes de réserves organiques ou minérales (Duchaufour, 2001). Les racines peuvent acquérir les nutriments directement par interception des formes assimilables échangeables retenus dans les complexes organo- minéraux ou par absorption d?eau des pores contenant les formes assimilables solubles (cf. Figure 2.5). Dans ce cas, les nutriments sont conduits aux racines par le flux de masse d?eau ou par un gradient de diffusion d?une zone de forte concen- tration à une zone de faible concentration (Whalen etal., 2021). Les racines peuvent également acquérir indirectement les nutriments après décomposition, alté- ration ou dissolution des réserves. Pour maintenir la neutralité électrique, les racines libèrent en échange des ions H+, OH- ou HCO3 - (Whalen etal., 2021). Elles 16 peuvent aussi libérer des chélates qui, en se liant aux éléments métalliques et en augmentant leur mobilité, favorisent leur prélèvement (Whalen et al., 2021). Les nutriments solubles dans l?eau transitent alors par voie apoplastique, symplastique ou transmembranaire vers le xylème, à partir duquel ils sont acheminés vers les organes, pour former un composé de structure ou pour supporter les proces- sus du métabolisme (Whalen etal., 2021). En retour, les plantes peuvent apporter des nutriments aux sols via les exsu- dats racinaires et via le lessivage des nutriments des feuilles par les précipi- tations (Pallardy, 2008). On peut noter l?importance des microorganismes, qui en décomposant la matière organique, en utilisant les exsudats racinaires (rhizosphère), en fixant l?azote (bac- téries fixatrices) et en augmentant le volume de sol exploré par les plantes (mycorhizes) mettent des nutriments à disposition des plantes (Berg & McClaugherty, 2020; Gregory, 2006; Schulze etal., 2019). Particulièrement, les exsudats racinaires stimulent l?acti- vité des bactéries, des actinomycètes et des champignons, ce qui augmente le nombre de brouteurs comme les pro- tozoaires et les nématodes et impacte la minéralisation et la disponibilité des nutriments (Gregory, 2006). La troisième fonction, c?est-à-dire le support et l?ancrage des plantes, dépend des propriétés physiques du sol et des propriétés du système racinaire (Saint Cast, 2019). Le sol doit avoir suf- fisamment de force mécanique pour supporter avec stabilité les racines et la plante, tout en ayant assez de larges pores pour donner l?espace et l?oxygène nécessaires à la croissance et la res- piration des racines (Gregory, 2006). La force du sol est influencée par les conditions d?humidité et la texture du sol (Gregory, 2006; Saint Cast, 2019). De son côté, le système racinaire impacte la stabilité de l?ancrage par sa morpholo- gie, qui contrôle la dimension de la plaque sol-racine et la quantité de sol emprison- né (Saint Cast, 2019). Pour les arbres, on représente schématiquement la morpho- logie par trois modèles architecturaux, le système en coeur, le système traçant et le système pivotant (Figure 1.4). Le système racinaire en coeur serait le plus résistant sur les sols argileux, tandis que le sys- tème pivotant serait le plus résistant sur les sols sableux, dans lesquels la profon- deur du système racinaire a une grande influence (Dupuy etal., 2005). Les sym- bioses avec les mycorhizes et les bac- téries des genres Rhizobium et Frankia produisent aussi des modifications de la morphologie et de l?architecture du sys- tème racinaire (Gregory, 2006). De plus, en libérant des composés organiques, en accumulant des composés inorganiques, en asséchant le sol par absorption d?eau et en générant des racines mortes, le sys- tème racinaire favorise la cimentation des particules et l?agrégation du sol et donc la stabilité de l?ancrage (Gregory, 2006). L?hétérogénéité des sols urbains im- plique une forte adaptation de la morpho- logie et des caractéristiques du système racinaire pour que les fonctions du sol d?apport d?eau, de nutriments et de sup- port physique soient remplies (Gregory, 2006). En effet, pour acquérir l?eau et les nutriments, les racines se développent et prolifèrent de façon prépondérante dans les microsites plus favorables à leur crois- sance : dans les zones riches en nutri- ments, dans le sol superficiel, à l?interface entre la couche de sol supérieure et la couche de scellement, le long des tran- chées excavées, dans les tuyaux, dans les fissures, dans les interfaces entre les couches compactes et dans les canaux des racines mortes (Craul, 1985; Gregory, 2006; Mullaney etal., 2015). En présence d?horizons compactés ou d?obstacles (par ex., souches du peuplement précédent, roches), le système racinaire peut soit exercer une force suffisante pour défor- mer le sol (dans la mesure où le sol est compressible), soit modifier son anato- mie (ralentir son élongation, augmenter son diamètre), soit proliférer en surface de cette barrière jusqu?à formation de greffes (anastomose) et d?un « bouclier », soit contourner l?obstacle ou soit arrê- ter sa croissance (Baize & Jabiol, 2011; Gregory, 2006; Saint Cast, 2019). Au final, le volume de sol ayant des proprié- tés favorables doit être assez grand pour permettre le développement suffisant du système racinaire (Mullaney etal., 2015). B CA Figure 1.4.Trois modèles architecturaux définis par Büsgen etal. (1929) et Köstler etal. (1968). (A) Dans le système raci- naire en coeur, les racines verticales, horizontales et obliques sont émises au collet de l?arbre. (B) Dans le système racinaire traçant, ce sont les racines horizontales qui se développent à la base du tronc, sur lesquelles se développent des racines pivotantes. (C) Dans le système racinaire pivotant, une grosse racine verticale dans le prolongement de la tige, appelée pivot, se développe sur laquelle des racines horizontales sont insérées (d?après Stokes & Mattheck, 1996). 17 Tableau 1.1.Éléments essentiels et non essentiels, aux plantes et à la santé humaine. Pour les plantes, parmi les éléments essentiels, c?est-à-dire indispensables pour compléter leur cycle de vie, on distingue : les éléments principaux (non considérés comme nutriments, car ne provenant pas du sol), requis en très larges quantités (60000-450000 µg.g-1 de masse sèche); les macronutriments (participant principalement au métabolisme), requis en larges quantités (1000-15000 µg.g-1 de masse sèche); et les micronutriments (participant principalement aux réactions enzymatiques), requis en petites quantités (0.005-100 µg.g-1 de masse sèche). Parmi les éléments non essentiels, il y a les éléments bénéfiques (ayant des effets positifs sur la croissance ou le fitness des plantes, ou nécessaires à certaines espèces) et les éléments non essentiels ni bénéfiques (d?après Pallardy, 2008; Schulze etal., 2019 et Whalen etal., 2021). Pour la santé humaine, on distingue aussi les éléments principaux, les macronutriments (dose >100 mg/jour), les micronutriments (dose >quelques mg/jour), les éléments bénéfiques (ou potentiellement essentiels) et les éléments non essentiels ni bénéfiques. Les éléments entrant dans les différentes catégories sont identiques à ceux des plantes (« Idem »), avec quelques exceptions, qui sont précisées dans la colonne de droite (d?après Oliver, 1997 et Abrahams, 2002). Par ex., contrairement aux plantes, Na et Cl sont des macronutriments pour la santé humaine, et Se, Co, I, F et Cr sont des micronutriments pour la santé humaine. Catégorie de l?élément pour la plante Élément Quantité requise par la plante (µg.g-1 de masse sèche) Forme absorbée par la plante Catégorie de l?élément pour l?humain Essentiel, non nutriment Carbone [C] 450000 CO2 (gaz absorbé par les feuilles) Idem Hydrogène [H] 450000 H2O (gaz ou liquide absorbé par les feuilles et les racines) Idem Essentiel, macronutriment -, N2 (gaz fixé et transformé en NH4 + par des procaryotes, en association avec des plantes) Idem Phosphore [P] 2000 HPO4 2-, H2PO4 - Idem Souffre [S] 2000 SO4 2-, SO2 (gaz absorbé par les feuilles) Idem Magnésium [Mg] 1000 Mg2+ Idem Essentiel, micronutriment Chlore [Cl] 100 Cl- Macronutriment Manganèse [Mn] 50 Mn2+, chélate soluble Idem Bore [B] 20 H2BO3 -, H3BO3, chélate soluble Non essentiel Zinc [Zn] 20 Zn2+ Idem Cuivre [Cu] 6 Cu2+ Idem Molybdène [Mo] 0.1 MoO4 -, chélate soluble Idem Nickel [Ni] 0.01 Ni2+, chélate soluble Bénéfique Non essentiel, bénéfique Sodium [Na] Macronutriment Sélénium [Se] Micronutriment Cobalt [Co] Micronutriment Silicium [Si] Idem Iode [I] Micronutriment Vanadium [V] Idem 2 Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains 2.1. Environnement urbain Une fois défini le site d?intervention (c?est-à-dire l?espace vert à restaurer ou à implanter), il est essentiel, afin de gérer adéquatement son sol, d?analy- ser son environnement. Cela consiste d?abord à rassembler les données sur les facteurs environnementaux affectant le sol, c?est-à-dire les contaminants, les composés carbonés, le climat et la bio- diversité (cf. 2.1.a). Ensuite, il s?agit de caractériser les infrastructures et les activités humaines de la zone urbaine, en raison de leurs influences sur les fac- teurs environnementaux, mais aussi sur les sols et sur l?espace disponible dans lequel devra s?intégrer l?espace vert (cf. 2.1.b). Enfin, il est important de docu- menter les usages passés de la zone ur- baine, qui pourraient expliquer en par- tie la genèse et la constitution des sols (cf. 2.1.c). Ces informations doivent être appréhendées à deux échelles, celle de la ville et celle du site d?intervention (quartier, avenue, place, square, etc.). a. Contaminants, composés carbonés, climat et biodiversité Plusieurs informations sur l?environne- ment (complémentaires aux analyses de sols qui seront réalisées) doivent être rassemblées : ? Les contaminants et les composés carbonés présents dans l?atmos- phère, les eaux d?irrigation et les déchets, notamment les déchets qui seront potentiellement utilisés comme matériaux anthropiques de remplissage pour les sols (Damas & Coulon, 2016; Grimmond, 2011). ? La zone climatique et la géomorpho- logie (Douglas, 2011a; Grimmond, 2011). ? Le climat de la ville : variations des températures et des précipitations (pluviométrie) journalières et sai- sonnières, durée et intensité des périodes de gel (Certu, 2002; Gillig etal., 2008). ? Le microclimat (à l?échelle du site d?intervention) : températures, pré- cipitations, durée d?ensoleillement, exposition au vent, ombrage par les arbres (Certu, 2002; Gillig et al., 2008; Grimmond, 2011). ? L?état des plantes dans les espaces environnants : condition de planta- tion, vigueur, état sanitaire, compo- sition, présence de plantes indica- trices (par ex., métallophytes) (Baize & Jabiol, 2011; Gillig etal., 2008). Ces informations peuvent donner des indices sur les sols (par ex., conta- mination, compaction, existence d?un obstacle physique en profon- deur) et sur la nécessité d?effectuer un échantillonnage (Scharenbroch & Smiley, 2021). La photographie aérienne (par drone ou autre) peut fournir des données supplémen- taires sur l?état de la végétation, notamment sur de grandes surfaces (Scharenbroch & Smiley, 2021). b. Infrastructures urbaines et activités humaines Au niveau des infrastructures ur- baines, il s?agit de décrire : ? L?occupation des sols : infrastruc- tures aériennes et souterraines, es- paces verts et aquatiques, espaces libres et abandonnés, scellement des surfaces (Gillig et al., 2008; Grimmond, 2011). ? La configuration spatiale : taille et densité des habitations, largeur des rues, ségrégation des zones résidentielles, commerciales et industrielles, réseaux de transport (Gillig etal., 2008; Grimmond, 2011; Pataki etal., 2006). ? La nature des infrastructures urbaines : matériaux, hauteur, morphologie, rugosité de surface (Grimmond, 2011). ? Les réseaux des tuyaux et des câbles aériens et souterrains : lignes à haute tension, câbles, hau- bans, caténaires, eau potable, eaux usées, gaz, électricité, téléphone (Gillig etal., 2008). Cette informa- tion est essentielle afin d?échan- tillonner et de restaurer les sols urbains (Baize & Jabiol, 2011). ? Le mobilier urbain : signalisation, éclairage, revêtement de sols (Certu, 2002; Gillig etal., 2008). ? L?altitude et la topographie (Gillig etal., 2008). Au niveau des activités humaines, il faut documenter : ? Les utilisations du territoire : be- soins de circulation des usagers (automobilistes, cyclistes et pié- tons), commerces et industries potentiellement sources de conta- mination, déchetteries, centres d?épuration, centres de compos- tage, irrigation, fertilisation (Gillig etal., 2008; Pataki etal., 2006). ? Les aspects sociaux et démogra- phiques : taille, densité, croissance et âge de la population, nombre de 19 logements et de voitures par habi- tant, comportement (Gillig et al., 2008; Grimmond, 2011; Pataki etal., 2006). ? Les aspects politiques et écono- miques : commerces, industries, gestion des déchets (par ex., collecte du compost) (Damas & Coulon, 2016; Pataki etal., 2006). ? Les aspects culturels : espèces de plantes ayant une importance pour l?histoire, les traditions et les valeurs esthétiques de la ville, ambiances paysagères et composantes archi- tecturales (par ex., bâtiments clas- sés, façades vitrées) présentes dans les espaces environnants (Certu, 2002; Gillig etal., 2008). c. Usages passés du sol et du territoire Préalablement à l?échantillonnage du sol, plusieurs ressources peuvent four- nir des informations précieuses sur la nature du sol : ? Les études de sol précédentes (notamment de sols non perturbés, avant l?urbanisation) qui ont pu être menées par des agences gou- vernementales, et qui fournissent des données sur l?état du sol (par ex., matériel parental, taux de per- colation, topographie, espèces de plantes indigènes) (Scharenbroch & Smiley, 2021). ? Les études historiques (utiles notamment dans le cas des sols anthropiques), afin de déterminer les matériaux composant le sol. Il s?agit de documenter l?historique des infrastructures (construction, démolition, gisement archéolo- gique, friche industrielle, emplace- ment des bâtiments, des conduites souterraines et des zones de stoc- kage des matières premières, des produits manufacturés et des dé- chets, travaux, remaniements), et des activités (nature des matières et des déchets) du site (Baize & Jabiol, 2011). Ces études se font en consultant les archives (anciens plans, étude cadastrale, photogra- phies aériennes, anciennes pho- tos ou cartes postales), les études cartographiques, archéologiques et géophysiques réalisées, et les musées locaux (Gillig etal., 2008). ? Des entrevues permettant d?ob- tenir des informations sur le site (histoire, écologie, pédologie). Par ex., les propriétaires succes- sifs, les gestionnaires, les auto- rités compétentes (autorisations de construire), et les entreprises responsables des réseaux (eau, gaz, électricité, etc.) (Gillig et al., 2008). Ces personnes pourraient connaître le développement du paysage, les besoins en irrigation, les problèmes de drainage, l?histo- rique de remplacement des plantes et les projets de construction anté- rieurs (Scharenbroch & Smiley, 2021). ? Les plans de construction futurs devraient aussi être recherchés (Scharenbroch & Smiley, 2021). 2.2. Évaluation générale du sol Avant d?implanter ou de restaurer un espace vert, pendant la phase de pla- nification, il est essentiel d?effectuer une évaluation du sol afin de détermi- ner ses caractéristiques générales ou de diagnostiquer les causes de mau- vaise santé éventuelle des plantes. Procéder à cette évaluation consiste d?abord à établir un plan d?échan- tillonnage (cf. 2.2.a). Celui-ci com- prend un échantillonnage superficiel pour étudier spécifiquement la zone à forte densité racinaire (cf. 2.2.b), et un échantillonnage profond pour décrire l?ensemble du solum et le ca- ractériser au niveau taxonomique (cf. 2.2.c). Ensuite, il s?agira d?analyser les propriétés physiques, chimiques et biologiques du sol suivant le plan d?échantillonnage. a. Plan d?échantillonnage Le plan d?échantillonnage correspond à la stratégie adoptée sur le site d?in- tervention pour diagnostiquer l?état du sol en vue de faire des recomman- dations. Une fois que sont déterminés les objectifs de l?intervention, l?envi- ronnement du site (cf. 2.1), les proprié- tés à évaluer et le degré de précision recherché, le plan d?échantillonnage consiste en une description des obser- vations, des tests et des prélèvements d?échantillons (qui seront analysés au laboratoire) à effectuer sur le terrain (Scharenbroch & Smiley, 2021). On distingue l?échantillonnage super- ficiel de l?échantillonnage profond. L?échantillonnage superficiel (15 à 20 cm) permet d?analyser les princi- pales propriétés de la zone du sol où il y a la plus forte densité en racines fines (cf. 2.2.b). Il peut être réalisé en collectant une carotte avec une sonde d?échantillonnage (diamètre de 2 à 3 cm, avec une pointe spécifique au type de sol; Figure 2.1.A) ou avec une tarière ou une pelle (pour les sols secs, compactés ou rocheux) (Scharenbroch & Smiley, 2021). L?échantillonnage profond (minimum de 0.6 à 1.2m) per- met d?établir la morphologie, les profils et la taxonomie des solums (cf. 2.2.c). Il peut être fait en utilisant un solum déjà exposé (par ex., tranchée de route, excavation pour travaux), en creusant une fosse (avec une pelle, une pelle rétrocaveuse ou de l?air à haute pres- sion qui préserve les racines), ou en excavant par incréments de mêmes longueurs une carotte à la tarière (par ex., Dutch auger; Figure 2.1.B) (Scharenbroch & Smiley, 2021). 20 b. Échantillonnage superficiel L?échantillonnage superficiel peut être réalisé de façon aléatoire (basé sur la randomisation) ou systématique (basé sur une grille ou un transect). On peut aussi opter pour un échantillonnage stratifié, après avoir défini et carto- graphié des unités considérées homo- gènes (les strates) (Baize & Jabiol, 2011). On conseille une collecte d?un minimum de 10 carottes par site de 100m2 (l?échantillonnage profond peut être moins intense) (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). Selon les informations dont on dis- pose suite à l?étude environnementale menée précédemment (cf. 2.1), on peut diminuer l?intensité de l?échantillon- nage (si on a déjà des données sur les sols), ou au contraire l?augmenter (en cas de forte hétérogénéité des sols). On peut également adapter la locali- sation de l?échantillonnage pour éviter les infrastructures souterraines. Si l?objectif est de restaurer un espace vert, on peut effectuer un échantillon- nage plus spécifique, dans la zone raci- naire où les traitements (amendement, ir- rigation) seront appliqués. Pour un arbre, il s?agit de la zone située entre le tronc et la ligne d?égouttement (Scharenbroch & Smiley, 2021). Dans le cas des arbres alignés, l?échantillonnage est imposé dans les petites surfaces des fosses de plantation (Baize & Jabiol, 2011). Enfin, on peut aussi choisir un échantillonnage comparatif afin de diagnostiquer les pro- blèmes de santé des plantes ou des sols (par ex., les effets des sels de déglaçage; Scharenbroch & Smiley, 2021). Cela consiste à comparer les échantillons de sol de zones où les arbres présentent des symptômes à ceux des zones voi- sines où la même espèce est asympto- matique, non affectée ou non perturbée (Scharenbroch & Smiley, 2021). Dans tous les cas, le scellement par du bitume ou des pavés empêche l?échantillonnage (Baize & Jabiol, 2011). c. Échantillonnage profond L?échantillonnage profond est réalisé afin de décrire morphologiquement le solum, c?est-à-dire caractériser les différents horizons (« couches super- posées considérées de visu comme suffisamment homogènes »; Baize & Jabiol, 2011) et les volumes (zones jux- taposées [non superposées] suffisam- ment homogènes, présents surtout dans les sols anthropiques), ainsi que la distribution verticale des propriétés du solum (profils). Cette description est importante en milieu urbain, car les modifications et les perturbations anthropiques (cf. 1.2.c), qui sont le principal facteur d?altération des sols par rapport aux processus pédogéné- tiques, entraînent la formation d?un matériau complexe, de discontinuités lithologiques verticales et horizon- tales (brutales ou graduelles), et d?une croûte superficielle de compactage, qui peuvent affecter le développement des racines (Baize & Jabiol, 2011). Une fois le solum exposé et visible, il s?agit, après avoir établi la succession des horizons (et des volumes), de dé- terminer l?autochtonie (le solum s?est développé à partir de la roche sous- jacente) ou l?allochtonie (le solum n?a pas de relation pédogénétique avec la roche sous-jacente) des matériaux du solum (Baize & Jabiol, 2011). On peut s?aider pour cela de l?étude his- torique précédemment réalisée (cf. 2.1.c). Ensuite, il faut observer les li- mites entre horizons : leurs contrastes (degré de dissemblance visuel), leurs transitions (brusque, en quelquesmm ou graduelle, en plusieurscm), et leurs formes (subhorizontale, ondulée, lobée, irrégulière, en langues) (Baize & Jabiol, 2011). Puis, pour chaque horizon défini par sa profondeur et son épaisseur, on peut caractériser la couleur (avec la charte Munsell), la texture, la densité apparente, la structure, la présence de racines, le pH, le contenu en eau, le statut en oxygène, la conductivité électrique, la matière organique, les nutriments, A B Figure 2.1. (A) Sonde utilisée pour extraire un échantillon de sol superficiel. (B) Tarière utilisée pour extraire une carotte de sol et établir son profil (d?après https://fathersworkandfamily.com/best-soil-probe/ et https://www.soilmois- ture.com/ONE-PIECE-DUTCH-AUGER-7-CM-FOR-LOAM-SOILS/) les contaminants, et la présence de traits pédologiques éventuels (no- dules, pellicules) (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). Certaines de ces caractéristiques seront déterminées au laboratoire. On peut aussi réaliser un schéma sur le terrain pour rendre compte claire- ment de certaines caractéristiques difficiles à décrire par des mots, par ex., la forme des limites entre hori- zons ou la disposition des éléments grossiers (Baize & Jabiol, 2011). Ces observations, ces tests et ces analyses par horizons (ou par classes de profondeur) permettront d?établir les profils de plusieurs propriétés des sols. Les profils donneront le carac- tère des transitions entre horizons successifs (par ex., structure, com- paction, texture), essentiel en regard du comportement racinaire : les dis- continuités brutales vont bloquer le système racinaire davantage que les transitions graduelles (Baize & Jabiol, 2011). L?ensemble de ces des- criptions permet de caractériser le groupe taxonomique auquel appar- tient le solum. 2.3. Propriétés physiques Dans un premier temps, il s?agit de quantifier les éléments composant la phase solide du sol, incluant la matière minérale fine (cf. 2.3.a), les éléments grossiers (cf. 2.3.b) et la matière organique (cf. 2.3.c). Dans un deuxième temps, on peut analyser l?assemblage de ces différents élé- ments pour former la structure du sol (cf. 2.3.d), ainsi que les conséquences sur le comportement hydrique du sol (cf. 2.3.e). a. Texture (éléments fins de diamètre <2mm) (1) La matière minérale solide fine du sol, obtenue après avoir extrait les éléments grossiers (de diamètre > 2 mm), est constituée de parti- cules de différentes tailles, soient les argiles (ou fraction fine, diamètre < 2 µm), les limons (ou silts, dia- mètre entre 2 à 50µm) et les sables (diamètre entre 50 µm et 2 mm) (Duchaufour, 2001). Caractériser la texture ou composition granulomé- trique consiste à estimer la composi- tion relative de ces différentes frac- tions minérales. Connaître la texture est importante, car elle influence de nombreuses propriétés du sol, no- tamment la structure, la porosité, les échanges gazeux, les flux hydriques, la capacité d?échange cationique et la séquestration de matière orga- nique (Moebius-Clune et al., 2016). La texture évolue peu dans le temps (Moebius-Clune etal., 2016). Sur le terrain, on peut évaluer la texture en mouillant et malaxant un échantillon de sol jusqu?à fabriquer un ruban, duquel il faudra estimer par sensation visuelle et tactile sa lon- gueur, sa fragilité et sa douceur, et en déduire sa classe texturale (voir triangle de texture, Figure 2.2) (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). Cette méthode, peu coûteuse, peut sembler subjective, mais donne des résultats assez précis avec de l?expérience et un étalonnage régulier (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). On trouve différentes clés de détermination dans la littéra- ture (cf. FAO, 2006; Scharenbroch & Smiley, 2021). Au laboratoire, l?analyse granulo- métrique consiste, après différents pré-traitements en fonction de la mé- thode choisie et du type d?échantillon (par ex., en fonction de sa teneur en matière organique), à disperser les agrégats de particules minérales par des moyens chimiques, méca- niques ou par des ultrasons, puis à séparer les particules en fonction de leur taille par tamisage ou par sédi- mentation (Kroetsch & Wang, 2007). Par ex., la méthode à l?hydromètre mesure la densité du sol en suspen- sion dans une solution aqueuse après différents temps de sédimentation (Bouyoucos, 1962). (1) Évaluer la qualité du sol:la texture (d?après les données de Scharenbroch & Smiley, 2021) Certaines textures de sol sont plus favorables au développement des plantes Indicateur Gamme idéale Conditions limitantes Classe texturale Loam sableux; Loam; Loam limoneux Argile; Argile sableuse; Argile limoneuse; Sable Teneur en argile <30 % >60 % Teneur en sable <70 % >80 % 22 (2) Les éléments grossiers (diamètre >2mm), incluent les graviers, les cail- loux, les pierres, les blocs, et parfois des matériaux anthropiques (Baize & Jabiol, 2011). Ils sont classés à part des éléments fins et ne sont pas considé- rés pour définir la texture (Duchaufour, 2001). Le volume des éléments gros- siers est néanmoins important pour définir un type de sol et pour estimer les réservoirs en eau (Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune et al., 2016). Les éléments grossiers d?origine naturelle (fragments de roches concassés) ou anthropique (fragments d?objets fabri- qués par l?homme : tessons, éclats de verre, morceaux de brique, objets en matières plastiques, débris de ferraille, résidus de combustion) sont très pré- sents, voire abondants, dans les sols urbains anthropiques (Baize & Jabiol, 2011; Damas & Coulon, 2016). L?abondance en éléments grossiers, appelée aussi charge en éléments grossiers ou pierrosité peut être évaluée sur le terrain par sensation vi- suelle ou par la difficulté à faire péné- trer une tarière dans le sol. Pour plus d?objectivité, on peut estimer la section occupée par les éléments grossiers sur une face de la fosse en utilisant le dia- gramme de Folk (Figure 2.3), et faire la moyenne entre plusieurs estimations surfaciques (Baize & Jabiol, 2011). Pour une estimation quantitative en- core plus précise, on peut prélever un volume de sol et mesurer la masse ou le volume des éléments grossiers en laboratoire (Baize & Jabiol, 2011). 0 10 20 30 40 50 Ar gi le (p ou rc en ta 40 30 20 10 0 Argile Figure 2.2.Triangle des classes texturales selon le modèle canadien de classification des sols (d?après http://www.omafra. gov.on.ca/CropOp/fr/general_agronomics/soil_management/soil_texture.html). On distingue la texture grossière (sable, sable loameux, loam sableux), la texture moyenne (loam, loam limoneux, limon, loam sablo-argi- leux), et la texture fine (loam argileux, loam limono-argileux, argile sableuse, argile limoneuse, argile) (Moebius-Clune etal., 2016). (2) Évaluer la qualité du sol:les éléments grossiers (d?après les données d?Amacher etal., 2007) Les éléments grossiers en grande quantité peuvent avoir des effets indésirables sur la qualité du sol : ils entraînent une augmentation de l?infiltration d?eau, une diminution de la capacité de stockage pour l?eau et une pénétration difficile des racines. On peut noter que pour certains horizons ou volumes des sols reconstitués et construits (cf. 3.3.a), on peut utiliser un volume en éléments grossiers bien supérieur à 50% (jusqu?à 100%), car il s?agit pour ces horizons de résister au compactage (par ex., mélange terre-pierres; ou horizon squelette des fosses de plantations) ou de favoriser le drainage (par ex., couche de drainage; ou horizon technique des toitures végétalisées). À l?opposé, Urban (2008) conseille un volume <15% dans la terre végétale des fosses de plantation. Indicateur Gamme idéale Conditions limitantes Volume des éléments grossiers ( %) <50 >50 23 (3) La matière organique du sol (MOS) est constituée par les composés car- bonés issus des organismes vivants (plantes, animaux, microorganismes) et des amendements (fumier, engrais vert, paillis, compost, résidus de culture), à différents stades de décom- position (Moebius-Clune et al., 2016). Hautement dynamique et réactive aux traitements, la MOS est un indicateur important de la qualité du sol. La MOS constitue un puits de carbone à long terme, et un réservoir de nutriments à libération lente. Elle a une capacité d?échanges ioniques et une capacité de stockage hydrique importantes. Elle contribue à former les agrégats du sol, à fournir l?énergie et les nutriments aux plantes et aux microorganismes, à augmenter la résistance du sol à la compaction, à tamponner le pH et à sé- questrer les contaminants (Moebius- Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). L?urbanisation peut ac- croître ou décroître la teneur en MOS dans les sols (Vodyanitskii, 2015). La MOS, répartie entre la couche orga- nique (horizon O) et la couche minérale du sol, peut être estimée quantitative- ment et qualitativement par différentes méthodes. Au niveau de la couche organique, on peut estimer quantita- tivement la masse de MOS en décou- pant, prélevant, séchant et pesant cette couche organique à l?intérieur d?un quadrat (~30 x 30cm; Burton & Pregitzer, 2008). Qualitativement, on peut distinguer au sein de la couche organique des sous-couches ayant différents degrés de décomposition: l?horizon Oi (L) est pas ou peu décom- posé, c?est-à-dire qu?il inclut des feuil- lages, des branchages, ou des fruits fraîchement tombés; l?horizon Oe (F) est partiellement décomposé, c?est- à-dire qu?il possède des portions de structures de plantes encore recon- naissables; et l?horizon Oa (H) est bien décomposé, avec de la matière orga- nique d?origine non reconnaissable (Burton & Pregitzer, 2008). Au niveau de la couche minérale, on peut évaluer la couleur du sol en uti- lisant, par ex., la charte Munsell (plus la couleur est foncée, plus le conte- nu en matière organique est élevé; Scharenbroch & Smiley, 2021; Baize & Jabiol, 2011; FAO, 2006). On peut aussi déterminer quantitativement la masse de MOS dans un échantil- lon de volume connu, par la méthode de perte par incinération ou par la méthode d?oxydation afin d?estimer sa teneur en carbone. La méthode de perte par incinération (au feu ou par calcination) consiste à déterminer la perte de masse d?un échantillon de sol après avoir subi une exposition à haute température dans une fournaise, au cours de laquelle les matières car- bonées sont brûlées, tandis que les autres matériaux restent (Moebius- Clune et al., 2016). Avec la deuxième méthode, il s?agit d? estimer le carbone total de l?échantillon en réalisant une oxydation chimique (avec un oxydant chimique) ou thermique (par com- bustion sèche, en chauffant l?échan- tillon à haute température, >1000°C, en présence d?O2 excédentaire) de la MOS (Skjemstad & Baldock, 2007). Le CO2 libéré par le carbone organique oxydé est déterminé par gravimétrie, volumétrie, titrimétrie ou spectromé- trie (Skjemstad & Baldock, 2007). Afin 1% 2% 5% 10% 15% 20% 25% 35% 40% 50% 70% Figure 2.3. Diagramme pour estimer le pourcentage de recouvrement en éléments grossiers par unité de surface. Chaque quart de chacun des carrés pré- sente la même surface de noir (d?après Folk, dans Baize & Jabiol, 2011) (3) Évaluer la qualité du sol :la matière organique (d?après les données de Moebius-Clune etal., 2016a et Scharenbroch & Smiley, 2021) La teneur en matière organique d?un sol, essentielle à son fonctionnement, est un indicateur important de la qualité du sol. Cet indicateur est présenté en fonction de la texture du sol (définie dans la figure 2.2). Indicateur Texture Gamme idéale Conditions limitantes Teneur en matière organique (%) Grossière 2.22 - 10 <1.32 Moyenne 3.29 - 10 <2.35 Fine 4.22 - 10 <3.22 a Dans les données de Moebius-Clune etal. (2016), nous avons considéré les valeurs des scores « high » et « very high » comme la gamme idéale, et celles du score « very low » comme les conditions limitantes. 24 d?en déduire le carbone organique, les échantillons contenant du carbonate doivent être corrigés en mesurant sé- parément le carbonate ou en retirant le carbonate avec l?acide (Skjemstad & Baldock, 2007). Enfin, plus d?information sur la qua- lité de la matière organique de la couche minérale peut être obtenue en séparant par densité (en utilisant des liquides denses) ou par taille (en uti- lisant des tamis) la matière organique complexée aux particules minérales de la matière organique non complexée (Gregorich & Beare, 2007). La qualité de la MOS peut être caractérisée par d?autres méthodes chimiques, ther- miques et spectroscopiques (Calvet, 2013; Quideau etal., 2021). d. Structure, porosité, densité apparente et compaction (4) Dans les sols, les particules solides (or- ganiques et minérales) liées ensemble pour former des agrégats constituent une matrice au travers de laquelle un réseau complexe de pores permet les échanges d?air et d?eau, et donc les flux de chaleur et de nutriments (Hao etal., 2007; Scharenbroch & Smiley, 2021). La structure désigne l?assemblage spatial et temporel de ces particules, agrégats et pores, et conditionne les propriétés physiques, chimiques et biologiques d?un sol, notamment les flux et les stockages d?eau et d?air, et la respiration et l?exploration du sol par les racines et les microorganismes (Duchaufour, 2001; Hao et al., 2007; Moebius-Clune etal., 2016). En milieu urbain, les activités de construction et de nivellement et le trafic des piétons et des véhicules génèrent la compaction des sols (en particulier sur les sols humides). Cette compaction, qui affecte davantage les sols à texture moyenne et fine que les sols à texture grossière, entraîne une réduction de l?espace des pores (no- tamment des larges pores), une des- truction des agrégats et une augmen- tation de la masse volumique du sol, générant un sol compacté à la struc- ture altérée (Baize & Girard, 2009; Craul, 1985; Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). Il en résulte un accroissement des risques d?accumulation et de ruissel- lement d?eau pendant les fortes pluies et de stress hydrique entre les pluies. Il en résulte aussi une réduction de l?espace disponible aux organismes et de leur accès à l?eau, à l?oxygène et aux nutriments, ce qui limite la pénétration des racines de plantes, des hyphes fon- giques et des autres organismes dans le sol (Craul & Craul, 2006; Moebius- Clune et al., 2016; Mullaney et al., 2015; Scharenbroch & Smiley, 2021). En outre, l?urbanisation réduit les proces- sus naturels de formation de la struc- ture (par ex., croissance des racines, cycles de gel-dégel et d?humidité-sé- cheresse) (Craul, 1985). Un bon indicateur de l?ensemble de ces caractéristiques est la masse volumique (densité) apparente du sol, c?est-à-dire la masse sèche de sol sur son volume, ce volume incluant les particules so- lides et les pores (Hao etal., 2007). La masse volumique apparente (enkg.m-3 ou g.cm-3) est communément mesurée en prélevant une carotte de sol intact de volume connu à l?aide d?une tarière à double cylindre, et en séchant et pe- sant ce volume de sol (Hao etal., 2007; Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour les sols graveleux ou rocheux, l?utilisa- tion de la tarière étant difficile, on peut aussi creuser un trou, peser le matériel collecté, et déterminer le volume du trou en tapissant et remplissant la ca- vité avec un volume connu de sable ou d?eau (Scharenbroch & Smiley, 2021). Alternativement, un densitomètre nu- cléaire est une méthode non destruc- tive souvent utilisée par les ingénieurs sur les sites de construction pour mesu- rer la masse volumique (Scharenbroch & Smiley, 2021). On peut aussi quantifier et décrire la porosité du sol, c?est-à-dire l?espace occupé par l?ensemble des pores, qui va dépendre de son contenu en MOS, de sa texture, de sa structure et de son activité biologique (Duchaufour, 2001; Hao et al., 2007). Pour quan- tifier la porosité, on peut estimer le pourcentage de volume de sol occu- pé par les espaces des pores (Hao et al., 2007). Ce pourcentage peut être calculé en mesurant la masse de liquide nécessaire au remplissage de (4) Évaluer la qualité du sol :la densité apparente (d?après les données de USDA, 1999 et Scharenbroch & Smiley, 2021) Un bon indicateur de la compaction et de la porosité du sol est la masse volumique (densité) apparente du sol. Cet indicateur est présenté en fonction de la texture du sol (définie dans la figure 2.2). La densité apparente s?étend de 1.1 g.cm-3 dans les sols forestiers non perturbés à 2.4 g.cm-3 dans le béton et certaines roches (Scharenbroch & Smiley, 2021). Indicateur Texture Gamme idéale Conditions limitantes Densité apparente (g.cm-3) Grossière <1.4 ? 1.6 >1.7 ? 1.8 Moyenne <1.3 ? 1.4 >1.65 ? 1.8 Fine <1.1 ? 1.4 >1.47 ? 1.65 25 l?espace poral, ou bien en comparant la masse volumique apparente et la masse volumique de la phase solide. Cette dernière peut être définie par la méthode du pycnomètre ou par une valeur moyenne correspondant aux minéraux silicatés, 2.65 kg.m-3, qui est adéquate pour des sols dont la teneur en matière organique est inférieure à 5 % (Calvet, 2013; Hao etal., 2007). À côté de la quantité d?espace poreux, caractériser la morphologie des pores (nombre, taille, configuration, distribution) est aussi important (Hao et al., 2007). On peut le faire par des observations à l?oeil nu pour les pores de grandes dimensions (>200 µm) et à l?aide de techniques de microscopie et d?analyse d?images pour les pores de petites dimensions (Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013). De plus, classer la structure du sol donne aussi des infor- mations sur la morphologie des pores entre les agrégats (Baize & Jabiol, 2011). Par ex., une structure à agré- gats construits par des ciments grâce à une activité biologique forte génère une porosité et une répartition de la taille des pores plus élevées qu?une structure particulaire meuble (en cas de texture grossière) ou cohérente (en cas de texture fine) sans formation d?agrégats (Duchaufour, 2001). La compaction (ou dureté du sol) peut être mesurée par la résistance à la pénétration (en livres par pouce carré ou psi) à l?aide d?un pénétromètre, ou estimée simplement par la facilité à pousser une pelle, une sonde ou un crayon à travers le solum (Moebius- Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021; Shober etal., 2018). Les mesures doivent être prises quand le sol est friable (ou près de la capacité au champ), c?est-à-dire après 2 ou 3 jours de drainage libre, car l?humidité du sol influence la facilité avec la- quelle l?instrument pénètre dans le sol (Moebius-Clune etal., 2016). Il est donc important de noter les conditions de mesures (Moebius-Clune etal., 2016). e. Stockage et flux hydriques (5) L?eau stockée dans les sols est indis- pensable à la vie des plantes, de la faune et des microorganismes. Elle permet les mouvements des nutri- ments, le transfert de chaleur, l?alté- ration de la roche et les processus de gonflement et rétrécissement (Brown etal., 2021; Girard etal., 2011). De plus, comme l?eau et l?air occupent l?espace des pores de façon complémentaire, le stockage et la circulation d?eau influencent l?aération des sols (Baize & Jabiol, 2011; Brown et al., 2021). Le stockage, la circulation et la répar- tition de l?eau dans le profil des sols (profil hydrique) sont très dynamiques et varient en fonction de la météo, du climat, de la végétation (profondeur d?enracinement) et des propriétés du sol (texture, structure, porosité et teneur en MOS) (Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013). Pour permettre une croissance opti- male des plantes, les sols doivent avoir d?une part une capacité de stockage pour l?eau suffisante par rapport aux besoins des plantes et aux entrées d?eau. D?autre part, ils doivent avoir un équilibre entre stockage d?eau et aération dans les pores (c?est-à-dire un équilibre entre larges pores pour le drainage et pores fins pour la réten- tion, ainsi qu?un équilibre entre en- trées et sorties d?eau) (Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013; Scharenbroch & Smiley, 2021). En milieu urbain, les sols généralement très compactés ont (5) Évaluer la qualité du sol :le stockage et les flux hydriques (d?après les données de Damas & Coulon, 2016; Gillig etal., 2008; Moebius-Clune etal., 2016 et Scharenbroch & Smiley, 2021) Plusieurs indicateurs peuvent être utilisés pour évaluer le comportement hydrique du sol. Les indicateurs sont présentés en fonction de la texture du sol (définie dans la figure 2.2). Indicateur Texture Valeurs optimales Conditions limitantes Teneur en eau volumétrique (%) Grossière 10-20 <5 ou >40 Fine ou moyenne 20-30 Moyenne <0.02 >0.04 Fine <0.04 >0.06 Grossière >0.15 <0.07 Réservoir utilisable maximal (« available water capacity ») (mm.cm-1) >1.5 <0.5 26 une porosité fortement diminuée à 25- 30 %, par rapport aux sols non com- pactés sableux (35-50 %) ou à texture fine (40-60 %) (Craul, 1985; Hao etal., 2007). Par conséquent, les sols urbains peuvent avoir une capacité de stockage (par les pores fins) trop faible, favori- sant les déficits en eau, et une capacité de drainage (par les larges pores) in- suffisante, générant un engorgement d?eau en cas de précipitations (Craul, 1985; Duchaufour, 2001). Les sols qui restent saturés pendant de longues périodes développent des conditions anaérobies (sans oxygène), qui af- fectent l?absorption des nutriments, arrêtent le développement racinaire de la plupart des espèces de plantes et inhibent les populations microbiennes (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). Afin de caractériser l?état hydrique d?un sol, on peut effectuer basiquement (1) des observations sur le terrain, (2) des mesures de la teneur en eau, et (3) des mesures de l?énergie potentielle. Et, afin d?évaluer si les conditions hy- driques du sol sont adéquates pour les plantes, on peut estimer respective- ment (4) la capacité de stockage pour l?eau et (5) le bilan hydrique entre les entrées et les sorties. (1) Au niveau des observations pré- alables à une étude quantitative, on peut apprécier subjectivement l?humi- dité du sol sur le terrain, par sensations tactiles, olfactives et visuelles : quand l?échantillon est friable, fragile, de cou- leur claire, sans humidité décelable, le sol est sec; quand l?échantillon est plastique et malléable, sans eau libre, le sol est humide; quand il y a présence d?eau libre (flaque), le sol est saturé; et quand, en plus de l?eau libre, l?échantil- lon est grisâtre, avec une odeur de pu- tréfaction, le sol est saturé depuis une longue période, indiquant un milieu as- phyxiant et réducteur (Baize & Jabiol, 2011; Scharenbroch & Smiley, 2021). On peut aussi observer certaines caractéristiques des plantes (état, morphologie ou couleur des feuilles), afin de vérifier si elles présentent des symptômes de stress hydrique ou de stress anoxique (en cas d?excès d?eau) (Scharenbroch & Smiley, 2021; Zhao etal., 2012). (2) Mesurer la teneur en eau (ou humi- dité) peut se faire sur une base mas- sique (teneur en eau gravimétrique, ?m, c?est-à-dire la masse d?eau sur la masse de sol), ou sur une base volu- mique (teneur en eau volumétrique, ?v, c?est-à-dire le volume d?eau sur le volume de sol) (Reynolds & Topp, 2007; Scharenbroch & Smiley, 2021). La teneur en eau changeant rapide- ment avec les précipitations et les températures, sa mesure ne décrit le sol qu?à un instant t, celui de l?échan- tillonnage (Scharenbroch & Smiley, 2021). Certaines méthodes de mesures sont directes, destructives, en sépa- rant l?eau de la matrice de sol soit par chauffage à 105°C (méthode couram- ment utilisée), soit par remplacement de l?eau par un solvant ou soit par réaction chimique (Reynolds & Topp, 2007). D?autres méthodes, indirectes, non destructives, mesurent une pro- priété physique ou chimique du sol qui dépend de la teneur en eau, comme la conductivité électrique, la constante diélectrique, la capacité calorifique ou la teneur en hydrogène (Reynolds & Topp, 2007). Récemment, le déve- loppement des méthodes électroma- gnétiques, basées sur les propriétés de permittivité électrique (constante diélectrique) de l?eau, permet une col- lecte des données en temps réel et une couverture spatiale variable. Ces méthodes sont variées : la réflectomé- trie temporelle, le radar à pénétration de sol et le radar à distance (télédétec- tion) impliquent d?utiliser le sol comme un milieu propagateur d?ondes électro- magnétiques, tandis que les méthodes de capacité et d?impédance utilisent le sol comme résistance ou condensa- teur dans un circuit (Reynolds & Topp, 2007; Topp etal., 2007). (3) Par rapport à la teneur en eau, il peut être plus intéressant de mesurer l?énergie potentielle (ou le potentiel) d?un sol, puisqu?elle donne des infor- mations directes quant aux forces agissant sur l?eau dans un sol et per- met d?expliquer ses déplacements, ceux-ci se faisant dans le sens des potentiels totaux décroissants (Calvet, 2013; Girard etal., 2011). L?énergie po- tentielle totale de l?eau d?un sol (poten- tiel hydrique, ?) est définie comme la quantité de travail requis pour trans- porter, de façon isotherme et réver- sible, une quantité infinitésimale d?eau d?un réservoir de référence (eau pure à pression et élévation spécifiées) au système de sol considéré (Brown et al., 2021; Reynolds & Topp, 2007). Il est la somme du potentiel gravita- tionnelle (?g), du potentiel hydros- tatique (?h), du potentiel osmotique (?o) et du potentiel matriciel (?m), ce dernier correspondant aux forces de capillarité et d?adsorption permettant la rétention de l?eau sur les particules solides du sol (Girard etal., 2011). Plus la teneur en eau d?un sol est faible, plus cette eau est fortement retenue par les particules solides, et plus son ?m est négatif et faible (Girard et al., 2011). Dans un sol saturé où ?h > 0 et où ?m = 0, on peut mesurer ? par un piézomètre (Livingston & Topp, 2007). Dans un sol non saturé où ?h = 0 et où ? résulte principalement de ?m et ?g, on peut utiliser soit un tensio- mètre quand -0.08 MPa ? ?m ? 0, soit un psychromètre par thermocouple quand ?m ? -0.1 MPa (Livingston & Topp, 2007). Alternativement, le bloc de résistance fournit un estimé du ?m dans les sols relativement secs carac- térisés par ?m ? -0.05 MPa (Livingston & Topp, 2007). Le potentiel osmotique peut être mesuré par la conductivité électrique corrigée pour la teneur en eau, ou par un psychromètre par ther- mocouple après avoir extrait l?eau des pores du sol (Reynolds & Topp, 2007). (4) Pour établir la capacité de stockage pour l?eau du sol, on peut estimer ce qu?on appelle la teneur en eau à la ca- pacité au champ (?CC), la teneur en eau 27 au point de flétrissement permanent (?FP) et le réservoir utilisable maximal (RUM) (Figure 2.4). ?CC correspond au volume d?eau retenue par capillarité et adsorption après ressuyage spontané lorsque l?eau gravitationnelle, non uti- lisable par les plantes et les microorga- nismes, a drainé (?CC correspond à l?eau des pores fins <~50µm; Duchaufour, 2001; Gregory, 2006; Moebius-Clune etal., 2016; Brown etal., 2021). ?FP cor- respond à l?eau liée qui n?est pas ab- sorbable par les racines, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores <0.2µm; Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). Le RUM, défini par la dif- férence entre ?CC et ?FP, correspond au réservoir d?eau disponible et absor- bable par les racines (Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). C?est pourquoi on estime le RUM dans un vo- lume de sol colonisé par les racines, ce qui implique de déterminer la profon- deur d?enracinement maximale (Baize & Jabiol, 2011). Le RUM est faible pour les sols sableux (caractérisés par des larges pores et moins de matière organique), et maximal pour les sols limoneux (Duchaufour, 2001; Moebius- Clune etal., 2016). Pour estimer ?CC et ?FP, on peut d?abord utiliser soit des moyennes établies par classes texturales, soit des équations mathématiques appelées « fonctions de pédotransfert » établies à partir de la composition granulométrique et de la teneur en matière organique (Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013). Ces moyennes et ces équations ne sont valables que pour la station où elles sont établies et ne sont pas gé- néralisables (Baize & Jabiol, 2011). Également, ?CC peut être estimée sur le terrain en mesurant l?humidité lors d?un prélèvement hivernal une dizaine d?heures après une pluie, ou en mesu- rant l?humidité pondérale sur plusieurs années à différentes profondeurs et en constatant que des valeurs se repro- duisent régulièrement (méthode des paliers) (Baize & Jabiol, 2011). La RUM est alors calculé comme étant la moitié ou le tiers de ?CC selon la texture du sol (Baize & Jabiol, 2011). Enfin, ?CC et ?FP peuvent être estimées au laboratoire, en mesurant la teneur en eau d?échan- tillons mouillés à saturation et soumis dans des chambres de pressions à une contrainte de 10 kPa et 1600 kPa, res- pectivement (Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune et al., 2016). (5) Finalement, on peut estimer le bilan hydrique, c?est-à-dire l?équilibre entre les flux d?entrée d?eau (précipi- tations, irrigation, montée capillaire, fluctuation de la nappe phréatique) et Ph as e so lid e Es pa ce d es p or es Co nt en u en e Teneur en eau à la capacité au champ (?CC) Teneur en eau au point de flétrissement permanent (?FP) Figure 2.4.Comportement hydrique du sol caractérisé par quatre niveaux d?hu- midité (modifié d?après Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016 et Brown etal., 2021) Le sol « idéal » est constitué, en volume, de 50% de phase solide (matières minérales et organiques), 25% de phase liquide (solution du sol) et 25% de phase gazeuse. La phase liquide et la phase gazeuse sont plus dynamiques que la phase solide. Ainsi, la phase liquide varie entre quatre niveaux d?humidité : la teneur en eau maximale, correspondant à la quantité d?eau maximale, quand elle occupe la totalité de l?espace des pores, le sol étant alors saturé en eau ou engorgé; la teneur en eau à la capacité au champ, correspondant à la quantité d?eau restant dans le sol quand l?eau libre de la macroporosité (pores >50?m) a drainé par force gravitationnelle; la teneur en eau au point de flétrissement permanent, correspondant à la quantité d?eau liée au sol, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores < 0.2?m); et la teneur en eau <1 % (en cas de sécheresse extrême). 28 les flux de sortie (évaporation, absorp- tion des racines, percolation profonde, ruissellement et autre flux latéral) (Duchaufour, 2001; Calvet, 2013; Brown etal., 2021). À ce titre, il peut être inté- ressant d?estimer le taux d?infiltration, c?est-à-dire la vitesse d?entrée d?eau dans les sols, et le taux de percolation, c?est-à-dire la vitesse de drainage et de redistribution d?eau dans les sols (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour mesurer le taux d?infiltration, une méthode simple est d?enfoncer légère- ment un anneau métallique dans le sol, de le remplir avec 2.5 à 15 cm d?eau et de mesurer le temps d?infiltration de l?eau dans le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021; USDA, 1999). Le taux de percolation est déterminé en creusant un trou, en le remplissant d?eau et en mesurant le temps de percolation de l?eau (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les taux d?infiltration et de percolation sont plus élevés dans les sols sableux que dans les sols argileux et loameux, et plus élevés dans les sols poreux que dans les sols compacts (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la percolation est liée à la direction et à la discontinuité des larges pores (Duchaufour, 2001). De plus, la perco- lation est distincte entre les horizons humifères de surface et les horizons minéraux sous-jacents (Duchaufour, 2001). Pour finir, on peut décrire la va- riation temporelle de la teneur en eau de la couche de surface du sol, afin de définir le régime hydrique du sol, sui- vant une classification comme celle de l?USDA (Calvet, 2013). 2.4. Propriétés chimiques Afin d?assurer la nutrition des plantes, il est essentiel d?évaluer la fertilité du sol (cf. 2.4.a), ainsi que son pH (cf. 2.4.b), celui-ci affectant la disponibilité des nutriments pour les plantes. De plus, l?urbanisation et les activi- tés urbaines modifient les propriétés chimiques des sols en apportant des éléments en excès (cf. 2.4.c) et des contaminants (cf. 2.4.d), qui peuvent impacter la santé des plantes et des humains. a. Nutriments et fertilité (6) La fertilité d?un sol correspond à sa capacité à fournir des nutriments (cf. Tableau 1.1) pour la croissance des plantes (Whalen et al., 2021). Ces nutriments peuvent se trouver dans les sols soit sous formes de cations ou d?anions assimilables (immédiatement disponibles pour les plantes), solubles ou échangeables, soit sous formes de réserves organiques ou minérales, stables ou mobilisables (c?est-à-dire pouvant se transformer rapidement en formes assimilables) (Duchaufour, 2001). Les nutriments alternent entre ces différentes formes par différents processus physico-chimiques et bio- logiques (Figure 2.5). Jouant un rôle essentiel dans ces changements de formes, les particules fines (< 2 µm) organiques et minérales de la phase solide du sol constituent ce qu?on appelle les colloïdes du sol ou com- plexe organo-minéral (Duchaufour, 2001; Kumaragamage et al., 2021). Caractérisés par leur grande surface spécifique (surface par unité de masse) et leurs charges électriques, les col- loïdes ont une large surface de contact avec la solution du sol et peuvent faci- lement adsorber les formes ioniques des nutriments (Kumaragamage et al., 2021). Ils influencent ainsi les échanges entre les ions échangeables qu?ils ont adsorbés et les ions solubles de la solution du sol, et régissent la fer- tilité du sol (Duchaufour, 2001). Les surfaces des colloïdes minéraux et organiques étant généralement de charges négatives, ils repoussent les anions (lixiviation), alors qu?ils retiennent les cations. La quantité de cations qu?ils peuvent adsorber de manière échangeable correspond à la capacité d?échange cationique (CEC, en cmol(+).kg-1). À côté, les colloïdes minéraux à charges posi- tives (par ex., oxy-hydroxydes aux pH faibles) retiennent, de la même façon, les anions (PO43-, SO42-), générant la capacité d?échange d?anions, moins élevée que la CEC (Duchaufour, 2001; Kumaragamage etal., 2021). La fertilité inhérente du sol dépend ainsi de quatre facteurs principaux : le matériel parental (source de miné- raux), la végétation (source de com- posés organiques), les microorga- nismes (minéralisation de la matière organique, fixation d?N atmosphérique, association mycorhizienne, utilisation des exsudats racinaires) et les condi- tions climatiques et pédologiques (influence de la température, de l?hu- midité, de l?oxygénation et du pH sur ces processus) (Berg & McClaugherty, 2020; Gregory, 2006; Schulze et al., 2019; Whalen et al., 2021). Plus spé- cifiquement, la disponibilité des élé- ments pour les plantes dépend, outre de la forme, de la nature et de la teneur de l?élément dans les sols, du pH, de la concentration en oxygène, et de la synergie ou l?antagonisme entre les éléments (Kumaragamage etal., 2021; Rietra etal., 2017; Whalen etal., 2021). Les sols urbains présentant une forte hétérogénéité spatiale et tempo- relle, en particulier due à la parcelli- sation, les nutriments peuvent être en quantité déficiente, suffisante ou excessive selon le nutriment et la plante considérés. De nombreuses interventions humaines en milieu urbain modifient les cycles des nutri- ments et engendrent des déficiences en nutriments : imperméabilisation du sol (béton, asphalte, gravier) 29 empêchant l?intégration des litières et des dépôts atmosphériques; mise en place de conditions peu propices à la productivité des plantes (par ex., volume d?enracinement restreint); création de sols sans matériel parental qui aurait libéré des nutriments par altération; utilisation de gravats de construction créant un déséquilibre ionique lorsqu?ils s?altèrent; compaction restreignant les flux vertical et latéral d?eau et le mouvement concomitant des nutriments; ramassage des litières de feuilles réduisant la quantité de matière organique; et réduction de matière organique restreignant la quantité et l?activité des microorganismes du sol (Craul, 1985, 1991; Craul & Craul, 2006). À l?opposé, les excès de nutriments résultent des sous-produits de la décomposition ou de l?altération de contaminants anthropiques, de dépôts atmosphériques et de nourriture (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015; Zhu et al., 2018). La quantité excessive des micronutriments peut entraîner la toxicité, ce qui sera discuté dans le paragraphe sur la toxicité (cf. 2.4.d). La toxicité est néanmoins peu commune pour les macronutriments comme N, P, K, Ca, Mg et S (transport actif ré- gulé) (Whalen et al., 2021). Les excès SOL Prélèvements (flux d?eau ou diffusion) ENTRÉES Fertilisation, irrigation, dépôts atmosphériques, précipitations. SORTIES Lixiviation, ruissellement, érosion. Nutriments échangeables Figure 2.5.Formes des nutriments et processus physico-chimiques et biologiques gouvernant les changements de formes dans les sols (modifié d?après Pallardy, 2008; Kumaragamage etal., 2021 et Whalen etal., 2021). Dans les sols, les formes assimilables solubles sont en équilibre avec les formes assimilables échangeables par des processus de désorption et d?adsorption. Les formes assimilables sont générées à partir des réserves du sol par altération physico-chimique des roches, par dissolu- tion des minéraux secondaires, et par décomposition (fragmentation, dépolymérisation, minéralisation, solubilisation) de la matière orga- nique issue des plantes, des organismes fixateurs d?N atmosphérique et des autres organismes vivants. Les formes assimilables proviennent aussi directement des plantes et de l?atmosphère (par excrétion des exsudats racinaires et par infiltration des précipitations qui ont entraîné avec elles des nutriments du feuillage), ainsi que des apports de fertilisants et d?eau d?irrigation. À l?inverse, les formes assimilables peuvent précipiter sous forme de minéraux secondaires, sortir de la zone d?enracinement par lixiviation (notamment les ions négatifs), ruissellement ou érosion, être immobilisées par les microorganismes ou être absorbées par les racines des plantes. 30 de ceux-ci seront considérés dans le paragraphe sur la salinité et sodicité (cf.2.4.c). Pour détecter les carences en nutriments, on peut d?abord effectuer une évaluation visuelle des plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les plantes avec des déficiences ou des débalancements montrent des symptômes comme la chlorose (jaunissement des feuilles), un feuillage pauvre en couleur, peu dense ou en dépérissement, une faible densité de fleurs ou d?inflorescence, un avortement des graines, un retard de croissance, ou une faible résistance des tiges aux intempéries (Craul, 1982; Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen etal., 2021). Plus spécifiquement, les symptômes détectés sur les feuilles plus âgées ou inférieures indiquent plutôt un problème des nutri- ments mobiles (facilement transloqués) comme N, P, K, Ni, Mg ou Cl, tandis que les symptômes sur les feuilles plus jeunes sont plutôt associés aux nutriments im- mobiles, comme Ca, S, Fe, Mn, Zn, B ou Cu (Scharenbroch & Smiley, 2021). Afin de confirmer les déficiences en nutriments, on peut collecter et analyser au laboratoire des échan- tillons des plantes (entières ou tis- sus spécifiques) ou des sols. À ce propos, il peut être utile de compa- rer des échantillons associés à des plantes présentant des symptômes à d?autres associés à des plantes sans symptômes (Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen et al., 2021). Quant à l?interprétation des analyses et des recommandations, il faut considérer les besoins spécifiques en nutriments des espèces (Scharenbroch & Smiley, 2021). Utilisé pour les sols agricoles, le test de fertilité des sols est une méthode permettant de déterminer si un sol contient suffisamment de nutriments pour rencontrer les besoins d?une plante annuelle durant sa vie (une saison de croissance), ou d?une plante pérenne pour son établissement et sa production (plusieurs saisons de croissance). Il permet ainsi d?éva- luer la nécessité d?approvisionner un sol en nutriments (Whalen et al., 2021). Pour ce faire, on analyse les différentes formes des nutriments, assimilables ou non, les conditions environnementales influençant ces processus, et les besoins des plantes (Whalen etal., 2021). (6) Évaluer la qualité du sol :les teneurs en nutriments , par évaluation visuelle des plantes (d?après les descriptions de Barker & Pilbeam, 2006; et Craul, 1982) et par analyse chimique des sols (d?après les données de Amacher etal., 2007; Damas & Coulon, 2016; Horneck etal., 2011; et Li etal., 2013). Pour chaque nutriment, on peut observer les symptômes de déficiences chez les plantes ou estimer des indicateurs de la teneur en nutriments dans les sols. On peut aussi noter qu?une capacité d?échange cationique est optimale quand >40 méq.100g-1, et trop faible quand <12 méq.100g-1 (Damas & Coulon, 2016). Nutriment Symptômes de déficience chez les plantes Indicateur du sol (mg.g-1) Valeurs optimales Conditions limitantes N Plante et feuillage rabougris, feuillage vert clair ou jaune pâle uniforme. Ntotal 10-20 <2 Nassimilable 0.05-0.1 P Plante rabougrie, feuilles pouvant virer au gris ou bleuâtre (par ex., Picea sp., Larix sp.), au violet ou rouge (par ex., Pinus sp.), ou au vert foncé ou rougeâtre (par ex., Quercus sp.). Passimilable [Bray I, sols acides] 0.04-0.1 >0.1 ou <0.02 Passimilable [Olsen, sols alcalins] 0.025-0.05 >0.05 ou <0.01 Kassimilable 0.25-0.8 <0.15 ou >0.8 Mg Chlorose des feuilles plus âgées, d?apparence marbrée ou à chevrons, voire nécrose (des pointes d?aiguilles chez les conifères) ou chute du feuillage. Mgassimilable >0.3 <0.06 Ca Déficience en Ca rare. Parties supérieures de la pousse jaune-vert, et parties supérieures vert foncé. Caassimilable >1 <0.1 Sassimilable [Sulfate] >0.02 <0.002 (7) Le pH du sol correspond à l?activité des protons H+ dans le sol (pH=-log[H+]) et indique si celui-ci est neutre (pH=7), acide (pH<7) ou alcalin (pH>7) (Kumaragamage etal., 2021). Les ions H+ en solution étant en équilibre avec ceux du complexe organo-minéral, on distingue le pH actuel mesuré sur les ions H+ libres en solution (« acidité ac- tive ») du pH potentiel qui tient compte des ions H+ échangeables présents sur le complexe organo-minéral (« aci- dité de réserve »; Girard et al., 2011; Kumaragamage et al., 2021). Les H+ échangeables peuvent donc participer à maintenir le pH de la solution du sol (tampon produit par le complexe orga- no-minéral) en cas d?ajout de compo- sés acides ou basiques (par ex., fertili- sant). Ainsi, l?équilibre entre H+ libres et H+ échangeables résulte des carac- téristiques du complexe organo-miné- ral et donc du sol (Girard etal., 2011). Facteurs affectant le pH Les sols urbains sont souvent faible- ment à fortement alcalins, à cause des déchets de construction, tels que le bé- ton et le ciment, et de l?eau d?irrigation alcaline (Scharenbroch & Smiley, 2021; Yang & Zhang, 2015). Plus générale- ment, le pH du sol dépend de la ma- tière organique, du matériel parental et des dépôts atmosphériques. Les sols dérivés de granite sont acides, tandis que les sols dérivés de carbo- nates de Ca ou Mg (comme le calcaire ou la dolomie) ou les sols riches en Na sont alcalins (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage et al., 2021). Les dépôts atmosphériques humides (pluie, neige, brouillard) ou secs (par- ticules organiques et inorganiques) peuvent aussi être à l?origine de subs- tances chimiques acidifiantes, par ex., le CO2 (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Ainsi, les sites ayant de faibles préci- pitations sont plutôt alcalins, tandis que les sites ayant des fortes pluies (dont le pH est environ 5.6) entraî- nant une lixiviation élevée sont plutôt acides (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage etal., 2021). De plus, la minéralisation de l?azote organique, la lixiviation (des cations basiques et des nitrates), l?absorption des nutriments par les racines, ou les réactions d?oxydo-réduction (du fer, du manganèse ou du soufre) sont des mécanismes physico-chimiques ou biologiques qui peuvent générer la production ou la consommation d?un ion H+ (Girard etal., 2011; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). En parti- culier, les cations Al3+ en solution dis- socie leur molécule d?eau d?hydrata- tion, ce qui produit des ions H+ (Calvet, 2013). L?application d?engrais tels que l?urée et l?ammoniaque anhydre peut aussi acidifier les sols (Kumaragamage et al., 2021). Enfin, le pH fluctue avec les variations saisonnières intra-an- nuelles (variations de l?activité bio- logique, de la teneur en eau, etc.), et Sols minéraux Sols organiques 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 4.54.0 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 Azote Phosphore Potassium Soufre Calcium Magnésium Fer Manganèse Bore Zinc Cuivre Molybdène Figure 2.6. Disponibilité des nutriments dans les sols minéraux et organiques influencés par le pH du sol (d?après Kumaragamage etal., 2021). La plupart des éléments ont une solubilité plus importante aux pH neutres. D?autres sont plus solubles aux pH acides, comme Al, Mn, Fe, Cu, Ni et Zn (la plupart des éléments traces métalliques), dont certains sont potentiellement toxiques pour les plantes et dont certains peuvent réagir avec d?autres nutriments (Ca, Mo) et les rendre indisponibles. D?autres encore sont plus solubles aux pH alcalins, comme As, Mo, Se et Ca, qui peut réagir et rendre indisponibles d?autres nutriments (par ex., le phosphate) (Gregory, 2006; Girard etal., 2011; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). (7) Évaluer la qualité du sol :le pH (d?après les données de Damas & Coulon, 2016 et Scharenbroch & Smiley, 2021) Les pH trop acides ou trop alcalins peuvent avoir des effets indésirables sur la qualité du sol et sur la croissance des plantes. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes pH 6.5-7.5 <5 ou >8.5 32 plus lentement avec l?évolution de la couverture pédologique (processus d?altérations sur des centaines, voire des milliers d?années). Les effets de ces différents facteurs dépendent du pouvoir tampon du sol, c?est-à-dire de sa capacité à neutraliser les apports acidifiants (Girard etal., 2011). Conséquences du pH sur les sols Le pH a de nombreuses incidences directes et indirectes sur les pro- priétés du sol (Girard etal., 2011). En établissant des liaisons covalentes avec les minéraux argileux et surtout la matière organique (à la différence des autres cations), les ions H+ dimi- nuent les charges négatives à l?ori- gine de la CEC (Girard et al., 2011). C?est pourquoi une diminution de pH (acidification) affecte négativement la capacité d?échange cationique (CEC) effective (c?est-à-dire la CEC au pH du sol), ainsi que le taux de saturation (c?est-à-dire la proportion de la CEC occupée par les minéraux Ca2+, Mg2+, K+ et Na+), et la capacité à attirer les molécules d?eau (Girard et al., 2011). Le pH modifie aussi l?équilibre entre les formes solubles (qui sont assi- milables) et insolubles (Figure 2.6). De plus, le pH influence les méca- nismes d?absorption des racines et la solidité de la structure du sol (Girard et al., 2011). Le pH joue ainsi un rôle essentiel à l?égard de la nutrition des plantes (Duchaufour, 2001). Évaluation sur le terrain Préalablement au laboratoire, le pH peut être mesuré selon plusieurs mé- thodes, d?où l?importance de préciser la méthode utilisée et de corréler les mesures issues des différentes mé- thodes (FAO, 2006). Sur le terrain, le pH peut être estimé avec soit du papier indicateur de pH, soit du liquide indi- cateur de pH (e.g., Hellige-Truog), ou soit un pH-mètre à électrodes en verre portable (FAO, 2006; Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer si un sol est calcaire, et donc alcalin et hau- tement résistant au changement de pH (pouvoir tampon), on peut appli- quer quelques gouttes d?un acide doux (comme le vinaigre de nettoyage), et voir si cela provoque un pétillement (effervescence, en cas de sol calcaire; Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, notons que certains symptômes des plantes expriment leur sensibilité aux limitations de nutriments et peuvent refléter le pH du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire La mesure du pH à l?aide d?un pH- mètre à électrodes se fait sur un mé- lange du sol dans une matrice aqueuse (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). Comme matrice aqueuse, le pH peut être mesuré dans l?eau : ce pH correspond à celui de la solution du sol. Pour ce faire, il faut veiller à garder un ratio sol/ solution faible (par ex., 1/ 1) afin de limiter les effets du degré de dilution sur le pH (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). On peut aussi mesurer le pH dans une solu- tion saline de CaCl2 ou KCl, ce qui va prendre en compte des ions H+ échan- geables, et donc diminuer le pH d?envi- ron 0.5 (Duchaufour, 2001; FAO, 2006; Hendershot et al., 2007). D?après Hendershot et al. (2007), une mesure dans CaCl2 0.01M est moins dépen- dante de la fertilisation du sol, du de- gré de dilution, de la concentration en sels, et du séchage et stockage du sol qu?une mesure dans l?eau. c. Salinité et sodicité La salinité du sol correspond à la concentration en sels minéraux dis- sous dans la solution du sol, incluant les cations Na+, Ca2+, Mg2+ et K+, et les anions Cl-, SO42-, HCO3 -, CO3 2- et NO3 - (Kumaragamage etal., 2021). La sodi- cité, reliée à la salinité, réfère spécifi- quement à la concentration de Na+ par rapport à celles de Ca2+ et Mg2+ dans la solution de sol (Kumaragamage etal., 2021). On parle de sol salin lorsqu?il y a salinisation, c?est-à-dire accumulation des sels dans le sol, et de sol sodique lorsqu?il y a concentration excessive en Na+ (Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage etal., 2021). Causes L?accumulation de sels dans les sols a plusieurs causes, naturelles ou anthro- piques (Figure 2.7; Kumaragamage etal., 2021). D?abord, elle peut provenir de l?altération de la roche sous-jacente (Calvet, 2013). Elle peut aussi provenir de déposition atmosphérique et d?ap- port d?eaux chargées en sels minéraux, telles que l?eau marine dans les zones côtières (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Par ex., dans les prairies et les plaines boréales canadiennes, les sels sont principalement des sulfates de calcium et de magnésium (sels de gypse et d?Epsom) dérivés de l?évaporation des eaux souterraines salines rejetées par le substrat rocheux sous le till glaciaire (Kumaragamage etal., 2021). Enfin, l?ac- cumulation de sels peut être issue d?eaux saumâtres utilisées pour irriguer, de sels de déglaçage, ou de fertilisants synthé- tiques et organiques d?origine agro-in- dustrielle (fumier, compost, biosolides, etc.) (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Conséquences Les concentrations élevées en sels peuvent provoquer la formation de minéraux résultant de l?évaporation de l?eau et de la cristallisation des sels dissous, ce qui peut faire appa- raître une croûte blanche en sur- face du sol (Figure 2.7; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Au niveau de la structure du sol, les concentra- tions élevées en sels promeuvent la floculation (l?agrégation) des colloïdes du sol. Au contraire, les concentrations élevées en Na+ dans les sols sodiques neutralisent les forces électrosta- tiques et génèrent le gonflement et la dispersion des colloïdes ou des argiles, d?autant plus si les ions monovalents du complexe organo-minéral sont hy- dratés; et le pH élevé disperse égale- ment la matière organique du sol (par ex., les Black Solonetz; Kumaragamage 33 etal., 2021). En conséquence, les par- ticules de sol dispersées bloquent les pores, réduisent la perméabilité et l?infiltration et augmentent l?érosion, ce qui conduit, pendant les événe- ments d?irrigation, de pluie et de fonte des neiges, à des conditions de satu- ration et d?anaérobie en surface du sol (Kumaragamage etal., 2021). Au niveau des plantes, les concentra- tions élevées en sels, en plus des effets indirects via la structure du sol, peuvent réduire directement leur croissance par des effets phytotoxiques : (1) inca- pacité des racines à absorber l?eau par des mécanismes osmotiques à cause de l?abaissement du potentiel osmotique de la solution du sol par les sels (et ce, même si la teneur en eau est suffisante, on parle alors de sécheresse physiolo- gique); (2) inhibition de la croissance par la pression osmotique intracel- lulaire élevée suite à l?absorption de sels; et (3) toxicité propre à certains éléments chimiques en quantité exces- sive (chlorure issu du NaCl) (Calvet, 2013; Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage et al., 2021). L?effet osmotique des sels rendent aussi les microorganismes du sol incapables d?obtenir de l?eau (Kumaragamage et al., 2021). La salinisation amène ainsi à la dégradation des terres, à la désertification des écosystèmes secs, et à la réduction des terres cultivées (Kumaragamage etal., 2021). Les concentrations élevées en sels et en sodium sont un problème com- mun pour les arbres en milieu urbain (Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces problèmes sont particulièrement pré- sents dans les zones côtières, dans les zones à faibles drainages, dans les climats froids (à cause des sels de déglaçage) et dans les zones à climats arides et chauds (à cause de la faible lixiviation, de la remontée d?eau et de sels par capillarité, de la forte évapo- ration et de l?irrigation par des eaux salées) (Calvet, 2013; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation sur le terrain Pour évaluer la concentration en sels dans les sols, plusieurs observations peuvent être effectuées sur le terrain au niveau du sol (croûtes de sel à la sur- face du sol, perte d?agrégation du sol, réduction de l?infiltration d?eau menant à la formation de mares à la surface) ou au niveau des plantes, les symptômes ressemblant à ceux du stress hydrique (flétrissement, brunissement, nécrose des feuilles et des racines, chute des feuilles, retard de croissance, balai de sorcière) (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire Pour obtenir plus de précision, au la- boratoire, la méthode la plus simple, rapide, fiable et peu coûteuse consiste à mesurer la conductivité électrique, proportionnelle à la concentration en sels, sur un extrait de pâte satu- rée (extrait de la phase liquide d?une pâte faite en mélangeant le matériau terreux avec de l?eau à saturation), avec un conductimètre électrique (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour le sodium qui est particulièrement problématique, on peut réaliser une analyse spécifique des sels en labo- ratoire, et déterminer des indices comme le rapport de sodium adsorbé (sodium adsorption ratio, SAR) ou le pourcentage de sodium échangeable (exchangeable sodium percentage, ESP) (Scharenbroch & Smiley, 2021). Comme le complexe organo-minéral est saturé par des cations alcalino-ter- reux, principalement des cations Ca2+, l?indice SAR rapporte souvent la pro- portion de Na+ à celle du Ca2+ : SAR = [Na+]s / [Ca2+]s 1/2 CAUSES CONSÉQUENCES Anions HCO3 Sels de déglaçage, eaux d'irrigation, fertilisants Apport Précipitation Cristallisation Flucolation Dispersion Sécheresse physiologique Toxicité Figure 2.7.Causes et conséquences des concentrations élevées en sels dans les sols (modifié d?après Calvet, 2013). Pourcentage de sodium échangeable (ESP, %) Rapport de sodium absorbé (SAR) Co nd uc tiv ité é le ct riq ue (E C dS .m 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Sol salin pH < 8.5 Sol salin - sodique Sol normal pH > 8.5 Figure 2.8. Classification des sols affectés par les sels (d?après Kumaragamage etal., 2021). Les sols salins ont des concentrations en sels élevées (EC > 4 dS.m-1) mais de faibles concentrations en Na+ (SAR < 13; ESP < 15%), et ont un pH < 8.5. Les sols sodiques ont de faibles concentrations en sels (EC <4 dS.m-1) mais des concentrations élevées en Na+ (SAR > 13; ESP > 15%), et ont un pH >8.5 à cause de l?hydrolyse de Na2CO3. Les sols salins - sodiques ont des concentrations élevées en sels (EC > 4 dS.m-1) et en Na+ (SAR >13; ESP >15%). 34 Ou parfois, l?indice SAR est rapporté à la moyenne entre Ca2+ et Mg2+ : SAR = [Na+]s / (0.5 x ([Ca2+]s + [Mg2+]s))1/2 Où [Na+]s, [Ca2+]s et [Mg2+]s sont res- pectivement les concentrations en Na+, Ca2+ et Mg2+ solubles dans la phase li- quide du sol (extrait de pâte saturée). L?indice ESP correspond à : ESP (%) = [Na+]e x 100/ CEC Où [Na+]e est la concentration en Na+ échangeable, et CEC est la capacité d?échange cationique (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Ainsi, on distingue différents types de sols (voir Figure 2.8). d. Toxicité des contaminants chimiques On parle de contamination chimique lorsqu?un élément ou un composé se trouve à des concentrations supé- rieures à celles présentes naturelle- ment. Cela résulte généralement d?un apport anthropique qui s?est rajouté à l?apport naturel (Calvet, 2013). Dans les sols, ces contaminants chimiques, au-delà d?un certain seuil, peuvent engendrer des effets toxiques (c?est-à- dire la morbidité ou la mortalité) sur les plantes, ainsi que sur toute la chaîne trophique alimentée par ces plantes et ces sols (Brusseau etal., 2019; Menefee & Hettiarachchi, 2018). Quant à la santé humaine, les effets des contami- nants des sols peuvent être directs, via leur ingestion (généralement involon- taire), leur inhalation ou leur contact (Abrahams, 2002; Oliver, 1997). Les contaminants des sols ont aussi des effets indirects en impactant la qua- lité d?air, d?eau et de plantes qui seront inhalés ou ingérés (Abrahams, 2002). Les effets des contaminants chimiques sont d?autant plus toxiques qu?ils sont persistants et bioaccumulables dans l?environnement (Steffan et al., 2018). Les milieux urbains, en concentrant les zones résidentielles, les activités industrielles et commerciales et la circulation automobile, sont des hauts lieux de contaminations chimiques. Parmi les contaminants chimiques, on trouve des éléments inorganiques, des éléments radioactifs et des composés organiques (Brusseau etal., 2019). Éléments inorganiques Les éléments inorganiques poten- tiellement toxiques incluent des élé- ments métalliques (Al, Cd, Cu, Pb, Hg, Cr, Ni et Zn) et des éléments non- métalliques (As, Se, B). Ce sont des éléments abondants (Fe, Al) ou des éléments traces (Cd, Cr, Zn, Pb, Hg, As, Se, B) (Abrahams, 2002; Ali etal., 2013; Duchaufour, 2001; Girard et al., 2011; Oliver, 1997; Yang et al., 2006). La plupart de ces éléments sont non essentiels (Al, Cd, Pb, Hg, As) et de- viennent toxiques au-delà d?un seuil de tolérance (Figure 2.9 A). Mais il y a aussi des micronutriments, essen- tiels (B, Cu, Zn, Mn, Fe), qui deviennent toxiques lorsqu?ils sont en quantité excessive (Figure 2.9 B). Par ex., les micronutriments B, Fe, Mn, Zn et Cu, peuvent endommager les cellules sen- sibles photosynthétiques des feuilles (Whalen et al., 2021). Les plantes ont des mécanismes de défense pour contrôler l?absorption, l?accumulation et la translocation des micronutri- ments et des éléments non essentiels. Ceux-ci, retenus dans les cellules des racines, sont détoxifiés par complexa- tion avec des acides aminés, des acides organiques ou des peptides de liaison, ou sont séquestrés dans des vacuoles, ce qui empêche leur translocation vers les tissus foliaires sensibles (Gregory, 2006; Whalen etal., 2021). Les éléments inorganiques potentielle- ment toxiques sont naturellement pré- sents dans les roches, et sont libérés par dissolution lors de leur altération. Ils peuvent donc se retrouver à faible concentration (qq mg.kg-1) dans les sols, ce qui correspond au fond pédo-géochi- mique (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Si leur concentration devient supérieure à celle du fond pédo-géochimique, cela indique soit une contamination du sol, soit la présence d?anomalies géochi- miques à proximité (gisements miniers) (Calvet, 2013). On peut calculer le facteur d?enrichissement, c?est-à-dire le rapport de la teneur d?un élément dans un hori- zon sur sa teneur dans la roche mère: un facteur d?enrichissement supérieur à 2 peut signifier un apport anthropique et donc une contamination (Calvet, 2013). En milieu urbain, ces éléments ont de nombreuses sources provenant du dé- veloppement humain actuel ou passé (Li et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Ces sources anthropiques incluent les déchets domestiques (ordures, B Micronutriments essentiels Optimal Toxicité Figure 2.9.Effets toxiques d?une teneur excessive: (A) en éléments non essentiels (par ex., Cd), et (B) en micronutriments, essentiels (par ex., Zn) (d?après Schulze etal., 2019) 35 résidus de combustion, peinture, engrais, boues d?épuration), les rési- dus industriels (exploitation minière, transformation, fabrication, centrales électriques, combustion du charbon et fumées), les activités agricoles (en- grais phosphatés sources de Cd, et produits phytosanitaires sources de Cu) et le transport (utilisation de com- bustibles fossiles, par ex., l?essence au Pb; abrasion des pneus contenant du Zn) (Calvet, 2013; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Par ex., les élé- ments de platine (Pt), de palladium (Pd) et de rhodium (Rh), utilisés dans les catalyseurs d?échappement des automobiles, se retrouvent dans les sols urbains proches des routes (Yang & Zhang, 2015). Éléments radioactifs Les éléments radioactifs (radionu- cléides), incluant notamment l?uranium (U), le radium (Ra), le plutonium (Pu) et le radon (Rn), sont des atomes qui, lors de leur désintégration spontanée en différents isotopes, émettent un rayonnement (Brusseau et al., 2019). Ce rayonnement peut endommager les tissus vivants et provoquer le dé- veloppement de cancers (Brusseau etal., 2019; Oliver, 1997; Steffan etal., 2018). Outre les sources naturelles des sols, des roches et des minéraux, les éléments radioactifs proviennent de l?extraction et du traitement des com- bustibles nucléaires, de la production d?énergie nucléaire, du développement d?armes militaires et d?activités biomé- dicales et industrielles (Brusseau etal., 2019). Composés organiques Les sols contiennent une grande diver- sité de composés organiques, d?ori- gine naturelle ou anthropique (Calvet, 2013). Certains peuvent être toxiques pour les plantes et la santé humaine : ce sont principalement les pesticides (par ex., chlorpyriphos-éthyl, glyphosate, DDT, atrazine), les hydrocarbures aro- matiques polycycliques, les biphényles polychlorés, les naphtalènes polychlo- rés, les dioxines, ainsi que les produits pharmaceutiques et vétérinaires (par ex., antibiotiques) (Brusseau et al., 2019; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Les hydrocarbures aromatiques polycycliques peuvent être dégra- dés par des bactéries (Menefee & Hettiarachchi, 2018). Mais cela est plus difficile pour les composés organiques de synthèse (xénobiotiques) formés par l?insertion d?un halogène (Cl, F, Br) ou d?un atome non métallique multiva- lent (S, N) sur une molécule naturelle (Steffan et al., 2018). Les microorga- nismes n?étant pas adaptés pour les métaboliser, ils sont très résistants à la décomposition et peuvent se bioac- cumuler tout au long de la chaîne tro- phique, d?où leur nom de polluants organiques persistants (Steffan et al., 2018). Les composés organiques toxiques sont très présents dans les zones ur- baines (Calvet, 2013; Li etal., 2018). Ils proviennent des activités agricoles et industrielles, des déchets pharmaceu- tiques et électroniques, des émissions de véhicules motorisés, de la créosote, de la combustion du charbon et de la biomasse, et des incinérations de déchets (Li et al., 2018; Steffan et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Certains hydrocarbures peuvent aussi être émis par des processus naturels, tels que des feux de forêts et des éruptions vol- caniques (Calvet, 2013). Analyses En raison des effets toxiques des conta- minants chimiques sur la santé humaine, la faune, la flore et les microorganismes, il est essentiel d?analyser les sols au la- boratoire pour déterminer leur teneur en contaminants (Menefee & Hettiarachchi, 2018; Yang & Zhang, 2015). Au préalable, il peut être utile d?étudier l?historique d?utilisation du site afin de cibler les contaminants potentiels à analyser. Au Québec, les valeurs de concentrations limites autorisées pour les contaminants sont présentées dans le guide d?inter- vention (https://www.environnement. gouv.qc.ca/sol/terrains/guide-inter- vention/index.htm) du Ministère de l?Environnement, de la Lutte contre les Changements Climatiques, de la Faune et des Parcs, en accord avec la Politique de protection des sols et de réhabilitation des terrains contaminés, avec le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains (Q-2, r. 37), et avec la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2). Ce guide visant essentiellement à préser- ver la santé humaine, il faut savoir que certains éléments comme Zn peuvent être toxiques pour les plantes à des niveaux inférieurs aux valeurs basées sur la santé humaine (Moebius-Clune etal., 2016). 2.5. Propriétés biologiques Les propriétés biologiques à analyser incluent les racines (cf. 2.5.a) et les organismes du sol (cf. 2.5.b). a. Racines (8) Le système racinaire des plantes, de par ses interactions mutuelles avec les propriétés physiques, chimiques et biologiques du sol, est un bon indi- cateur de la fertilité du sol et de la profondeur d?enracinement maximale (c?est-à-dire la profondeur limite ex- ploitable par les racines ou profon- deur utile) (Baize & Jabiol, 2011; Day et al., 2010; Gregory, 2006). En effet, la morphologie du système racinaire dépend des propriétés de la plante (espèce, stade de développement, physiologie) et des propriétés du sol, les racines préférant les transitions graduelles aux changements brusques et pénétrant les horizons peu com- pacts, non toxiques et non engorgés (Baize & Jabiol, 2011). En milieu urbain, la croissance du système racinaire est contrainte par la compaction, la conta- mination, l?élévation du pH, les maté- riaux anthropiques, le scellement et d?autres infrastructures urbaines, ainsi que par le climat relativement sec et chaud (Day etal., 2010; Scharenbroch & Smiley, 2021). L?architecture raci- naire y est moulée dans des formes complexes par la présence de murs, de pavages, d?obstructions souter- raines, de tranchées de services publics ou de fondations de bâtiments (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les systèmes racinaires poussent donc rarement dans un cercle parfait autour de l?arbre, et peuvent être situés dans des profondeurs ou des directions difficiles à prévoir (Scharenbroch & Smiley, 2021). L?étude du système racinaire peut s?effectuer, dépendamment du site d?intervention et des objectifs de l?échantillonnage, en creusant une fosse, en prélevant des carottes à la tarière (Figure 2.10.A) ou en exca- vant la totalité du système racinaire (Baize & Jabiol, 2011). Ensuite, il s?agit de décrire le système racinaire quan- titativement (abondance, diamètre, longueur, volume, masse) et qualita- tivement (profondeur, localisation, ra- mification, orientation, état sanitaire, forme, nature), pour aboutir éventuel- lement à une représentation spatiale (Baize & Jabiol, 2011). Afin d?estimer l?abondance et le diamètre des racines, on peut s?aider d?une grille constituée de fils de nylon croisés et appliquée à la surface de la fosse (Figure 2.10.B; FAO, 2006; Baize & Jabiol, 2011). Alternativement, plutôt que de décrire le système racinaire, on peut décrire les obstacles à son développement, (8) Évaluer la qualité du sol:la profondeur utile (d?après les données de Urban, 2008) Il est essentiel d?estimer la profondeur du sol (notamment dans le cas d?un espace vert à implanter dans le bâti, cf. 1.3.b) et de déterminer si elle sera suffisante pour permettre l?enracinement de la plante, cet enracinement étant très variable selon les espèces (Canadell etal., 1996) Indicateur Végétation Gamme idéale Conditions limitantes Profondeur utile, ayant des propriétés favorables à l?enracinement (horizons A-B) (encm) Herbacées >12 <6 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.9.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). <0.5mm; >5mm) (d?après FAO, 2006). B a 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.10.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). (B) Grille pour estimer l?abondance et la taille des racines (très fine, <0.5mm; fine, 0.5-2mm; moyenne, 2-5mm; ou grossière, >5mm) (d?après FAO, 2006). 37 incluant ceux de nature physique (roche sous-jacente massive, horizon compact, abondance de cailloux et de pierres, discontinuité lithologique, ca- vité, encroûtement calcaire induré, ho- rizon durci par un ciment ferrugineux), ceux de nature chimique (excès de CaCO3 actif, aluminium échangeable toxique) ou encore ceux de nature hy- drique (horizon engorgé, asphyxiant) (Baize & Jabiol, 2011). Ainsi, la profondeur d?enracinement maximale peut être estimée de deux manières. Soit à partir des données sur les racines, notamment quand le solum supporte une végétation; dans ce cas on estime la profondeur d?enracine- ment effective des plantes présentes, bien qu?elle puisse différer des espèces végétales cibles (Baize & Jabiol, 2011). Soit à partir des données sur les obs- tacles, notamment quand le solum ne supporte pas de végétation ou quand l?espèce ou le stade de développement souhaité n?est pas présent; dans ce cas on évalue la profondeur des obstacles éventuels à l?enracinement (Baize & Jabiol, 2011). b. Organismes du sol (9) Les organismes du sol, incluant les microorganismes et la faune du sol, jouent un rôle essentiel dans la dé- composition des litières, le recyclage des nutriments, l?incorporation dans le sol de la matière organique et le développement des agrégats et de la structure du sol (Harris, 1991). De plus, les microorganismes, en formant des interactions mutualistes avec les plantes, participent à leur nutrition (Balestrini etal., 2015). À côté des ef- fets bénéfiques, les sols sont l?habitat de plusieurs espèces de pathogènes (helminthes, protozoaires, cham- pignons, bactéries, virus et prions) dommageables à la santé humaine (Brevik, 2013; Li et al., 2018; Steffan et al., 2018). L?activité, la biomasse et la structure des communautés d?orga- nismes du sol dépendent de la tempé- rature, de l?humidité, de l?état d?oxygé- nation, du pH et de l?état nutritif du sol (Girard et al., 2011). En milieu urbain, les communautés du sol sont affectées par la contamination, la compaction, la réduction de matière organique, l?élé- vation du pH et l?altération du microcli- mat (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015). Microorganismes Les microorganismes, dominants en termes de biomasse, incluent principa- lement les bactéries et les champignons (Balestrini etal., 2015). Les bactéries, organismes procaryotes unicellulaires, s?adaptent rapidement aux nouveaux environnements (Basiliko etal., 2021). Ayant différentes stratégies métabo- liques (source d?ATP, d?électrons et de carbone), les bactéries peuvent être hétérotrophes ou autotrophes (par ex., cyanobactéries), avoir une respiration anaérobie (sans oxygène) ou aérobie (avec oxygène), être symbiotiques ou non (Basiliko et al., 2021). Par ex., les bactéries symbiotiques fixatrices d?N (principalement rhizobium avec les légumineuses, Frankia avec Alnus, Nostoc, Anabaena) s?associent avec les plantes dans les nodules racinaires et réduisent le N2 atmosphérique en NH3 (Prévost & Antoun, 2007). Les champignons sont des organismes eucaryotes, unicellulaires ou pluricel- lulaires, hétérotrophes, aérobies, sym- biotiques ou non (Basiliko etal., 2021). Parmi les symbioses, les champignons mycorhiziens s?associent spécifique- ment avec les racines des plantes de façon à augmenter l?apport en eau et en nutriments (Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). On distingue : ? les ectomycorhizes, qui entourent les couches externes des cellules des racines des plantes, et qui sont associées aux Basidiomycota et Ascomycota; ? les mycorhizes à arbuscules, qui s?étendent à travers les parois cel- lulaires du cortex racinaire, qui sont des symbiotes obligatoires (ne pouvant vivre sans leur plante hôte), et qui sont associées aux Glomeromycota; et ? les mycorhizes éricoïdes associées aux Ascomycota et aux plantes de la famille des Éricacées (Balestrini et al., 2015; Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). (9) Évaluer la qualité du sol:la respiration microbienne (d?après les données de Scharenbroch & Smiley, 2021) La respiration microbienne est un indicateur important de la qualité du sol. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes Respiration microbienne (mg CO2. kg-1.d-1) 100-300 <50 ou >500 38 Par rapport aux bactéries, les champi- gnons supportent les sols plus acides, de plus faibles disponibilités en eau, mais ne peuvent vivre sans oxygène (Basiliko etal., 2021). Faune Sur le terrain Pour évaluer l?activité globale des organismes du sol sur le terrain, on peut estimer la décomposition (perte de masse) d?échantillons de litières placés au sol dans des sacs de litières pendant différents intervalles de temps (Beyaert & Fox, 2007; Karberg et al., 2008). On peut également me- surer la respiration (libération de CO2) d?échantillons de sol à l?aide d?un kit de test, par ex., Solvita® ou Dräger® (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour les ectomycorhizes, on peut les ob- server en examinant les extrémités des racines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Mais les méthodes sur le ter- rain comportent certaines limites (voir Joergensen & Emmerling, 2006; Karberg etal., 2008). Au laboratoire Afin d?obtenir des informations pré- cises sur l?activité, la biomasse, la com- position et la structure des commu- nautés microbiennes, on peut effectuer des analyses en laboratoire, comme la respiration induite par des substrats, les analyses des esters méthyliques d?acides gras (FAME) et des acides gras phospholipidiques (PLFA), ou des ana- lyses métagénomiques (Bailey et al., 2007; Campbell etal., 2003; Dunfield, 2007; Thies, 2015). D?autres méthodes sont décrites par Carter et Gregorich (2007). 39 3.1. Principes Les sols étant considérés comme une ressource non renouvelable et étant irréversiblement dégradés par l?urba- nisation et les activités urbaines, leur protection est essentielle. Les inter- ventions sur les sols doivent donc se faire selon plusieurs principes de ges- tion (cf. 3.1.a) et suivant une approche de conservation (cf. 3.1.b). De plus, en milieu urbain, où une grande partie des espaces sont privés et appartiennent à de nombreux propriétaires, il est nécessaire d?établir un cadre institu- tionnel favorisant les bonnes pratiques (cf. 3.1.c). a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps Gérer adéquatement les sols consiste à concilier les différents usages des espaces, et à mettre en adéquation les pratiques avec les objectifs d?aména- gement, les contraintes et les besoins de la ville, tout en minimisant les res- sources humaines (interventions), matérielles (intrants) et financières nécessaires, ainsi que les impacts sur l?environnement. Le premier principe consiste à inscrire la conception d?un espace vert et de son sol dans une vision d?aménagement urbain globale, qui définit à l?échelle de la ville les objectifs paysagers et l?en- semble des projets urbains. Avoir une vision globale permet d?harmoniser la gestion des espaces verts avec les autres interventions prévues sur l?es- pace public et de l?établir en cohérence avec la culture de la ville (histoire, tra- ditions, valeurs esthétiques), les réali- tés socio-économiques, les contraintes géographiques et climatiques et les enjeux écologiques. Au niveau écolo- gique, une vision à l?échelle de la ville permet d?assurer la préservation des sols, la connectivité du réseau des es- paces verts et l?approvisionnement en matériaux anthropiques et en eau. Le deuxième principe de cette gestion est de conserver les données de sols afin d?optimiser les nouvelles analyses à réaliser. Il s?agit de constituer une base de données et des archives sur les sols urbains et leur environnement. Celles-ci rassemblent les informations sur les aménagements urbains passés, les flux de matériaux anthropiques et les analyses de sols (propriétés, mor- phologie) déjà effectuées. Cela permet de ne faire de nouvelles analyses que lorsque c?est nécessaire, lorsque les données disponibles ne sont pas suffi- santes pour préparer les interventions. Le troisième principe est d?optimiser les flux de matériaux anthropiques. Cela consiste d?abord à vérifier avant les interventions la qualité du sol par des analyses et à n?apporter des maté- riaux allochtones que si ces analyses montrent des déficiences (Damas & Coulon, 2016). Quant aux interventions sur les sols, il s?agit d?utiliser préféren- tiellement des matériaux de proximité issus de la ville (excavation ou recy- clage de matériaux terreux urbains, va- lorisation des déchets, c?est-à-dire des matériaux technologiques ou holorga- niques), au détriment de matériaux ter- reux de terres agricoles ou de carrières transportées depuis les zones rurales environnantes (Damas & Coulon, 2016). Pour ce faire, il est nécessaire de gérer à l?échelle de la ville, voire de la région, les flux de matériaux anthropiques. Le quatrième principe est de préserver les sols fonctionnels (notamment les sols naturels, préservés des effets de l?urba- nisation), ce qui peut être appréhendé à deux échelles. À l?échelle régionale, il s?agit de préserver les sols des zones rurales en limitant l?expansion urbaine et en limitant le prélèvement de matériaux de terres agricoles et de carrières (selon le troisième principe énoncé précédem- ment) (Laroche etal., 2006). À l?échelle urbaine et péri-urbaine, il s?agit de pré- server les sols urbains en adoptant une approche de conservation et en mettant en place des mesures de protection lors des travaux de construction (cf. 3.1.b pour la méthodologie). Le cinquième principe est de sélec- tionner le type d?espace vert et la vé- gétation en fonction du site d?implan- tation, ce qui permettra de minimiser les interventions dans le temps (Urban, 2008). La gestion dans le temps cor- respond à la planification, aux opéra- tions de mise en place et de mainte- nance, et aux prévisions d?évolution. Bien que la gestion doive minimiser les interventions, celles-ci seront quand même nécessaires pour assurer la sé- curité des habitants et pour entretenir les plantations notamment dans les climats extrêmes. Les outils de modé- lisation aident à prévoir la dynamique des espaces verts, notamment des arbres, et à céduler les interventions dans le temps. b. Conserver La conservation des sols peut se faire simultanément et selon les mêmes principes que la conservation des écosystèmes. L?approche consiste généralement à établir des objec- tifs de conservation, puis à délimiter spatialement les sols en utilisant des modèles spatiaux et des outils d?aide à la décision, et enfin à mettre en place des actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Nous décrivons ici ces trois principales étapes. 40 La première étape consiste à déter- miner les objectifs, les cibles et les critères de conservation. Plus précisé- ment, il s?agit de : ? Identifier les objectifs et les cibles de conservation, tels que des ser- vices écosystémiques (par ex., ges- tion passive des eaux pluviales), des fonctions (par ex., dévelop- pement de la végétation), des propriétés (par ex., porosité) ou d?autres caractéristiques (par ex., groupe taxonomique) que l?on veut conserver. On peut aussi établir des cibles d?éléments spéciaux, c?est-à- dire des sols ou des espèces rares et uniques, et des cibles de repré- sentation, c?est-à-dire un gradient écologique de sols (Hess et al., 2014). ? Traduire ces cibles en indicateurs adaptés, basés sur des études précédentes (Cimon-Morin et al., 2013). Comme exemple d?indica- teur, on peut citer le RUM (cf. 2.3.e), qui est lié à de nombreuses pro- priétés du sol (texture, éléments grossiers, densité apparente, pro- fondeur d?enracinement maxi- male) (Laroche et al., 2006). Un autre exemple est la polyvalence d?usage, un indicateur synthétique combinant 5 fonctions remplies par les sols (eau, nutriments, biodiver- sité, filtre, support); plus cet indica- teur est élevé, plus les possibilités d?usages des sols (agriculture, ur- banisation résidentielle, etc.) sont grandes (Damas & Coulon, 2016). Une évaluation économique des services écosystémiques (analyse coûts-bénéfices) est aussi possible (Cimon-Morin etal., 2013). ? Caractériser qualitativement ou quantitativement les indicateurs sélectionnés en utilisant les don- nées disponibles et en planifiant éventuellement de nouvelles ana- lyses (cf. chapitre 2). La deuxième étape consiste à car- tographier, élaborer un outil d?aide à la décision et déterminer les zones à conserver. Plus précisément, il s?agit de : ? Cartographier les sols en représen- tant spatialement par un zonage leurs typologies définies par les indicateurs sélectionnés (Damas & Coulon, 2016). En utilisant un sys- tème d?information géographique, on peut rapprocher ces typologies avec les données d?occupation et d?utilisation des sols (Damas & Coulon, 2016; Laroche etal., 2006). ? Développer un outil d?aide à la dé- cision, qui va permettre de déter- miner spatialement la quantité, le type et l?emplacement des trai- tements de conservation, à partir de multiples modèles spatiaux et de seuils spécifiques aux actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Cet outil spatial d?aide à la décision permet d?orienter les déci- sions et d?augmenter l?efficacité de la conservation, en se basant sur des données scientifiques, sur des étendues spatiales qui dépassent les connaissances des experts lo- caux (Niemuth etal., 2021). ? À partir de cet outil d?aide à la décision, sélectionner des zones à conserver et des actions de conser- vation en accord avec les objec- tifs définis initialement (Damas & Coulon, 2016). La sélection des zones devrait se baser sur le paradigme « noeud, tampon, corridor », bien que cela soit complexe en milieu urbain (Hess et al., 2014). Ce paradigme consiste à conserver un réseau de sols formé par des noeuds (réserves centrales avec peu ou pas d?alté- ration et d?activité humaine), des zones tampon autour de ces noeuds (ayant des niveaux d?altération et d?activité humaine modérés) et des corridors d?habitat tamponné pour relier ces noeuds entre eux (Hess etal., 2014). Cette sélection devrait aussi reposer sur les principes de complémentarité, complétude, na- turalité, rareté, représentation et taille (Hess etal., 2014). Pour définir les zones à conserver, on peut citer l?approche de planifi- cation systématique de la conser- vation, qui répond aux principes précédemment cités et qui « vise à optimiser les réseaux de conser- vation par l?identification itérative du plus petit ensemble d?unités territoriales (en termes de nombre ou de superficie) nécessaires pour atteindre les objectifs de conserva- tion » (Cimon-Morin etal., 2013). La troisième étape consiste à mettre en place des mesures de conservation des sols à long terme. Différentes me- sures sont possibles : ? Implanter ou maintenir les espaces verts sur les zones sélectionnées. ? Favoriser la résilience des sols, c?est-à-dire leur capacité intrin- sèque à retrouver leur intégrité fonctionnelle et structurelle initiale après perturbations (Blanco & Lal, 2008). Pour ce faire, il faut main- tenir la structure et la teneur en matière organique des sols, et donc limiter l?érosion, la désertification et la déforestation, et pour cela favoriser une couverture végétale dense (Blanco & Lal, 2008; Osman, 2014). ? Mettre en place des mesures de protection pour empêcher la compaction et la contamination chimique, notamment lors d?inter- ventions ou de travaux: limiter la circulation des piétons (par des sentiers et des clôtures) et des véhicules d?autant plus quand le sol est humide, mettre des paillis et des amendements de matière or- ganique, réduire les manipulations (débroussaillage, nivellement), 41 éviter les sels de voirie, les déver- sements de carburant et les débris de construction (Scharenbroch & Smiley, 2021; Shober et al., 2018; Swann, 2016; Urban, 2008). ? Établir un statut juridique de pro- tection sur les zones à conserver, prohibant les usages qui peuvent altérer les sols. Y interdire les constructions et les passages de véhicules à long terme. ? Dans un cadre de gestion adapta- tive, surveiller et évaluer les résul- tats et ajuster les plans et la gestion (Hess etal., 2014). La planification systématique de la conservation précédemment citée a une poli- tique de gestion adaptative, avec rétroaction, révision et réitération du choix des zones de conserva- tions (Cimon-Morin etal., 2013). On peut noter que certaines mesures de la troisième étape peuvent être entreprises sur tous les sols destinés à supporter des espaces verts, indépen- damment d?un statut de protection, ce qui sera bénéfique, notamment lors de travaux de construction. La sélec- tion des zones à conserver sera plus limitée dans les cas où le territoire est déjà urbanisé et où les écosystèmes et les sols sont déjà altérés, que dans les territoires non urbanisés, en cours d?urbanisation. c. Réglementer, inciter, diffuser À côté des pratiques et des techniques, il faut établir un cadre institutionnel favorisant l?implantation de bonne gestion des espaces verts et des sols urbains, sur les zones publiques et pri- vées. On distingue les approches des- cendantes (provenant du gouverne- ment), et les approches ascendantes (provenant de la communauté). Parmi les approches descendantes : ? Les lois, les politiques, les règle- ments et les normes, imposés par les gouvernements. On peut citer au Québec la Loi sur le bâtiment (cha- pitre B-1.1), la Loi sur la voirie (cha- pitre V-9), le Code civil du Québec, la Loi sur les cités et villes (chapitre C-19), le code de construction (cha- pitre B-1.1., r.2), la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2), le Règlement sur l?enfouissement des sols contaminés, le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains, le Règlement sur le stockage et les centres de transfert de sols contaminés. On peut noter que l?encadrement législatif des toits verts au Québec est absent, même s?il y a des normes de sécu- rité et d?étanchéité des toits. ? La législation municipale permet- tant de contrôler le développement de la ville. Elle prend la forme de plans directeurs (fournissent un cadre d?aménagement et de déve- loppement), d?ordonnances de zonage (divisent la communauté en districts, et décrivent les types de développement autorisés dans chacun) et d?ordonnances de dé- veloppement (qui énumèrent les règles et règlements fournissant des spécifications et des limitations détaillées pour la construction) (Hess etal., 2014). Par ex., il peut y avoir des autorisations ou des refus de nouveaux aménagements sur des jardins (Goddard etal., 2010). ? Des incitations financières, comme des réductions d?impôts, des subventions gouvernementales (comme pour l?installation de tech- nologies d?énergie renouvelable), ou des paiements pour la protec- tion des services écosystémiques (Cimon-Morin etal., 2013; Goddard etal., 2010). ? Des guides pratiques ou des plans d?action produits par les gouver- nements ou les villes pour inciter à établir des stratégies de conserva- tion (Goddard etal., 2010). Ces approches descendantes échouent souvent à changer les valeurs et les comportements de la population et ont peu d?impact sur la gestion des jardins privés (Goddard etal., 2010). Par rap- port à ces approches descendantes, les approches ascendantes tentent de favoriser l?implication pro-environne- mentale de la population à long terme, par ex., en incitant les propriétaires à adopter des activités de jardinage respectueuses de l?environnement (Goddard et al., 2010). Parmi les ap- proches ascendantes : ? Des initiatives d?organisations communautaires (ONG), à l?échelle du quartier, comme des associa- tions de résidents (par ex., la pla- teforme des ruelles vertes par le regroupement des éco-quar- tiers de Montréal, https://www. ruellesvertesdemontreal.ca/). Elles peuvent développer des pro- grammes pour s?engager à respec- ter plusieurs principes de gestion et à entreprendre plusieurs actions de conservation dans les proprié- tés privées (jardins) (Goddard et al., 2010). Elles peuvent fournir des conseils et des incitations à certifier son jardin ou son quartier (Goddard etal., 2010). ? Des projets de sciences citoyennes (participatives) ou en réseau (par ex., le projet GLUSEEN; http:// www.gluseen.org/), qui permettent la diffusion, la sensibilisation, la participation et l?implication du public à la gestion des espaces verts et des sols. Les propriétaires deviennent ainsi chercheurs en re- cueillant des données scientifiques pour les organismes de recherche (Goddard etal., 2010). Cela facilite la coordination des actions de ges- tion publique et la mise en place de législation, et permet d?amé- liorer les environnements urbains (Goddard etal., 2010). 42 3.2. Processus de décision Les interventions sur les sols consti- tuent une ultime étape du processus d?aménagement urbain et de concep- tion des espaces verts. Elles se font donc en adéquation avec toutes les étapes précédentes du processus : ? Identifier les sites d?intervention, c?est-à-dire les espaces verts à res- taurer ou à implanter. Cela peut être fait, lors de la planification urbaine à l?échelle de la ville, concomitamment à une approche de conservation (cf. 3.1.b), en utilisant des outils de car- tographie pour renseigner spatiale- ment sur les usages aériens et sou- terrains (Damas & Coulon, 2016). ? Caractériser les sites d?interven- tion, c?est-à-dire leur catégorie (square, arbre d?alignement, parc, etc.), leur environnement urbain (climat, végétation, infrastructures, activités, sources de contamina- tion) et les propriétés (physiques, chimiques et biologiques) de leurs sols (cf. chapitre 2). ? Définir les services écosysté- miques que les espaces verts et leurs sols devront apporter à la population urbaine (Damas & Coulon, 2016). ? Choisir la végétation à planter en accord avec les services écosysté- miques, l?environnement urbain, les propriétés des sols, et la minimisa- tion des interventions et intrants. Il faut considérer les caractéristiques physiologiques, esthétiques et cultu- relles des espèces de plantes. ? Déterminer les fonctions et les qualités des sols à remplir, à partir des informations précédentes. Pour les plantes, les fonctions des sols sont l?approvisionnement en eau, l?apport en nutriments et le support, ce qui dépend du type de végéta- tion. Pour la population urbaine, les sols ont comme principale fonc- tion la portance pour les piétons et les véhicules, et doivent être non toxiques pour la santé humaine et l?environnement (Figure3.1.A). ? Déterminer les propriétés optimales des sols qui permettront de remplir ces fonctions et ces qualités. On peut considérer séparément les différents horizons de sols, car ils peuvent avoir des propriétés distinctes. ? Concevoir les interventions sur les sols à réaliser, en comparant les propriétés effectives (observées) des sols aux propriétés optimales (Figure 3.1.B). Trois situations peuvent se rencontrer : · Le sol en place est adéquat : il a les qualités requises, et ne nécessite éventuellement qu?un simple décompactage. · Le sol est insuffisant, mais amé- liorable : en plus du décompac- tage, le sol a souvent besoin d?être amendé (par ex., en appor- tant de la matière organique) pour restaurer sa qualité. · Le sol est absent ou impropre à la plantation : il faut s?abstenir de planter ou alors il est indis- pensable de reconstituer ou de construire un nouveau sol. ? Établir le plan d?action, c?est-à- dire les étapes qui permettront de réaliser ces interventions sur les sols et de faire le suivi des sols (propriétés, fonctions, services écosystémiques). ? Passer à l?action : réaliser les in- terventions sur les sols, mettre en place les plantations, puis faire le suivi (Certu, 2002). 0 à 3 : gradient d?importance de la fonction, de 0 (pas importante) à 3 (très importante). 0 à 3 : gradient de fertilité agronomique de la propriété, de 0 (non fertile) à 3 (fertilité maximale), par rapport à des valeurs de référence. Arborée Densité apparente Fonctions des sols Propriétés des sols Figure 3.1.(A) Profil fonctionnel pour deux catégories d?espaces verts. (B) Profil des propriétés optimales et observées (fictives) des sols afin de remplir leurs fonctions (modifié d?après les données de Damas & Coulon, 2016). Dans cet exemple de profil fonctionnel, nous avons considéré le type de végétation (Arborée, Arbustive, Herbacée) car il conditionne les fonctions du sol d?approvisionnement en eau, d?apport en nutriments et de support aux plantes. Pour la population, le sol a comme princi- pale fonction le besoin de portance (Piétons, Véhicules) et doit montrer des qualités d?inno- cuité sanitaire et environnementale (agriculture, contact cutané, ingestion et inhalation). Dans ce profil, nous avons aussi ajouté un exemple de service écosystémique spécifique (Infiltration des eaux pluviales), ainsi que les besoins en sol (Profondeur, Surface). 43 3.3. Interventions Selon les propriétés effectives du sol sur le site de l?espace vert à restau- rer ou à implanter, les interventions peuvent aller d?une simple améliora- tion du sol par apport de matériaux (cf. 3.3.a) à une totale fabrication de sol par reconstitution ou construc- tion (cf. 3.3.b). Plus spécifiquement, d?autres interventions sur le sol sont possibles en vue de le décompacter (cf. 3.3.c), d?ajuster son humidité (cf. 3.3.d), d?ajuster sa fertilité et son pH (cf. 3.3.e), de gérer sa salinité et sa so- dicité (cf. 3.3.f), de le décontaminer (cf. 3.3.g), de concevoir une fosse de plan- tation (cf. 3.3.h) ou une toiture végéta- lisée (cf. 3.3.i), d?augmenter sa teneur en carbone (cf.3.3.j) ou de préserver sa biodiversité (cf. 3.3.k). a. Améliorer un sol Pour améliorer les propriétés d?un sol, on peut le pailler ou l?amender. Un paillis est un matériau appliqué à la surface du sol pour améliorer ou proté- ger la plante et le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Un amendement est un matériau intégré au sol pour améliorer ses propriétés physiques, chimiques ou biologiques (Scharenbroch & Smiley, 2021). Parmi ceux-ci, le fertilisant est un amendement qui fournit des élé- ments nutritifs solubles dans l?eau pour les plantes (Urban, 2008; Whalen etal., 2021). Les matériaux anthropiques utilisés pour pailler ou amender un sol peuvent être inorganiques (sable, gra- vier, AAS expansé, perlite/vermiculite) ou organiques (feuilles, aiguilles, bois, écorce, charbon, compost, fumier, bio- solides) (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les amendements orga- niques peuvent améliorer les proprié- tés physiques, chimiques et biolo- giques. Cependant, en raison de leur décomposition, ils peuvent provoquer un tassement de sol, une lixiviation des nutriments et une compétition pour les nutriments entre microorganismes et plantes (Best etal., 2015; Rowe etal., 2006). Il est donc conseillé d?ajou- ter ces amendements plutôt dans la couche superficielle (à une profondeur de 15cm), jusqu?à 25-35 % du volume de sol (Urban, 2008). De plus, il faut privilégier les matières organiques bien décomposées et stabilisées, c?est- à-dire de couleur brun foncé à noir avec peu de morceaux identifiables et ayant un rapport C :N <25 (par ex., matières issues de compostage des déchets de jardin) (Urban, 2008). Un amendement plus profond peut être effectué en ne dépassant pas 10-15 % du volume et en préférant les matières organiques riches en lignine (par ex., écorce de conifères, coques de noix de coco) (Urban, 2008). b. Reconstituer ou construire un sol Pour produire un sol fertile permettant une rapide colonisation racinaire, les pratiques doivent créer un substrat vivant, avec une structure stable et portante, une bonne capacité de réten- tion en nutriments, une microporosité favorisant la rétention en eau et une macroporosité permettant le drainage et l?aération (Rossignol, 2012). On dis- tingue deux procédés de production de sol : la reconstitution et la construction. Reconstituer un sol pour former un « Anthroposol reconstitué » Cette pratique est souvent utilisée pour les sols des espaces végétalisés urbains (Rossignol, 2012). Elle consiste à former un sol à partir de matériaux anthropiques terreux excavés en péri- phérie des villes, souvent fertilisés et amendés, transportés puis déposés dans les espaces à végétaliser (Damas & Coulon, 2016). Des matériaux holor- ganiques, généralement des com- posts, sont souvent ajoutés dans les couches superficielles (jusqu?à 40 % du volume) pour maintenir les proprié- tés du sol à long terme (environ 10 ans) (Damas & Coulon, 2016). Le principal matériau utilisé dans les espaces verts est la terre végétale provenant de la couche superficielle de terrains agricoles (Damas & Coulon, 2016). Enrichie en matière organique, naturellement ou par ajout de com- post, la terre végétale forme ainsi une couche similaire à l?horizon A d?un sol naturel (Figure 3.2.A). La sous-couche arable des terrains agricoles peut aussi être utilisée en couche sous-jacente à la terre végétale, similaire à l?horizon B d?un sol naturel, ce qui forme à propre- ment parler un sol reconstitué (Gillig et al., 2008; Figure 3.2.A). Ces maté- riaux sont déposés à des profondeurs variables en fonction du type de végé- tation : 20 à 30cm pour les plantations basses (gazons, pelouses, plantes fleuries, plantes vivaces); 50 cm pour les plantations arbustives; et >80cm pour les plantations arborées (Damas & Coulon, 2016). Enfin, l?horizon C des sols naturels peut être constitué par le sous-sol déjà présent, décompacté ou non, ou par une couche de gravier (Urban, 2008). Pour répondre aux besoins des es- paces verts urbains, on utilise de plus en plus une approche fonctionnelle, dans laquelle différents matériaux terreux et holorganiques sont assem- blés pour former un sol aux propriétés précisément définies. En particulier, le mélange terre-pierres a été mis au point dans la ville d?Angers (France) pour augmenter la résistance du sol au compactage provoqué par la circula- tion des véhicules et des piétons (Gillig et al., 2008). Ce mélange consiste à ajouter des pierres dures (de dia- mètres homogènes, situés entre 4 à 12cm) à la terre végétale dans une pro- portion d?environ 2:1 (Damas & Coulon, 2016). Dans le mélange, les pierres se bloquent les unes contre les autres et forment le squelette rigide du sol : d?une part, elles assurent la portance du sol, ce qui permet la stabilité du revêtement de voirie et la circulation 44 des véhicules et des piétons; d?autre part, elles empêchent la compaction de la terre située aux interstices, qui maintient ainsi une densité appa- rente entre 1 et 1.5, ce qui permet les échanges d?eau et d?oxygène et la co- lonisation racinaire entre les pierres (Certu, 2002; Damas & Coulon, 2016). Le mélange est généralement préparé sur le site de plantation ou sur une plate-forme à proximité (ce qui évite la séparation des éléments pendant le transport et maintient son homo- généité) et il est déposé par une pelle- teuse en couches de 30 à 40cm com- pactées à la plaque vibrante (ce qui assure la stabilité du sol) (Gillig etal., 2008). Ce mélange terre-pierres est couramment utilisé dans les fosses de plantation d?arbres alignés, dans les accompagnements de voiries comme les terre-pleins ou les ronds-points (à une profondeur de 80 à 140 cm) ou dans les parcs de stationnement végétalisés (à une profondeur de 30 à 100cm selon le type de végétation) (Damas & Coulon, 2016). Équivalent au mélange terre-pierres dans l?est de la France et en Allemagne, les substrats de plantation circulables offrent les mêmes fonctions agronomiques et de portance, mais sont composés de mélanges homogènes de granulats, de faibles quantités de limons et d?argiles, et de matériaux organiques (environ 10 %) (Damas & Coulon, 2016). Construire un sol pour former un « Anthroposol construit » Face aux difficultés d?approvisionne- ment des grandes villes en terre végé- tale et en granulats pour des raisons économiques et environnementales, on s?oriente de plus en plus vers le recyclage des matériaux anthropiques terreux et la valorisation de matériaux anthropiques technologiques (déchets ou sous-produits issus de l?activité des villes) et holorganiques pour former les sols urbains (Damas & Coulon, 2016; Rossignol, 2012). L?utilisation de maté- riaux anthropiques technologiques et holorganiques incluent notamment les composts, les boues urbaines ou indus- trielles, les cendres d?incinération, les Horizon organique Paillis organique (5 à 10 cm) Horizon A Terre végétale +MO (compost ou fumier) (20 à 30 cm) Horizon B Sous-couche arable Roche sous-jacente Solum présent initiallement Germination et développement des racines Horizon de croissance (30 à 40 cm) Horizon de développement Capacité de portance Solum présent initiallement Autres fonctions Ancrage des racines et source de nutriments Support Profil de sol naturel Profil de sol reconstitué Profil de sol fonctionnel Profil de sol construit Figure 3.2Reconstitution et construction de sols pour les espaces verts urbains. Au cours de ces processus, différentes couches de matériaux sont superposées sur le solum initial présent pour former des horizons aux propriétés contrastées analogues aux horizons constitutifs de sols naturels et fonctionnels (Damas & Coulon, 2016). Le nombre, la dimen- sion et la position des horizons dépendent de chaque usage de végétalisation. (A) Reconstituer un sol consiste à reproduire les horizons d?un sol naturel à partir des matériaux terreux issus de sols naturels (basé sur un modèle de sol naturel). Mettre en place une couche superficielle, analogue à l?horizon organique des sols naturels, n?est pas systématique et permet de limiter l?évaporation, la compaction, la formation de croûtes et la colonisation des adventices (Rossignol, 2012). On peut aussi décompacter ou additionner de graviers le solum initial, pour former une couche correspondant à l?horizon C, de façon à améliorer le drainage (le décompactage permet aussi d?agrandir l?espace propice à la colonisation racinaire) (Urban, 2008; Rossignol, 2012). L?ajout de pierres dans la matrice de sol permet d?apporter une fonction de portance. (B) Construire un sol consiste à recréer à partir de matériaux anthropiques différents horizons ayant des fonctions analogues à ceux d?un sol fonctionnel (basé sur un modèle de sol fonctionnel). En plus des fonctions agronomiques (rétention d?eau, source de nutriments), ils sont conçus pour remplir des fonctions spécifiques en vue d?un un usage déterminé (Rossignol, 2012; Damas & Coulon, 2016). En particulier, l?horizon squelette permet une fonction de portance (aptitude à supporter le trafic de véhicules et de piétons) et l?horizon technique offre d?autres fonctionnalités (par ex., drainage). À noter que l?horizon de développement présenté ici n?a pas été mis en oeuvre dans le programme ADEME-SITERRE (Damas & Coulon, 2016). 45 terres dépolluées, et les matériaux de démolition. Il s?agit de construire, à par- tir d?association et de mélange de ma- tériaux, un sol qui soit aussi fonctionnel que les sols naturels et reconstitués, bien que de structure et de pédogénèse distinctes (Damas & Coulon, 2016). Damas & Coulon (2016) ont proposé une typologie fonctionnelle des diffé- rents horizons à superposer pour for- mer le sol construit (Figure 3.2.B). La construction de sol repose sur des connaissances et un savoir-faire issus du génie pédologique. Elle est détail- lée dans l?ouvrage « Créer des sols fer- tiles » de Damas & Coulon (2016), qui a été réalisé dans le cadre du programme de recherche SITERRE (acronyme de « Procédé de construction de sol à par- tir de matériaux innovants en substitu- tion à la terre végétale et aux granulats de carrière ») financé par l?Agence de l?environnement et de la maîtrise de l?énergie (ADEME). La construction de sol est définie dans un brevet à l?initia- tive de la société Valterra Dépollution Réhabilitation et du laboratoire Sols et Environnement UMR-INRA/Université de Lorraine (Damas & Coulon, 2016). La démarche présentée dans l?ou- vrage de Damas & Coulon (2016) pour construire un sol consiste à : ? Identifier les matériaux de substi- tution potentiels les plus adaptés : · Établir un recensement des déchets (par définition, tout matériau délaissé pour un usage quelconque) ou matières premières secondaires disponibles, dans la région considérée. · Sélectionner une liste réduite de matériaux, en appliquant divers critères d?élimination, basés notamment sur la dangerosité, la présence de contaminants (par ex., éléments traces), ou la texture inutilisable (liquides, gaz, graisses, cires, colles, silicones). · Poursuivre la sélection de matériaux potentiels, organiques et minéraux inertes, en appliquant un critère d?abondance sur le territoire, et un critère de propriétés adéquates (physiques, chimiques et biologiques), en se basant sur des analyses bibliographiques et des dires d?experts. · Distinguer des typologies de matériaux et proposer des regroupements de matériaux aux caractéristiques proches, sur la base de données bibliographiques qualitatives (portance, densité apparente, perméabilité à l?eau, structure, granulométrie, pH eau, CEC, C organique, N total, P assimilable, CaCO3 total, conductivité, pH sur éluat, concentration en polluants) (Tableau 3.1.A). ? Formuler des mélanges et vérifier leurs propriétés : · À partir des caractéristiques intrinsèques de chaque matériau sélectionné, définir des formulations de mélanges de 2 ou 3 matériaux (organiques et minéraux) capables de répondre aux fonctions de chaque horizon et chaque usage de végétalisation (selon les catégories d?espaces verts) (Tableau 3.1.B). · Vérifier les propriétés effectives des mélanges, par rapport aux propriétés prédites à partir de celles de chaque matériau par un modèle polynomial, et par rapport aux propriétés souhaitées pour chaque usage de sol, en effectuant des expériences en laboratoire et in situ. · Sélectionner les mélanges pour chaque horizon et chaque usage de sol (Tableau 3.1.C). ? Mettre en place les sols et faire le suivi · Vérifier les propriétés dans le temps, ce qui est particulièrement important pour les sols construits, dont l?évolution pédogénétique reste incertaine (Tableau 3.1.D). Pour rendre la démarche accessible à tout responsable de projet d?amé- nagement de sol, un outil d?aide à la décision est proposé par le programme ADEME-SITERRE. Cet outil prédit les caractéristiques de différentes formu- lations de mélange à partir des don- nées techniques des matériaux candi- dats (Damas & Coulon, 2016). Il prend aussi en compte les contraintes tech- niques (disponibilité et caractérisation des matériaux), économiques (prix des matériaux et des transports) et socié- tales (acceptabilité) (Damas & Coulon, 2016). c. Décompacter un sol Prévenir la compaction Pour ce faire, il est essentiel de main- tenir l?agrégation du sol, par des plantations ayant un enracinement vigoureux, superficiel ou profond (Moebius-Clune etal., 2016). Il est aus- si nécessaire d?éviter de perturber le sol par des manipulations, des travaux ou des passages de véhicules et de piétons, en particulier lorsqu?il est très humide (Moebius-Clune et al., 2016). Lorsque les travaux ou la circulation sont nécessaires, on pose des tapis de métal ou de bois, ou des paillis de matière organique (par ex., copeaux de bois ou d?écorce) pour protéger le sol (Craul, 1982; Shober etal., 2018; USDA, 2000). Décompacter Lorsque la compaction est déjà là, il existe plusieurs techniques de décom- pactage permettant de briser le sol en mottes (pédons). Pour une effica- cité maximale, ces techniques doivent 46 Tableau 3.1.Étapes mises en place dans le programme ADEME-SITERRE pour concevoir un sol construit adéquat pour un usage d?arbre d?alignement et un usage de square (Damas & Coulon, 2016). (A) Définition des typologies de matériaux par les données bibliographiques disponibles, et sélection de 11 matériaux-modèles du programme. (1er groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie grossière (>2mm), une bonne à très bonne portance, un pH à tendance basique. ? Écarts de fabrication de briques (BR) ? Béton concassé de démolition (BE) ? Ballasts usagés de chemins de fer (BA) (2e groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie sableuse à grossière, une pollution possible ou fréquente, un pH sur éluat à tendance basique. ? Déchets de déconstruction de bâtiments en mélange (DB) ? Terres de déblais excavées non contaminées acides (TA) ? Terres de déblais excavées non contaminées alcalines (TB) (3e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en carbone organique de 35 à 65 %, une teneur totale en azote de 1.5 à 3 % et une CEC de 50cmol+.kg-1 pour certains. ? Déchets verts broyés (DV) ? Déchets de balayage de rues (DR) (4e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en phosphore assimilable élevé (>0.12mg.kg-1), une CEC variable, un pouvoir structurant possible et le risque possible de présence de polluants. ? Boues papetières (SP) ? Boues de station d?épuration (BS) ? Compost de déchets verts et de boues de station d?épuration (CO) (B) Tests au laboratoire de mélanges de différents matériaux minéraux et organiques formulés en différentes proportions (car aucun matériau individuel ne présentait le niveau de qualité souhaité). Mélanges binaires Mélanges ternaires ? TB/BA/BS ? BA/DR/CO (C) Sélection des mélanges présentant les propriétés optimales pour chaque type d?horizon fonctionnel. Ils pourraient répondre aux fonctions attendues de sol construit pour un usage d?arbres d?alignement (formé par un horizon de croissance et un horizon squelette) et un usage de squares (formé par un horizon de croissance et un horizon technique). Horizon de croissance ? BR/CO ? BA/DR/CO ? TA/CO ? TA/BA/BS ? TA/BE/DV (D) Suivi de l?évolution dans le temps de la qualité des sols construits (propriétés physiques, chimiques et biologiques) 47 être réalisées lorsque le sol est friable, c?est-à-dire avec une humidité entre capacité au champ et point de flétris- sement permanent (cf. Figure 2.4) (Urban, 2008). Le choix de la tech- nique et de la taille de la machinerie dépend notamment de la profondeur de la compaction, de la surface à dé- compacter et de la présence de végé- tation alentour et d?infrastructures enfouies. Pour une compaction superficielle (<15cm), on peut labourer le sol avec un motoculteur (Shober et al., 2018; Urban, 2008). Cela n?abîme pas les réseaux, mais cela peut pulvériser la structure du sol et créer sous la sur- face labourée une couche compac- tée de charrue. Alternativement, on peut réaliser des prises d?aération sur les pelouses, même si ce n?est pas aussi efficace que le labourage (Shober et al., 2018). Mais ces tech- niques n?améliorent pas les conditions de croissance d?un sol profondément compacté (Urban, 2008). Pour une compaction plus pro- fonde (>15cm), on peut effectuer un labourage en profondeur par double bêchage, pelletage ou sous-solage (Shober et al., 2018; Somerville et al., 2018; Urban, 2008) : ? Le double-bêchage consiste à excaver la couche supérieure de 20 cm de sol, puis à retourner la couche sous-jacente de 20 cm en y ajoutant 5-8cm d?amendements organiques, et enfin à réinstaller la couche supérieure en y incorpo- rant 8-12cm d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique, adaptée aux petites surfaces (par ex., plates-bandes des jardi- niers), permet de ne pas mélanger la couche superficielle et la couche sous-jacente, et de diviser le sol compacté en grosses mottes tout en préservant la structure du sol au sein des mottes (Urban, 2008). ? Le pelletage consiste à reproduire le processus de double-bêchage avec le godet d?une pelle rétroca- veuse, puis, pour lisser la surface, on peut terminer par labourer légèrement en surface avec une couche d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique permet de diminuer plus profondément la compaction et de réduire la tendance au re-compac- tage. Adaptée aux sites de petite à moyenne taille, elle ne doit pas être réalisée proche du pavement ou des infrastructures (Urban, 2008). ? Le sous-solage consiste à tirer des burins de sous-solage par des équipements lourds (Urban, 2008). Cette technique est plus efficace si on ajoute des amendements orga- niques avant le sous-solage, si on passe les burins dans deux direc- tions perpendiculaires, et si on ter- mine par labourer légèrement la surface après addition de terre vé- gétale (Urban, 2008). Adapté aux grands chantiers, en l?absence de réseaux souterrains (qui seraient endommagés), le sous-solage peut briser les couches profondes et compactées à une profondeur de 60-75cm (Urban, 2008). Dans les petits espaces, le sous-solage peut être effectué avec une trancheuse (Urban, 2008). À proximité d?un arbre, des techniques spécialisées sont nécessaires pour évi- ter d?endommager les racines. Si le volume de sol à décompacter est petit, ou si le sol est peu compacté ou à tex- ture non fine, on peut utiliser un outil d?excavation pneumatique, qui souffle le sol avec de l?air comprimé (que l?on peut combiner avec un aspirateur de sol) (Shober etal., 2018; Urban, 2008). Si le volume de sol est grand, ou si le sol est très compacté ou à texture fine, on utilise plutôt une pelle hydraulique appliquant de l?eau à haute pression (Urban, 2008). Avec le temps, les sols décompactés se tassent et se recompactent communé- ment, notamment ceux à texture fine (Urban, 2008). Pour éviter cela, l?addi- tion d?amendements organiques (ou minéraux) en surface ou en profondeur lors du décompactage permet d?insé- rer la matière organique dans les es- paces entre les mottes et d?augmenter la résistance du sol à la re-compaction (Craul, 1982, 1985; Kranz etal., 2020; Shober et al., 2018). Au niveau des amendements, les déchets de jardins sont préférables dans le sol superficiel, les matières riches en lignine dans le sol profond, et le AAS expansé dans les zones soumises à la circulation piéton- nière ou automobile (Urban, 2008). À noter que l?ajout d?amendements ou de paillis sur un sol uniformément et sévèrement compacté ne réduira pas la compaction (Urban, 2008). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol compacté et à le remplacer par un sol de remplissage (reconstitué ou construit) (Shober etal., 2018). d. Ajuster l?humidité d?un sol En cas de manque d?eau On peut augmenter la capacité de stockage pour l?eau du sol, en ajou- tant des amendements de matière organique stable (par ex., compost, tourbe, biochar) ou des gels de poly- mères (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la tourbe peut retenir une quantité considérable d?eau et res- ter saturée, mais elle est difficile à remouiller après séchage complet (Ampim et al., 2010). On peut aussi limiter l?évaporation en ajoutant un paillis fait de compost, d?aiguilles, de feuilles en décomposition, de foin, de paille, d?écorce, de morceaux de bois, de pierres, de gravier ou de plas- tique noir (Moebius-Clune etal., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). 48 Un autre moyen consiste à irriguer, avec des tuyaux, des tuyaux suin- tants, des sacs d?irrigation, des bas- sins, des arroseurs, ou des arrosoirs, notamment pendant les périodes de sécheresse ou lors de l?établissement des arbres (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport à un système aé- rien, les systèmes souterrains évitent le ruissellement et l?évaporation, mais difficiles à surveiller, ils peuvent être obstrués par des débris ou des dépôts minéraux ou ne pas convenir aux plantes à racines peu profondes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est recommandé d?arroser la nuit ou tôt le matin (pour limiter l?évaporation), autour des arbres et arbustes de façon uniforme jusqu?à une profondeur de 30cm (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer la quantité d?eau à apporter, qui dépend de l?espèce et de la taille de couronne de l?arbre et du type de sol, il faut estimer la surface à irriguer, la profondeur d?enracinement, les contenus volumétriques en eau présents et souhaités (par ex., celui à la capacité au champ) (Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, le taux d?irriga- tion approprié (fréquence et quantité) doit être inférieur aux taux d?infiltration et de percolation afin d?éviter le ruis- sellement, les mares et la dégradation de la structure du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les sols argileux à texture fine ont un drainage faible et sont sujets à engorgements d?eau (Moebius-Clune et al., 2016). En cas de faible taux d?infiltration, un tuyau suintant ou un sac d?irrigation peut être préféré à l?irrigation par arro- seur (Scharenbroch & Smiley, 2021). S?il est difficile de généraliser le taux d?irrigation, Scharenbroch & Smiley (2021) donnent la règle, pour les arbres urbains nouvellement transplantés, d?apporter 40 L par 2.5cm de diamètre de tronc par semaine, durant la saison de croissance en l?absence de pluie. Davantage d?eau doit être fourni en cas de chaleur, d?ensoleillement, de séche- resse, d?arbres larges et à croissance rapide, de sols à texture grossière, de sites non paillés, de haute densité de plantations (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport aux arbres, les cycles d?arrosage des herbes doivent être plus courts et plus fréquents. S?il y a des restrictions ou des pénuries d?eau, les zones présentant le plus de racines fines doivent être arrosées en priorité (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas d?excès d?eau Pour les sites à faible drainage, on peut soit diminuer les entrées d?eau des pré- cipitations, soit améliorer l?infiltration et la percolation d?eau. Diminuer les entrées d?eau peut se faire en remode- lant la surface du site et en créant des zones surélevées (monticules, bermes) et des zones basses (fossés, rigoles, ponceaux), qui dispersent, redirigent ou collectent l?eau, et évitent son ac- cumulation. La plantation d?arbres ou d?arbustes sur des zones surélevées permet d?éviter l?immersion de leur système racinaire (Scharenbroch & Smiley, 2001). Améliorer l?infiltration et la percola- tion d?eau peut se faire en brisant les couches imperméables ou en utilisant des dispositifs de drainage superfi- ciels ou souterrains (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour briser une couche imperméable, intéressant s?il y a une couche perméable sous-jacente qui permet le drainage, on peut utiliser un labour mécanique, un forage à la tarière (5-10 cm de diamètre), un outil pneumatique ou d?hydroexcavation, un dispositif de fracturation sous pres- sion, une trancheuse ou une excava- trice (Scharenbroch & Smiley, 2021). Quant aux dispositifs de drainage de surface, les drains français consistent en des tranchées remplies de gravier ou de roche, éventuellement associées à un tuyau perforé au fond et parfois recouvertes de paillis ou de gazon. Ils permettent à l?eau de s?infiltrer et de drainer à travers le profil du sol et donc de s?éloigner (Scharenbroch & Smiley, 2021). Enfin, il est possible de mettre en place des conduites de drainage souterraines, adaptées aux zones ur- baines denses. Elles consistent en des tuyaux perforés vers le bas et entourés de gravier ou de sable grossier et de tissu filtrant adapté à la texture du sol. Elles sont installées avec une légère pente (au moins 1 %) afin de diriger l?eau vers une zone de collecte ou un système de pompage qui évacue l?eau du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une gestion à long terme Il est conseillé de choisir une espèce de plante pouvant supporter les condi- tions de climat et de sol, plus particu- lièrement en milieu urbain qui est plus chaud et sec que le milieu environnant (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est aussi conseillé de favoriser le maintien d?une bonne structure de sol avec de la matière organique, une bonne agré- gation et une bonne porosité, en main- tenant des racines en croissances, en ajoutant du paillage et en réduisant le travail du sol (Moebius-Clune etal., 2016). Cela est particulièrement im- portant pour les sols à texture gros- sière afin d?améliorer leur capacité de stockage pour l?eau et de diminuer l?évaporation (Moebius-Clune et al., 2016). e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol Traiter les carences en nutriments Il faut faire correspondre les apports en nutriments avec les prélèvements par les plantes et les pertes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour compléter les apports, des fertilisants peuvent être appliqués sur le sol, le tronc ou le feuil- lage (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les fertilisants peuvent être classés en fonction de la rapidité avec laquelle les ions nutritifs solubles dans l?eau sont libérés dans l?eau interstitielle du sol (Whalen etal., 2021). Par ex., la dissolu- tion du phosphate monoammoniaque granulaire (en NH4 + et H2PO4 - solubles 49 plus rapidement que l?hydrolyse des composés phosphorés organiques (en HPO4 2- par les enzymes phosphatases du sol) du fumier de poulet (contenant 4 % d?N total et 0.5 % de P total): les engrais à base de sel sont des engrais à « libération rapide » et le fumier est considéré comme un engrais à « libéra- tion lente » (Whalen etal., 2021). En cas de pH acides On utilise des amendements à base de chaux (par ex., carbonate de cal- cium ou de magnésium), pulvérisée ou granulée, pour augmenter le pH du sol, notamment lorsqu?il devient inférieur à 6 (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). La chaux calcitique contenant surtout du carbonate de calcium peut être préférée à la chaux dolomitique conte- nant du magnésium et du calcium si le sol a suffisamment de magnésium (Scharenbroch & Smiley, 2021). On peut aussi utiliser de la cendre de bois, mais comme elle nécessite plus d?ap- plication que la chaux, cela peut géné- rer des excès de potassium qui peut interférer avec le prélèvement de ma- gnésium et de calcium (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de pH alcalins Les amendements utilisés pour acidifier les sols alcalins nécessitent générale- ment plusieurs applications, notamment si le sol a un fort pouvoir tampon (par ex., argiles à texture fine et à forte CEC) ou si le matériel pourrait endommager les plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une action rapide, on peut utili- ser les sulfates de fer et d?aluminium, mais le sulfate d?aluminium peut être toxique à long terme (Scharenbroch & Smiley, 2021). Le soufre élémentaire a un potentiel de combustion moins élevé que les sulfates, mais a une ac- tion plus lente (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les engrais à base d?ammonium, d?urée et de protéines et les amendements organiques acides peuvent aussi être utilisés mais ne sont pas aussi efficaces et peuvent prendre plus de temps (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de sols calcaires, il est difficile d?abaisser le pH (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces adaptées au pH On distingue les neutrophiles, qui ne peuvent pas prospérer en milieu acide, et les acidophiles, qui fuient les sols saturés et résistent à l?acidité par complexation rhizosphérique d?Al3+ (Duchaufour, 2001). f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol Prévenir la salinisation Plutôt que de laisser la salinité aug- menter dans les sols et d?essayer ensuite de les restaurer, la préven- tion est une meilleure approche (Kumaragamage et al., 2021). Elle se fait d?une part en limitant les entrées de sels, c?est-à-dire en utilisant des eaux d?irrigation, des fertilisants et des sels de déglaçage ayant une faible sali- nité et sodicité (Urban, 2008). D?autre part, elle se fait en favorisant l?humi- dité et le drainage du sol, c?est-à-dire par l?irrigation, la mise en place d?un paillis, ou le drainage souterrain sous la zone racinaire (Urban, 2008). En effet, tant que le sol est bien drainé, le sodium et les sels étant très mobiles sont déplacés plus bas dans le solum, en dessous du niveau de développe- ment des racines fines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Dans les climats froids, où des sels de déglaçage sont utilisés, on peut dimi- nuer les quantités de sels, on peut opter pour des sels sans sodium ou des sels mélangés avec du sable, on peut rincer les sols au début du printemps avant que les températures n?atteignent 7°C, ou on peut changer au début du prin- temps le paillis contenant du sel par du nouveau paillis (Urban, 2008). En climat chaud et aride, on peut appli- quer du paillis pour réduire l?évapo- ration, on peut maintenir l?irrigation pour garder les sols humides et éviter le dessèchement, ou on peut éviter de planter sur les hauts des monticules dans lesquels les sels s?accumulent à cause de l?évaporation (Urban, 2008). Restaurer Afin d?identifier la technique de res- tauration appropriée, il est d?abord nécessaire de déterminer le type de sol affecté par les sels dans la zone d?enra- cinement (cf. Figure 2.8). Pour les sols salins, qui ont une bonne agrégation et une bonne infiltration, la méthode cou- ramment utilisée consiste à effectuer directement un rinçage de surface avec des précipitations naturelles ou de l?eau d?irrigation de bonne qualité (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les sels étant très solubles, ce rinçage permet leur lixiviation efficace du sol de surface. Pour les sols sodiques, caractéri- sés par une forte dispersion et un faible taux d?infiltration, l?application en surface d?amendements de Ca2+ tels que le gypse (CaSO4.2H2O) est généralement nécessaire avant l?irri- gation (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Selon le type de sol et la concentration en so- dium, le gypse doit être appliqué sous forme de poudre ou de granulés à un taux de 10 à 100kg pour 100m2, suivi d?un labourage pour augmenter l?effi- cacité (Scharenbroch & Smiley, 2021). Avec ce procédé, le Ca2+ ajouté rem- place le Na+ monovalent sur le complexe d?échange, ce qui réduit le pH, favorise la floculation (l?agrégation) et améliore l?infiltration d?eau du sol (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021). L?irrigation subséquente avec de l?eau de bonne qualité permet de lixi- vier le Na+ déplacé et les sels en excès (Kumaragamage etal., 2021). Pour évi- ter que les sels lixiviés dans l?eau drai- née ne s?accumulent dans les eaux sou- terraines, on peut détourner les eaux de drainage salines par des drains souter- rains (Kumaragamage etal., 2021). 50 Alternativement, on peut incorporer du biochar au sol afin de réduire les dom- mages causés par les excès de sel ou ajouter des agents mouillants à l?eau d?irrigation pour améliorer la percola- tion (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces tolérantes On peut utiliser, voire assainir, les sols salins en installant des espèces tolé- rantes aux sels, comme des arbustes tolérants à faible consommation d?eau (Tableau 3.2; Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces plantes peuvent améliorer les sols affectés par les sels en rédui- sant l?évaporation par leur ombrage, en augmentant l?infiltration et la percola- tion de l?eau par la formation de matière organique, d?agrégats et de larges pores et en absorbant les cations et les anions de la solution du sol (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Par ex., les plantes halophytes Suaeda maritima et Sesuvium portu- lacastrum ont été capables en 4 mois d?extraire respectivement 504 et 474 kg de NaCl sur un hectare de sol salin (Ali etal., 2013). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol de surface et à le rem- placer par un sol de remplissage (Kumaragamage etal., 2021). g. Décontaminer un sol Les méthodes de réhabilitation des terrains contaminés sont nombreuses et peuvent faire appel à des procé- dés biologiques (par des plantes ou des microorganismes), des procédés chimiques (par des substrats) ou des procédés physiques (par un courant électrique, de la chaleur, ou de la pres- sion) (Korjus, 2014; Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost.tpsgc- pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Pour choisir le type de réhabilitation et la méthode de décontamination, il faut préalablement caractériser : ? la contamination : nature et concen- tration des contaminants, étendue et profondeur de la contamination incluant la zone vadose (située au- dessus de la nappe phréatique) et la zone saturée (nappe phréatique), évolution potentielle; ? le sol : composition chimique, pro- priétés d?absorption, texture, pH, humidité, perméabilité, etc.; ? le site : accessibilité, infrastructures aériennes et souterraines, activités présentes et futures; ? le temps et le budget alloués au pro- jet (Morel etal., 2005; Zhioua, 2018). Si la prévention des contaminations reste la solution la plus souhaitable, les contaminations des terrains sont très fréquentes. Au Québec, le système de gestion des terrains contaminés mis en place en 1991 recense en moyenne 364 nouvelles inscriptions chaque année (Hébert & Bernard, 2013). Dans ces cas, trois options sont possibles pour réhabiliter un terrain. Prévenir la contamination La prévention repose sur les bonnes pratiques visant à limiter, voire à sup- primer les contaminations. Ces bonnes pratiques sont encadrées par divers réglementations relatives à la fabri- cation des produits potentiellement toxiques, à leur transport, à leur stoc- kage, à leur utilisation et à l?élimination des produits résiduels (Calvet, 2013). Tableau 3.2Classement des plantes selon leur sensibilité à la salinité du sol (modifié d?après Calvet, 2013; Dirr, 1976; et Kumaragamage etal., 2021). Les valeurs indiquées sont les conductivités électriques de l?extrait de pâte saturée. Plantes très résistantes (EC toléré = 10-12dS.m-1) Plantes moyennement résistantes (EC toléré = 4-10dS.m-1) Plantes sensibles, peu résistantes (EC toléré <4dS.m-1) Betterave maraîchère Asperge Épinard Orge Betterave à sucre Colza Coton Saule Amélanchier du Canada Mélèze laricin Pin gris Chêne rouge Tremble Bouleau à papier Chou Laitue Concombre Trèfle blanc Ray-grass anglais Luzerne Avoine Riz Maïs Fétuque Soja Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche Tremble Bouleau à papier Radis Céleri Haricot vert Trèfle rouge Érable Pin blanc Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche 51 Remplacer La première option de réhabilitation consiste à exporter la contamination en excavant les sols contaminés et en les remplaçant par des sols non conta- minés. Cette option est souvent envi- sagée en cas de projet de construc- tion résidentielle, et en cas d?absence de technique efficace de décontami- nation in situ des sols, par ex., les sols imperméables ou très contaminés (Zhioua, 2018). Elle permet de réha- biliter le terrain rapidement mais elle est coûteuse et ne traite pas systé- matiquement la pollution (Zhioua, 2018). Le matériel exporté sera éven- tuellement traité par un traitement physique, chimique ou biologique ex situ (Tableau 3.3), puis enfoui ou valorisé (Hébert & Bernard, 2013). En effet, bien que l?enfouissement dans les centres autorisés est la méthode la plus commune au Québec, les sols dont les concentrations en contami- nants dépassent les valeurs limites fixées par l?annexe I du règlement sur l?enfouissement des sols contaminés (RESC) doivent être préalablement traités (article 4 du RESC; Hébert & Bernard, 2013; Zhioua, 2018). Tableau 3.3.Technologies utilisées pour décontaminer les sols (d?après Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Traitement in situ, ou ex situ Composés organiques ou inorganiques Dégradation, extraction, ou immobilisation Désorption thermique ex situ Organiques Extraction Incinération ex situ Organiques Dégradation Pyrolyse ex situ Organiques Dégradation Solidification in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Électrocinétique in situ Inorganiques, Organiques Extraction Barrière gelée in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Systèmes de pompage et traitement in situ Organiques Extraction Chauffage du sol (par résistance électrique, électromagnétique, injection d?air ou d?eau chaude) in situ Organiques Extraction Adsorption ex situ, in situ Organiques Extraction Chimique Stabilisation in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Oxydation ex situ, in situ Organiques Dégradation Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols ex situ, in situ Inorganiques, Organiques Extraction Déshalogénation ex situ, in situ Organiques Dégradation Biologique Biopile aérobie ex situ Organiques Dégradation Compostage aérobie ex situ Organiques Dégradation Phytoimmobilisation in situ Inorganiques Immobilisation Phytoextraction in situ Inorganiques Extraction Bioventilation in situ Organiques Dégradation Bioaugmentation in situ Organiques Dégradation Phytodégradation in situ Organiques Dégradation Rhizodégradation in situ Organiques Dégradation 52 Immobiliser La deuxième option de réhabilita- tion consiste à confiner la pollution en l?immobilisant sur le site (Tableau 3.3). Cette option ne traite pas la pol- lution, mais protège l?environnement du terrain contaminé, notamment les eaux souterraines, et peut convenir aux sites d?enfouissement. On peut citer la solidification/stabilisation, et la phytoimmobilisation. ? La solidification / stabilisation consiste à mélanger des sols conta- minés avec un agent liant ou sta- bilisant pour lier physiquement (solidification) ou chimiquement (stabilisation) les contaminants (Désilets etal., 2017). Elle immobi- lise ainsi de façon in situ ou ex situ les contaminants des sols silteux, sablonneux ou graveleux, à faible ou forte profondeur, et empêche leur lixiviation ou leur migration (Désilets et al., 2017; Ricciardi- Rigault etal., 2017). Principalement utilisée pour les éléments traces, cette technique convient égale- ment aux radicaux libres, aux ma- tières radioactives, aux composés organiques non volatils et semi- volatils (par ex., éthènes chlorés, composants d?hydrocarbure pétro- liers, biphényles polychlorés, pesti- cides, dioxines, furannes) (Désilets etal., 2017). ? La phytostabilisation (ou phy- toimmobilisation) correspond à l?utilisation de certaines plantes pour stabiliser les contaminants dans les sols contaminés et réduire leur mobilité et leur biodisponibi- lité (Ali etal., 2013). Les plantes en question peuvent immobiliser les éléments traces dans les racines par sorption, ou dans la rhizos- phère par complexation, précipi- tation sous une forme insoluble ou réduction de valence (en excré- tant des enzymes redox) (Ali etal., 2013). La phytostabilisation limite ainsi l?accumulation des éléments traces dans la chaîne alimentaire et minimise leur lixiviation dans les eaux souterraines (Ali etal., 2013). Extraire ou dégrader La troisième option de réhabilitation consiste à traiter in situ la pollution en utilisant des processus physiques, chimiques ou biologiques soit pour extraire la pollution soit pour la dé- grader (Tableau 3.3). Cette option, permettant d?éviter les travaux d?ex- cavation ou le démantèlement des infrastructures, est moins coûteuse mais peut être plus longue à mettre en oeuvre (Zhioua, 2018). Ces mé- thodes sont généralement utilisées lorsque la zone contaminée n?est pas facilement accessible (sous un bâti- ment ou un stationnement, accès em- pêché par une infrastructure comme une route, une voie ferrée ou un bâti- ment, contamination trop en profon- deur, ou espace trop restreint). Elles pourraient être développées davan- tage pour les projets d?espaces verts, notamment en utilisant les méthodes de phytoremédiation. ? Parmi les techniques in situ adap- tées aux contaminants organiques et inorganiques, les systèmes de pompage consistent à appli- quer un vide à l?intérieur d?un puits avec une pression négative afin de pomper les liquides et les vapeurs, jusqu?à une profon- deur de 10 m, voire plus (Désilets et al., 2018a, 2018b, 2018c). Par ex., l?extraction multiphase per- met de simultanément récupérer les liquides en phase non aqueuse (LPNA), contrôler la pollution dis- soute dans les eaux souterraines et assainir l?eau et l?air des sols de la zone vadose. L?extraction mul- tiphase peut se faire avec un seul tuyau d?aspiration dans le puits au niveau de l?interface air-liquide (bioaspiration), ou à l?aide de deux pompes, une pompe submersible dans le liquide contaminé (LPNA et eau souterraine) et une pompe à vide dans la zone vadose pour extraire l?air uniquement (extrac- tion double phase) (Désilets etal., 2018c). L?extraction multiphase est adaptée en présence de LPNA légers comme le diesel et l?es- sence, mais aussi en présence de LPNA denses comme des solvants chlorés. L?extraction multiphase, adéquate dans les sols à perméa- bilité intermédiaire (entre 10-5 à 10-3 cm.s-1), est très énergivore et coûteuse (Désilets etal., 2018c). ? Également adéquat pour les contaminants organiques ou inorganiques, le lavage des sols consiste à utiliser une solution de lavage pour mobiliser les conta- minants vers un système de récu- pération des eaux souterraines (Thibodeau et al., 2019a). La solu- tion de lavage est soit injectée de façon continue en amont de la contamination (pour une contami- nation en zone saturée), soit injec- tée directement à la surface du sol du secteur contaminé (pour une contamination en zone vadose), puis elle est récupérée en aval par pompage (Thibodeau etal., 2019a). Cette solution est le plus souvent un surfactant ou un cosolvant, mais elle peut aussi être de l?eau, un acide, une base, un oxydant chimique, un agent chélateur, un polymère ou un solvant organique (Thibodeau et al., 2019a). Certains de ces produits, connus pour leur forte acidité, peuvent affecter la fertilité ou la structure du sol, ou la qualité des eaux souterraines. Le lavage est efficace dans les sols perméables sablonneux ou gra- veleux et homogènes, avec une teneur en particules fines (argiles, limons) inférieure à 20 %, et une teneur faible ou modérée en ma- tière organique (Thibodeau et al., 2019a). ? Pour les composés organiques, l?oxydation chimique est la tech- nique la plus répandue (Bathalon 53 et al., 2019; Delisle et al., 2019; Thibodeau et al., 2019b). Elle consiste à injecter une matière oxy- dante dans la zone vadose ou satu- rée, afin d?oxyder les contaminants et de les dégrader partiellement ou complètement en CO2, H2O et ions inorganiques (comme le chlorure). Le permanganate de potassium ou de sodium en solution est souvent utilisé en raison de sa stabilité, mais il est très sélectif : il peut dégrader les éthènes chlorés, les hydrocar- bures aromatiques polycycliques, des composés aliphatiques chlorés (perchloréthylène; trichloréthy- lène; dichloréthylène; chlorure de vinyle), mais n?est pas efficace pour oxyder le benzène, les benzènes chlorés, le MTBE, le tétrachlorure de carbone ou les éthanes chlorés (Thibodeau et al., 2019b). L?ozone gazeux, plus oxydant, est efficace sur une plus large gamme de subs- tances organiques toxiques ou dif- ficilement biodégradables, mais est très réactif et plus difficile à utiliser (Bathalon etal., 2019). Le peroxyde d?hydrogène mélangé avec un ca- talyseur (fer ferreux [Fe2+]) peut également servir d?oxydant (Delisle etal., 2019). ? L?électrocinétique est particuliè- rement intéressante pour extraire les éléments traces métalliques, même si elle peut aussi conve- nir aux contaminants organiques en utilisant un agent chimique (Ricciardi-Rigault et al., 2019). Il s?agit d?appliquer un courant élec- trique continu de faible inten- sité entre des paires d?électrodes (anodes et cathodes) situées au coeur et autour d?une zone contami- née (Ricciardi-Rigault etal., 2019). Le courant électrique induit l?élec- trolyse de l?eau, générant les ions H+ et OH- à l?anode et à la cathode, respectivement (Zhioua, 2018). Pour les métaux, le courant élec- trique permet leur solubilisation par le milieu acide créé à l?anode, leur migration vers le comparti- ment cathodique et leur précipita- tion avec OH- sous forme de sels d?hydroxydes (Zhioua, 2018). Plus généralement, les ions métalliques, l?ammonium et les composés orga- niques de charges positives se dé- placent vers la cathode, tandis que les anions tels que les chlorures, les fluorures, les nitrates et les composés organiques de charges négatives se dirigent vers l?anode (Ricciardi-Rigault et al., 2019). L?électrocinétique peut être com- binée à une autre technologie pour l?extraction des contaminants (par ex., pompage, Zhioua, 2018). La nature des électrolytes joue un rôle primordial dans l?efficacité du trai- tement électrocinétique. On peut augmenter la solubilité des métaux en utilisant des acides (par ex., acide citrique) ou des agents ché- lateurs (par ex., acide éthylène dia- minetétraacétique), mais certains composés de faible biodégradabi- lité peuvent persister dans le sol (Zhioua, 2018). Bien qu?énergivore et coûteuse, elle peut être utile dans le cas des sols à texture fine (argile, silt argileux) pour lesquels peu de technologies de réhabili- tation existent. Pour être efficace, les sols doivent avoir une teneur en eau supérieure à 10 % et être exempt de LPNA légers et denses (Ricciardi-Rigault etal., 2019). ? Les composés organiques peuvent aussi être dégradés par des traite- ments biologiques, c?est-à-dire en utilisant l?activité des microorga- nismes. Par ex., la bioventilation consiste à aérer les sols par injec- tion ou extraction d?air via des puits, ou d?autres structures afin de sti- muler l?activité biologique (Delisle et al., 2017). Utilisant les différen- tiels de pression (système passifs) ou l?énergie solaire, cette méthode convient pour dégrader les compo- sés organiques en condition aéro- bie (surtout les hydrocarbures) dans la zone vadose (Delisle etal., 2017). L?air est le gaz principale- ment injecté, mais le gaz méthane ou propane a également été utilisé pour la réhabilitation cométabo- lique des solvants chlorés (Delisle et al., 2017). L?injection plutôt que l?extraction d?air permet de réduire la volatilisation des contaminants mais est déconseillée s?il y a pré- sence de bâtiments ou d?infrastruc- tures souterraines (Delisle et al., 2017). Alternativement, la bioaugmen- tation se fait avec l?introduction de microorganismes indigènes ou exogènes dans les sols par vapori- sation en surface ou par des puits d?injection en profondeur afin de dégrader les contaminants, ou de réduire leur mobilité ou leur toxici- té (Turgeon etal., 2019). L?inoculum est préparé en laboratoire à par- tir d?échantillons de sol d?un site contaminé ou apte à dégrader les composés ciblés (Turgeon et al., 2019). La bioaugmentation a été appliquée pour le traitement aéro- bie de carburants (par ex., diesel) et la réduction anaérobie de sol- vants chlorés. Les sols doivent être propice à l?activité des mi- croorganismes, c?est-à-dire un pH idéalement situé entre 6 et 8, une concentration en contaminants ni trop élevée (toxique) ni trop faible (limitant), et une concentration en métaux modérée (Turgeon et al., 2019). ? La phytoremédiation utilise les plantes (et les microorganismes associés) pour réhabiliter des ter- rains contaminés par des compo- sés organiques ou inorganiques. C?est une méthode écologique- ment, économiquement et sociale- ment adéquate dans le cadre d?un projet d?espace vert. Cependant, elle implique que les contaminants soient sur une grande surface et dans la couche superficielle (zone d?exploration des racines), que les 54 concentrations en contaminants soient relativement faibles, qu?il n?y ait pas d?infrastructure souterraine ou de bâtiment, et que le temps dis- ponible soit long (>5 ans) (Turgeon etal., 2018b, 2018a). Le défi majeur de la phytoremédiation consiste à sélectionner les espèces de plantes appropriées (Dadea et al., 2017; Nikolic & Stevovic, 2015). Trois méthodes sont potentiellement intéressantes. Premièrement, dans la phytoextraction (ou phytoaccumulation), les contami- nants inorganiques (éléments traces) sont absorbés par les racines, translo- qués dans la partie aérienne, où ils s?ac- cumulent (Ali etal., 2013). La récolte de la partie aérienne des plantes permet de récupérer les contaminants, de les dispo- ser dans un endroit sécuritaire ou de les recycler après incinération ou compos- tage (Turgeon etal., 2018a). Les plantes hypertolérantes et hyperaccumulatrices qui accumulent beaucoup d?éléments traces dans peu de biomasse sont par- ticulièrement intéressantes pour la phy- toextraction, par rapport aux plantes qui accumulent autant d?éléments traces dans beaucoup de biomasse (par ex., Brassica juncea) (Ali et al., 2013). Les plantes qui génèrent plusieurs récoltes dans une saison de croissance ont un plus gros potentiel de phytoextraction d?éléments traces (par ex., Trifolium sp.). Les herbes sont préférables aux arbres ou arbustes, à cause de leur taux de croissance élevé, et de leur plus grande adaptabilité aux stress environnemen- taux (Ali et al., 2013). Les métaux faci- lement biodisponibles pour l?absorption par les plantes incluent le cadmium, le nickel, le zinc, l?arsenic, le sélénium et le cuivre (Turgeon etal., 2018a). Deuxièmement, dans la phytodé- gradation, les plantes absorbent et métabolisent les contaminants orga- niques par les enzymes produites dans leurs tissus (racines, feuilles ou tiges) comme les déshalogénases et les oxygénases (Ali et al., 2013; Turgeon etal., 2018b). Les contaminants cibles incluent les solvants chlorés, les herbi- cides, les insecticides, le pentachloro- phénol, ou les biphényles polychlorés (Turgeon etal., 2018b). Troisièmement, dans la rhizodégra- dation, les racines des plantes en se développant excrètent des exsudats racinaires et forment des canaux pré- férentiels, ce qui engendre des apports en nutriments, en air et en eau et donc stimule l?activité d?une diversité de microorganismes de la rhizosphère (Ali etal., 2013; Turgeon etal., 2018b). Ces microorganismes, ainsi que les en- zymes excrétées par les plantes, mé- tabolisent les composés organiques, et peuvent dégrader certains conta- minants, tels que les hydrocarbures, les pesticides, ou les solvants chlorés (Turgeon etal., 2018b). Choisir une méthode de réhabilitation parmi les différentes techniques est rendu complexe par l?hétérogénéité des sols et la diversité des contami- nants. De plus, certaines techniques de réhabilitation génèrent une pollu- tion additionnelle (utilisation de subs- trats polluants, dépenses en énergie et en ressources) ou déplacent la pol- lution existante dans l?eau ou l?atmos- phère (Zhioua, 2018). Pour réhabiliter un terrain, il s?agit donc d?élaborer des plans et devis, de réaliser les travaux, d?effectuer un contrôle et un suivi, pour enfin fermer le dossier lorsque la situation sur le terrain répond aux exigences légales et réglementaires (Hébert & Bernard, 2013). En France, la démarche d?interpréta- tion de l?état des milieux a été mise en place pour assurer que l?état des mi- lieux est compatible avec les usages fixés, en cohérence avec les disposi- tifs de gestion sanitaire et environne- mentale en place (MEDD, 2007). La méthodologie d?acquisition de l?état des milieux conduit à déterminer les usages réels des milieux, à connaître les modes de contaminations plau- sibles, et donc à identifier de manière précise les enjeux à protéger (MEDD, 2007). Elle se matérialise par des mesures qui comparent l?état des milieux d?exposition à l?état initial de l?environnement ou à l?état des milieux naturels voisins, ainsi qu?aux valeurs de gestion et aux dispositions réglementaires en vigueur (MEDD, 2007). Au final, la démarche vise à distinguer les milieux qui ne néces- sitent aucune action particulière, c?est-à-dire ceux qui permettent une libre jouissance des usages consta- tés sans exposer les populations, des milieux qui sont susceptibles de poser un problème et de nécessiter des actions à envisager dans le cadre d?un plan de gestion (MEDD, 2007). h. Cas des fosses de plantations : intégrer Contraintes Concilier les arbres avec le bâti et les activités urbaines de façon aussi intri- quée que dans le cas des arbres isolés et alignés pose de grosses contraintes sur la gestion du sol et de l?espace aé- rien et souterrain. Les sols urbains étant compactés par les infrastructures et le trafic, le défi majeur consiste à insérer dans ce milieu défavorable un espace suffisamment grand de sol superficiel peu compacté, bien aéré et riche en nutriments pour l?arbre. Cet espace, ap- pelé fosse de plantation, doit permettre le développement des racines, tout en cohabitant avec les réseaux souterrains et en étant résistant à la compaction générée par le trafic piétonnier et auto- mobile. Une mauvaise gestion mène généralement à des dommages sur les arbres (blocages du développement racinaire par les infrastructures, inci- vilités) et sur les infrastructures (cra- quement et soulèvement du trottoir par les racines) (Mullaney etal., 2015). La conception de la fosse va donc dé- pendre de l?espèce d?arbre, des condi- tions de sol environnant, des objectifs de l?implantation, de l?environnement urbain, des risques pris d?endommager l?arbre ou les infrastructures et du bud- get (Urban, 2008). 55 Végétation L?espèce d?arbre doit être définie en adéquation avec les caractéristiques du site de plantation, c?est-à-dire avec le climat, le sol et l?espace aérien et souterrain disponible. Pour choi- sir l?espèce, il ne faut pas se fier à la forme de l?arbre jeune, mais caractéri- ser l?arbre à maturité, notamment son collet et son système racinaire (Figure 3.3). Cependant, l?espace disponible en milieu urbain étant restreint, Urban (2008) conseille de ne pas choisir que des espèces d?arbres de petites tailles adaptées à cet espace. Au contraire, choisir des espèces à large canopée qui peuvent survivre dans des petites fosses laisse une chance à l?arbre de se développer dans le sol environnant, de croître à une grande taille et de former une canopée étendue. Fosse de plantation Concevoir les fosses de plantation nécessite de définir son ouverture, son volume, sa forme, sa protection de surface, son sol et son intégration dans le sol environnant. Les conflits entre le développement de l?arbre et le pavement étant inévitables dans les zones urbaines denses, la conception d?une fosse doit plutôt chercher à les minimiser en donnant un maximum de place à l?arbre, après avoir considéré le pavage minimum nécessaire à la cir- culation piétonnière et automobile et la présence des autres infrastructures aériennes et souterraines (Urban, 2008). L?ouverture de la fosse doit être suf- fisamment grande pour permettre le développement du collet et de la plaque racinaire (Figure 3.4). Pour cela, il faut considérer la forme de l?évasement du tronc de l?arbre à maturité en observant une quinzaine d?arbres matures de la même espèce. Le collet peut avoir un diamètre jusqu?à trois fois, et la plaque racinaire jusqu?à 10 fois le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité, pouvant ainsi s?étaler sur un cercle de 4 m de diamètre environ (Urban, 2008). Bien qu?il soit difficile de créer une ouverture de fosse aussi grande en ville, il est important que celle-ci soit la plus grande possible (Urban, 2008). Dans le cas d?arbres ali- gnés, on peut même concevoir une ou- verture de fosse commune avec un es- pace non pavé entre les arbres (Urban, 2008). Le volume de la fosse, qui en pratique est souvent entre 6 et 10 m³, devrait être bien plus grand, afin de donner un volume de sol suffisant aux racines pour répondre aux fonctions d?approvi- sionnement en eau, d?apport en nutri- ments et d?ancrage (Gillig etal., 2008; Mullaney et al., 2015; Urban, 2008). En France, le Cahier des clauses tech- niques générales (fascicule 35) fixe un minimum de 9 m³ pour les arbres à petit développement (hauteur entre 7 et 15 m), et de 12 m³ pour les arbres à moyen et grand développement (hauteur > 15 m) (Guinaudeau, 2010). Pour Guinaudeau (2010), le volume minimum requis serait de 15 m³ pour le développement durable d?un arbre. Sur le canton de Genève, on cite un volume supérieur à 9 m³ pour un arbre Jeune arbre Racine-contrefort Figure 3.3.Développement du collet (zone d?évasement du tronc; trunk flare) et du système racinaire d?un arbre. Le système racinaire est formé de racines-contreforts (au-dessus du sol, visibles) et de racines souterraines pouvant soulever le niveau du sol. Les racines initiales qui se déve- loppent sous le tronc se subdivisent et se rétrécissent rapidement (de 25-30cm au niveau du tronc à 7-10cm à 2m du tronc) pour former le système racinaire de l?arbre : on parle de plaque racinaire (zone de conicité rapide; zone of rapid taper). Au moment de la plantation Trou de plantation peut monter avec le soulèvement racinaireCollet Figure 3.4.Conception de la fosse en considérant le futur développement de la base du tronc entre un arbre au moment de la plantation et un arbre à maturité. L?ouverture de la fosse, initialement recouverte de sol nu et d?une motte de racines, va en 30-40 ans se remplir de matière ligneuse du collet et de la plaque racinaire. Les relations allométriques entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) et les diamètres du collet et la plaque racinaire sont indiquées (modifié d?après Urban, 2008). 56 de hauteur entre 15 et 20m dans une fosse aux parois latérales ouvertes, et à 15 m³ pour un arbre à grand dévelop- pement (hauteur > 20 m). Aux États- Unis, Urban (2008) conseille même une fosse de diamètre supérieure à 6m (~30m3) pour supporter un arbre fonctionnel à grande canopée. Pour définir précisément le volume adéquat, Urban (2008) propose une relation entre la taille de l?arbre et le volume minimal de la fosse nécessaire à son développement (Figure 3.5). Apporter un volume de sol aussi grand impliquera dans la majorité des cas d?intégrer le sol environnant la fosse (voir plus loin). Dans les cas excep- tionnels où les parois de la fosse sont fermées et bloquent le développement racinaire (par ex., les voûtes), le volume total de sol doit être fourni au sein de la fosse (Urban, 2008). La forme de la fosse doit être adaptée au système racinaire de l?arbre, au sol et à la configuration spatiale du site de plantation. Ainsi, on peut concevoir une surface de fosse ronde, ovale, carrée, rectangulaire ou autre. Une fosse allon- gée au détriment de la largeur permet d?agrandir la zone de plantation favo- rable au développement du système racinaire tout en maintenant une zone de circulation piétonnière suffisam- ment large (Urban, 2008). Cependant, on ne peut pas compenser un manque de volume en augmentant la profon- deur; celle-ci devrait se situer entre 1 et 1.5 m, au-delà de laquelle les conditions d?oxygénation ne permettent pas un bon développement des racines (Gillig et al., 2008). Pour les arbres alignés, concevoir une fosse de plantation conti- nue (tranchée) permet de maximiser le volume disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Une protection de surface est généra- lement utilisée pour recouvrir l?ouver- ture de la fosse avant la plantation et après lorsque l?arbre est jeune, afin d?éviter la compaction par le trafic pié- tonnier et automobile. Cette protec- tion ne sera plus nécessaire lorsque le tronc et les racines de l?arbre mature auront recouvert l?ouverture de la fosse. La meilleure pratique consiste à couvrir la surface du sol de l?ouverture de la fosse avec du paillis organique (par ex., copeaux de bois), qui, en plus de protéger de la compaction, va em- pêcher l?évaporation de l?eau, modérer la température, fournir de la matière organique et améliorer la reprise après la transplantation, sans provoquer de dommage à l?arbre (Urban, 2008). Le paillis peut être réapprovisionné ré- gulièrement jusqu?à la dixième année après la plantation, mais ne doit pas accumuler une épaisseur supérieure à 5-7cm pour éviter une forte rétention d?eau (le haut du paillis doit rester en dessous du pavage) (Urban, 2008). D?autres matériaux peuvent être uti- lisés pour le paillage des arbres : gra- vier naturel, AAS expansé, caoutchouc émietté, poussière de pierres, granit décomposé (Urban, 2008). Ils ont des fonctions similaires au paillis orga- nique, excepté le fait qu?ils ne contri- buent pas à la couche organique du sol. Les agrégats plus fins sont plus stables au mouvement que le paillis de pierres de plus grande taille (Urban, 2008). Les grilles d?arbre de différentes ma- tières (fonte, acier, plastique, béton) sont traditionnellement utilisées pour recouvrir l?ouverture des fosses (Urban, 2008). Cependant, les grilles d?arbre ont de nombreux inconvénients : en plus d?être coûteuses, elles peuvent ceinturer le tronc et étrangler l?arbre quand il croît; elles peuvent être soule- vées par les racines et créer des risques de trébuchement; et elles exigent un abaissement de la motte de l?arbre sous le niveau du pavage (Urban, 2008). Si les concepteurs insistent pour utili- ser une grille d?arbre, il faut choisir un modèle ayant une grande prise centrale (> 60 cm de diamètre), et agrandir le trou ou retirer la grille quand l?arbre s?est bien développé (Urban, 2008). Au moment de la plantation, Urban (2008) conseille même d?élever la motte au niveau de la chaussée pour que les racines en croissant soulève la grille et force son retrait. Une fois enlevée, on peut remplir l?espace restant de paillis (Urban, 2008). Les plantations couvre-sol (arbustes, vivaces, annuelles, bulbes, pelouse) sont des alternatives au paillis pour éviter le piétinement de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Cependant, lorsque l?arbre est nouvellement ins- tallé, ces plantes peuvent entrer en compétition avec les racines de l?arbre pour l?eau et les nutriments à un mo- ment critique pour sa croissance, et les pousser à se développer plus pro- fondément (Urban, 2008). Il n?est donc pas recommandé de planter dans la motte de racines de l?arbre nouvelle- ment planté (mettre du paillis dans cette zone). De plus, il peut être néces- saire d?apporter un arrosage supplé- mentaire ou des fertilisants organiques (Urban, 2008). Au fur et à mesure que l?arbre se développe, les changements des conditions microclimatiques au sol (dépendant de l?espacement avec les autres arbres) impliquent de rem- placer les espèces couvre-sol, ou de choisir des plantes pouvant tolérer des conditions ensoleillées à la plantation et ombragées à la maturité de l?arbre (par ex., liriope, lierre) (Urban, 2008). La plantation d?annuelles (ou autres) DH P 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 Figure 3.5.Relation entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité et le volume de sol requis dans la fosse de plantation (d?après Urban, 2008). 57 sous un arbre établi peut se faire en utilisant un outil de creusement pneu- matique pour ne pas endommager ses racines absorbantes et structurales (Urban, 2008). Dans les zones achalandées, on peut utiliser une bordure ou une clôture autour de l?ouverture de fosse pour empêcher la circulation des piétons et des véhicules, notamment lorsqu?il y a des plantations de couverture (Urban, 2008). Les bordures et les clôtures doivent reposer sur la base du pavement et non sur la fosse, au risque de diminuer le volume de sol disponible à l?arbre. Pour minimiser leur utilisation, on peut les instal- ler seulement sur les côtés de la fosse perpendiculaire à la circula- tion (Urban, 2008). Les bordures bloquent l?entrée d?eau et de sels du trottoir dans la fosse. Les clô- tures, pour les mêmes raisons que les grilles d?arbres, doivent être évitées; si on les utilise, elles doivent être suffisamment hautes (45 à 60 cm) pour éviter le trébuchement (Urban, 2008). Lorsque l?utilisation de l?espace par les piétons est trop intense et nécessite la surface additionnelle de l?ouverture de fosse, on peut requérir une surface de pavement flexible autour de l?arbre, qui s?adapte à la circulation des pié- tons (éviter les trébuchements) et à l?expansion des racines (permettre le soulèvement) (Urban, 2008). Ce pave- ment flexible inclut : ? Les pavés en pierre ou en brique (10 x 10cm), posés en vrac ou sur un lit de 2.5cm d?épaisseur fait de sable ou de poussière de pierre, avec des joints de sable de 1cm (Urban, 2008). Ce lit de pose et ces joints, pour assurer les flux d?air et d?eau, ne doivent pas être faits en mortier ou en ciment (Urban, 2008). Les pavés ne doivent pas être posés sur la motte de racines et devront être progressivement réinstallés ou reti- rés pour agrandir l?ouverture de la fosse au fur et à mesure que l?arbre se développe et que les racines sou- lèvent la surface, ceci afin d?éviter d?étrangler l?arbre (Urban, 2008). ? L?asphalte, le gravier et la poussière de pierre sont assez flexibles face aux soulèvements racinaires et né- cessitent moins de réparations que les pavés unitaires (Urban, 2008). ? Des briques en caoutchouc pour paver les trottoirs près des arbres ont aussi été testées afin de s?adap- ter au soulèvement des racines et réduire les conflits avec les usagers (Urban, 2008). ? Le pavage suspendu au-dessus du sol de la fosse est un moyen effi- cace de faire pousser des grands arbres et d?éviter les conflits entre les racines, le pavage et les usagers (Urban, 2008). Le sol de la fosse est conçu à partir de différents matériaux formant des horizons (couches superposées) et des volumes (zones juxtaposées) pour répondre aux fonctions assignées (cf. Figure 3.1.A). Selon que les matériaux anthropiques ajoutés sont terreux ou technologiques, on forme un sol recons- titué (Figure 3.6.A) ou un sol construit (Figure 3.6.B), respectivement. A BSol reconstitué Sol construit Composition des mélanges Solum présent initialement Couche de drainage Terres excavées acides Déchets verts broyés Figure 3.6.Profils de sols dans une fosse de plantation de berme latérale, avec: (A) un sol reconstitué (incluant un exemple avec mélange terre-pierres); et (B) un sol construit (incluant la composition en volume des mélanges) (A, modifié d?après Gillig etal., 2008; B, modifié d?après Damas & Coulon, 2016) 58 Les sols reconstitués sont générale- ment formés d?une couche de terre végétale, d?une sous-couche arable, et éventuellement d?une couche de drai- nage (Figure 3.6.A). La terre végétale et la terre arable sont idéalement de texture loemeuse (loam, loam sableux, loam sablo-argileux, loam argileux, loam limoneux; cf. Figure 2.2), avec un enrichissement en matière organique dans la terre végétale (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Les sols sableux, qui ont un bon drai- nage et tolèrent des niveaux de com- paction élevés, peuvent aussi être uti- lisés, mais, ayant une faible capacité de rétention en éléments nutritifs et en eau, ils doivent être enrichis en matière organique et associés aux sites ayant de bonnes précipitations ou une nappe phréatique superficielle (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). À Amsterdam, un mélange de sol spécial (sable moyen à grossier, avec 2-4 % d?argile et 4-5 % de matière organique) a été conçu pour être compacté à un taux élevé (80 % de la densité maximale) tout en permettant aux racines de croître (Urban, 2008). En revanche, il faut éviter les sols argi- leux et les limons lourds (Urban, 2008). Le mélange terre-pierres, étant un matériau propice au développement racinaire et incompressible face aux contraintes physiques des voiries, peut être utilisé dans les fosses continues et parfois dans les fosses individuelles (celles ayant un volume supérieur à 12 m3), ainsi que dans le sol environ- nant les fosses (Gillig et al., 2008). Il est néanmoins nécessaire d?apporter un volume minimum de 4m3 de terre végétale au pied de l?arbre (Figure 3.6.A). Le mélange n?est recommandé que si les contraintes du site le justi- fient, c?est-à-dire s?il est nécessaire d?étendre la fosse de plantation sous une surface carrossable (Gillig et al., 2008). Les 2/3 de son volume étant constitué de pierres, il faut prévoir, en fonction des besoins de l?arbre, que seul 1/3 est disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Pour un sol construit, Damas & Coulon (2016) ont testé un sol formé d?un hori- zon de croissance (mélange Briques - Compost) et d?un horizon sque- lette (mélange Terres acides ? Béton ? Déchets verts) (Figure 3.6.B). Les fonctions et services rendus par ces matériaux de substitution étaient aus- si performants que ceux du mélange terre-pierres, exceptés ceux de support de voiries (Damas & Coulon, 2016). Comme intermédiaire entre matériaux terreux et technologiques, on peut citer le mélange de sol structurel CU développé par l?Université Cornell. Il s?agit d?un mélange d?agrégats de pierre et de terre, avec une petite quantité de gel polymère pour les maintenir ensemble. Il peut être com- pacté à 95 % de la densité maximale tout en favorisant la croissance des racines (Urban, 2008). L?intégration du sol environnant à la fosse est généralement nécessaire afin d?apporter un volume de sol suffisant à la croissance des arbres à long terme (cf. Figure 3.5). Cela consiste à anticiper et favoriser le développement des racines à l?extérieur de la fosse en vue d?augmenter le volume de sol exploité (Urban, 2008). Pour ce faire, le sol de la fosse doit être mis en contact avec le sol environnant, sans barrière d?infrastructures qui empê- cherait la sortie des racines ou les entrées d?eau (Urban, 2008). Il faut aussi s?assu- rer que la qualité du sol aux abords des parois de la fosse soit propice au dévelop- pement racinaire (aéré, drainant, nutritif, réalimenté en eau) (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). La fosse deviendra ainsi le support des grosses racines structurales, tandis que les racines fines absorbantes rechercheront leurs sources d?air, d?eau et de nutriments sous la chaussée et le trottoir (Urban, 2008). Selon la qualité du sol autour de la fosse et la configuration de l?espace, plusieurs options seules ou combinées existent pour intégrer le sol environnant à la fosse. Cette extension sous le pavement est souvent la partie la plus coûteuse de la plantation d?un arbre en ville (Urban, 2008). La première option est, en cas de sous-sol compact, d?ameublir (décom- pacter) les parois et le fond de la fosse de façon à permettre la croissance des racines latérales et des racines pivots (Figure 3.7.A). Deuxièmement, la mise en place d?un cadre ajouré (volume >10m3; largeur >2m; profondeur >1m; décompaction du fond sur 30cm), avec les ouvertures sur le côté pour l?exploration racinaire, permet de résoudre les problèmes de stabilité des bords de chaussées (Gillig et al., 2008). On peut également ins- taller des drains d?arrosage, d?évacua- tion et d?aération si le sol environnant est compact (Figure 3.7.B). Une troisième option, lorsque la fosse est à proximité de la voirie, est d?étendre la fosse par un mélange terre-pierres (ou autre mélange struc- tural) sous la chaussée et le trottoir (Figure 3.7.C). Cela permet d?agrandir le volume de sol propice à l?extension des racines, tout en répondant aux contraintes physiques de stabilité des voiries (Gillig etal., 2008). Il est néces- saire de mettre en place un revêtement perméable à l?eau sur le mélange pour que sa partie terre soit fertile (Gillig etal., 2008). La quatrième option consiste, en cas de sol adjacent inadéquat, à mettre en place une structure contenant du sol fertile qui connecte le sol de la fosse à la fosse d?un autre arbre ou à un espace vert plus important (par ex., jardin), ce qui peut augmenter l?efficacité du sol sous la voirie de 20 à 30 % (Urban, 2008). On présente ici les chemins ra- cinaires, les tranchées et les structures cellulaires : ? Les chemins racinaires (root paths) consistent en des tranchées étroites (10 x 30cm) qui guident les racines hors de la fosse, et si possible les dirigent vers les fosses ou les es- paces verts contigus (en moyenne, trois tranchées espacées de 120cm entre deux arbres contigus) (Figure 59 A Avec décompactage B Avec cadre ajouré et drains C Avec mélange terre-pierres D Chemin racinaires E Tranchées F Cellules structurelles Solum présent initialement Solum présent initialement Sous-couche arable Terre végétale Terre- pierres (a., b. et c. modifiés d?après Gillig et al. 2008) (d., e. et f. modifiés d?après Urban, 2008) Vu e de p ro fil Vu e de d es su s Vu e 3D Terre végétale compactée à 80% Sol initial compacté à 95% Graviers 15 cm Pont Figure 3.7.Techniques d?intégration du sol environnant à la fosse afin d?augmenter le volume exploitable par les racines : (A) par le décompactage du fond et des parois de la fosse; (B) par la mise en place d?un cadre ajouré et de drains; (C) par un mélange terre-pierres; (D) par l?installation de chemins racinaires; (E) par l?installation de tranchées; et (F) par l?utilisation de cellules structurelles (A, B, C, modifiés d?après Gillig etal., 2008; D, E, F, modifiés d?après Urban, 2008) 60 3.7.D). Les tranchées sont creu- sées avec une trancheuse, remplies d?une bande de drainage et de terre végétale de texture loameuse, puis compactées avec un compacteur à plaque vibrante (Urban, 2008). Bien que de volume faible, les chemins racinaires permettent d?élargir le volume disponible aux racines pour l?exploitation des ressources du sol et leur développement. La bande de drainage augmente l?aération et la rétention d?eau du sous-sol (grâce à sa couche de géotextile non tissé), ce qui forme des conditions propices au développement des racines sur 15cm de chaque côté de la tranchée. ? Les tranchées de sol, comme les chemins racinaires, connectent la fosse à une fosse voisine ou à un sol au-delà du pavement, mais étant plus larges (1.5-1.8 m de largeur; ~14m3 avec des arbres espacés de 10 m) que les chemins racinaires, elles agrandissent significative- ment par elles-mêmes le volume de sol disponible aux racines (Figure 3.7.E; Urban, 2008). Les tranchées sont creusées à bords inclinés pour maintenir l?intégrité structurelle du matériau de fondation, puis rem- plies de terre végétale de texture loameuse compactée au niveau maximal de support des racines pour soutenir aussi le pavage en béton; ensuite, elles sont recou- vertes d?une couche de gravier pour faciliter les échanges d?air et d?eau et réduire l?incidence des conflits entre la chaussée et les racines; en- fin, elles sont surmontées de dalles de béton assez larges pour couvrir la largeur de la tranchée et 50cm de chaque côté sur le sol adjacent compacté. ? Les systèmes de cellules modu- laires consistent à suspendre la structure du trottoir au-dessus du sol par une structure modulaire constituée de cellules ouvertes (dont on choisit la disposition pour former la largeur et la hauteur du système) et surmontée d?un pont (Figure 3.7.F). Ce système apporte un grand volume de sol propice à l?enracinement tout en protégeant de la compaction et des dommages causés par les racines et en s?adap- tant à l?espace disponible et aux infrastructures sous le pavement. Enfin, pour protéger la voirie de conflits avec les racines qui se déve- loppent en-dessous, des couches de transition entre le pavage et les racines peuvent être ajoutées. Par ex., la pose d?une couche de géotextile ou de géo- grille sous le pavage ou l?asphalte per- met d?uniformiser l?élévation du pave- ment par les racines et de former une surface plus lisse (Urban, 2008). De plus, mettre une couche en granulats (~15 cm), sans particules fines, sous le pavage en béton crée un espace sec et répartit la force de soulèvement des racines, ce qui favorise un enracine- ment plus profond et réduit la péné- tration des racines sous la chaussée (Urban, 2008). Cela peut être combiné à un épaississement en béton comme bordure solide autour de l?ouverture de la fosse, qui peut être légèrement surélevée au-dessus de la surface du sol (Urban, 2008). Même si ces différents systèmes per- mettent à l?arbre d?utiliser le volume de sol sous la voirie, cela ne suffit pas tou- jours dans les zones urbaines denses. En conséquence, le manque de volume pourra endommager le pavement et limiter le développement de l?arbre (croissance plus lente, taille plus pe- tite et espérance de vie plus courte) (Urban, 2008). Gestion de l?eau Dans les fosses de plantation, le vo- lume d?eau disponible pour l?arbre est limité. Il peut donc être nécessaire, après avoir estimé les flux d?entrées (précipitations et irrigation), les flux de sorties (évapotranspiration et drai- nage), et le RUM du sol (en moyenne, 10 % du volume de sol, d?après Gillig et al., 2008), de mettre en place des dispositifs de drainage et d?irrigation adaptés à la situation pour une gestion optimale des flux. Lorsqu?il y a des risques d?excès d?eau et d?hydromorphie, des dispositifs qui augmentent le drainage (couche de granulats, conduite de drainage en fond de fosse, réseau de fossés) peuvent être mis en place (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). L?arrosage pendant la saison de crois- sance est souvent nécessaire pour la reprise et le développement des jeunes arbres pendant les premières années après leur plantation (~3 ans), et également pour l?arbre adulte en cas de sécheresse extrême, notamment si le drainage mis en place favorise l?assèchement de la fosse (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Pour ce faire, l?es- sentiel est de bien humidifier la motte sans infiltrer l?eau trop rapidement. Des arrosages manuels répétés dans une cuvette d?arrosage à partir d?un camion-citerne ou des systèmes d?ar- rosage intégré avec goutteurs autoré- gulés peuvent être utilisés (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Les systèmes souterrains (tuyaux, fils et vannes) sont difficiles et coûteux à entretenir dans les zones urbaines (Urban, 2008). Quel que soit le dispositif utilisé, il faut le garder hors de la motte, et même de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Pour un arrosage rationnel, il est pos- sible de suivre la teneur en eau du sol et l?état hydrique de l?arbre pendant la saison de croissance (Gillig et al., 2008). Après l?établissement de l?arbre, les apports d?eau par précipitations natu- relles, sans irrigation, devraient être suffisants à l?arbre (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Si l?eau apportée par l?ouverture de la fosse n?est pas suf- fisante, on peut mettre en place un dispositif autour de la fosse pour per- mettre à l?eau d?entrer dans le sol et d?atteindre les racines, par ex., un dispo- sitif de collecte d?eau souterraine ou un 61 pavage perméable (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Plus généralement, avec un bon choix d?espèce, une bonne éva- luation des potentialités en eau du site et une bonne conception du sol et de la collecte en eau de la fosse, les précipi- tations naturelles devraient suffire à la croissance de l?arbre (Gillig etal., 2008). Protection des réseaux Lorsque l?installation de réseaux sou- terrains (tuyaux, câbles) et la planta- tion d?arbres se font à proximité l?une de l?autre (<1.50m du tronc ou <3m de l?axe des plantations), les gestion- naires des réseaux et ceux du projet de plantation doivent se concerter sur les procédures de protection mutuelle à mettre en oeuvre (Certu, 2002; Gillig et al., 2008; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les réseaux, il faut favoriser leur regroupement, leur localisation et leur marquage, et les couvrir par un film plastique, une coque ou une cloison géotextile afin d?empêcher les racines de les atteindre (Gillig et al., 2008; USDA, 2000). On peut aussi adapter la forme de la fosse, la position de l?arbre et l?espèce d?arbre (éviter les essences à enracinement puissant ou susceptible de produire une importante masse de radicelles; par ex., Acer saccharinum; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les arbres, les excavations et la mise en place de tranchées doivent se faire avec les moyens appropriés pour ne pas en- dommager les racines, tels qu?une mini pelle, un terrassement hydraulique, ou une intervention manuelle (Gillig etal., 2008). Si un décapage du sol est prévu au voisinage des plantations pour en abaisser le niveau, il faudra maintenir le sol situé au-dessus de la zone racinaire grâce à un talus ou un muret. i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer Contraintes Pour concevoir le sol d?une toiture vé- gétalisée, deux contraintes majeures sont à considérer. D?abord, la masse de la toiture végétalisée ne doit pas excéder la charge limite de la structure du bâtiment, ce qui limite le volume et la profondeur de sol et donc la réserve en eau et en nutriments du sol et l?ex- tension des racines (Cao et al., 2013; Papafotiou et al., 2013). Ensuite, les conditions microclimatiques en hauteur sur la toiture sont caractérisées par une plus forte exposition au soleil, au froid et au vent et des fluctuations de tempé- ratures plus importantes que celles au niveau du sol (Papafotiou etal., 2013). Ces deux contraintes entraînent un risque de dessication du sol et de stress hydrique des plantes, d?autant plus fort que la profondeur du sol est faible, ce qui rend la croissance et la survie des plantes plus difficiles (Boivin et al., 2001; Dunnett et al., 2008; Nagase & Dunnett, 2010). La mise en place d?une toiture végé- talisée nécessite donc d?évaluer ces deux paramètres et de déterminer les fonctions et services souhaités avant de sélectionner le couple végétation- sol adapté à la capacité du bâtiment et aux conditions microclimatiques de température et d?humidité (Papafotiou etal., 2013). Végétation Les plantes adaptées aux toitures végétalisées sont donc tolérantes au stress hydrique, comme les plantes à croissance faible ou compacte, à feuilles persistantes ou succulentes, ou ayant une capacité de stockage d?eau ou une physiologie de type CAM (cras- sulacean acid metabolism). Par ex., les espèces de Sedum sont souvent utili- sées pour performer sur les toitures végétalisées peu profondes (<20cm), dites extensives (Durhman etal., 2007; Oberndorfer et al., 2007; Rowe et al., 2012; VanWoert et al., 2005). À côté, les toitures végétalisées plus pro- fondes (>20 cm), qualifiées d?inten- sives, peuvent recevoir des mélanges plus divers, incluant des arbustes et des arbres (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015). Sol Pour répondre aux contraintes pré- cédemment citées, la conception du sol d?une toiture végétalisée fait plu- tôt appel à des matériaux technolo- giques et au procédé de construction de sol, même si des matériaux terreux peuvent être utilisés. Il s?agit donc de définir la profondeur et la composition initiale d?un horizon de croissance et d?un horizon technique (Figure 3.8). Pour l?horizon de croissance, la pro- fondeur est un facteur très influent sur la croissance et la survie des plantes (Dunnett etal., 2008; Nektarios etal., 2011; Ondoño et al., 2016; Papafotiou etal., 2013). Augmenter la profondeur permet d?accroître le volume de sol disponible aux racines, la réserve en eau, et la disponibilité en nutriments, ce qui a une incidence sur la survie des plantes, notamment dans des climats secs et chauds (Nektarios et al., 2011; Papafotiou et al., 2013; Thuring et al., 2010). Dans le climat froid du Québec, l?étude de Boivin etal. (2001) montrait que la profondeur permettait une pro- tection contre les dommages du froid. En revanche, la profondeur augmente la charge sur le bâtiment (Thuring etal., 2010). Pour limiter cette charge, on peut adopter une disposition modu- laire en utilisant des bacs ou des jar- dinières (Figure 3.8), ce qui diminue la surface végétalisée au profit de la pro- fondeur de sol, ou on peut opter pour des matériaux de constitution plus légers (DEVE etal., 2017). Pour sélectionner la matière minérale de l?horizon de croissance, les principales propriétés à considérer sont la densité et la porosité. En effet, il est important de connaître la distribution des tailles de pores inter et intra-particules, de fa- çon à maximiser les larges pores (pour la circulation de l?eau de pluie et de l?air) et le RUM (pour le prélèvement par les plantes), tout en minimisant l?eau liée (porosité fine) inutilisable qui alourdit inutilement la toiture végétalisée (Best et al., 2015; Graceson et al., 2013). De 62 par leur densité faible et leur porosité et capacité de drainage élevées, cer- tains substrats grossiers naturels (lave, pierre ponce) ou artificiels (AAS expan- sé, laine de verre, vermiculite, perlite) ont l?avantage d?être légers, mais ils retiennent peu l?eau (Best etal., 2015). Les composants plus fins, comme cer- tains sols naturels, le limon ou l?argile, ont des pores plus petits, drainent plus lentement et retiennent mieux l?eau, mais ils sont sujets à engorgement, colmatage et compaction et ils sont lourds, notamment dans des conditions saturées (Kazemi & Mohorko, 2017). Le sable a une bonne capacité de drainage mais il est lourd (Ampim et al., 2010). Les matériaux recyclés ou de démoli- tion tels que la brique concassée ou la terre cuite sont aussi communément utilisés dans les substrats, ce qui per- met de les valoriser, mais ils peuvent contenir des produits toxiques (Carson et al., 2012; Kazemi & Mohorko, 2017; Molineux etal., 2009; Razzaghmanesh etal., 2014). Ajouter des matériaux holorganiques dans l?horizon de croissance permet d?augmenter la capacité de stockage pour l?eau, de fournir des nutriments et d?apporter des microorganismes, ce qui favorise la croissance et la sur- vie des plantes (Molineux et al., 2009; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013). Mais il faut veiller à appor- ter une matière organique stable, pour éviter une forte décomposition, surtout dans les climats chauds et humides, et une compétition entre les plantes et les microorganismes (Best etal., 2015; Emilsson etal., 2007; Rowe etal., 2006; Simmons, 2015). Le guide de la mairie de Paris recommande de 10 à 30 % en volume de matière organique dans l?ho- rizon de croissance (DEVE etal., 2017). Pour générer une rétention en eau plus stable qu?avec la matière organique, il est possible d?utiliser des additifs ou super-absorbants, comme les « hydro- gels » (Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014; Simmons, 2015). Mais les résul- tats montrent des réactions chimiques et une diminution de leur efficacité dans le temps (Kazemi & Mohorko, 2017; Nektarios etal., 2003; Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014). Pour l?horizon technique situé sous l?horizon de croissance, il s?agit prin- cipalement d?ajuster la composition et la profondeur d?une couche drainante, pour favoriser un drainage efficace des excès d?eau vers les dispositifs d?évacuation des eaux de pluie (Simmons, 2015). Cette couche est constituée de matériaux légers, gra- nuleux (graviers, briques concassées, pierre ponce, AAS expansé, etc.) ou autres (tapis de drainage, plaques en polystyrène alvéolé, etc.) (DEVE etal., 2017). Au-dessus de la couche drainante, on peut poser une couche filtrante pour éviter le transfert de particules de l?ho- rizon de croissance, et donc le colma- tage de la couche drainante. Elle doit avoir une forte perméabilité, être im- putrescible et avoir une grande résis- tance aux déchirements, comme une nappe de fibres synthétiques (polypro- pylène ou polyester non-tissé) (DEVE etal., 2017). Autres éléments Il est nécessaire d?ajouter entre la structure du bâtiment et la toiture vé- gétalisée une membrane d?étanchéité pour éviter les infiltrations d?eau et une couche d?isolation (Andenæs etal., 2018; DEVE etal., 2017). Idéalement, le Végétation Structure du bâtiment Étanchéité et isolation Figure 3.8. Superposition de couches pour former une toiture végétalisée en disposition continue ou modulaire, placée sur un bâtiment protégé par une membrane d?étanchéité et une couche d?isolation. L?horizon de croissance doit assurer les fonctions d?approvisionnement en eau, d?apport de nutriments et de support physique aux plantes, tandis que l?horizon technique doit assurer un drainage efficace de l?eau. 63 bâtiment doit également être équipé d?un point d?eau, d?un dispositif d?éva- cuation des eaux, d?un accès (échelle ou escaliers), d?un dispositif de sécu- rité (par ex., garde-corps) et de zones sans végétation (DEVE et al., 2017). Enfin, utiliser des intrants, comme de l?irrigation ou de la fertilisation, per- met de s?ajuster plus précisément aux conditions présentes sur la toiture végétalisée (Emilsson et al., 2007; Nektarios etal., 2011; Papafotiou etal., 2013; Rowe etal., 2006). Selon le climat Pour adapter une toiture végétalisée à un climat chaud et sec, on peut choi- sir une plante adaptée au climat (par ex., Sedum sp.), on peut augmenter la profondeur du sol, on peut sélectionner des composés qui améliorent la capa- cité de stockage pour l?eau (porosité moyenne, ajout de matière organique ou d?additif de rétention d?eau) ou on peut irriguer (Graceson et al., 2013; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013; Savi et al., 2014; Thuring et al., 2010). De plus, les matériaux comme la lave, la pierre ponce, les briques, les tuiles, ou l?AAS expansé qui ont une haute conduc- tivité thermique doivent dans un climat chaud être surmontés ou remplacés par une couche de matière organique ou minérale à faible conductivité thermique comme la vermiculite (Simmons, 2015). j. Augmenter le carbone d?un sol L?urbanisation modifiant la dynamique de carbone, gérer les sols dans le but d?y séquestrer davantage de car- bone (Figure 3.9) peut être un moyen efficace de lutter contre les change- ments climatiques (Lal, 2004; Pouyat et al., 2002). La principale stratégie consiste à végétaliser les espaces nus, ces derniers ayant des concentrations en carbone faibles et étant sujets à l?érosion (Bae & Ryu, 2015; Monteiro, 2017). La végétalisation, en favorisant la production d?exsudats racinaires, de litières de racines et de feuillages, et de débris ligneux, permet une entrée de carbone dans les sols (Bae & Ryu, 2015; Lal, 2004). Par ailleurs, décom- pacter, irriguer, fertiliser ou toute pra- tique rendant les sols fertiles, c?est- à-dire propices à la végétalisation, favoriseraient indirectement la sé- questration de carbone (Jarecki & Lal, 2003). Par ex., l?étude de Bae et Ryu (2015) a constaté une relation néga- tive entre la compaction et le stock de carbone du sol. L?afforestation, c?est-à-dire la for- mation par plantation ou semis d?un espace forestier sur un espace non forestier, est souvent citée comme un moyen de séquestrer du carbone dans les sols (Jandl etal., 2007; Mayer etal., Pour séquestrer du carbone 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier ou faire une rotation des espèces Fertiliser les sols en azote Ne pas travailler le sol Choisir des espèces aux racines développées Ne pas collecter les litières ni les résidus de récoltes Ajouter du compost, du fumier et des biosolides Augmenter la fixation de carbone par la production primaire 1 Favoriser l?entrée au sol de la biomasse végétale produite 3 Figure 3.9.Pratiques utilisées pour séquestrer du carbone dans les sols 64 2020). Le stockage de carbone se fai- sant surtout dans la couverture morte pendant les 30 premières années, puis transitant dans le sol minéral, l?afforestation sera particulièrement efficace si les chutes de litières sont laissées sur place (Mayer etal., 2020). Cependant, elle génère une séques- tration effective sur les sols nus et les terres cultivées, tandis qu?elle montre des effets variables sur des prairies ou des pâturages (Guo & Gifford, 2002; Korkanç, 2014; Laganière et al., 2010; Mayer et al., 2020). Les plantations d?arbres ne stockent donc pas systé- matiquement plus de carbone dans les sols que les plantes herbacées, même s?ils en séquestrent davantage dans la biomasse (Gibbon etal., 2010). Choisir entre une plante arborée ou herbacée pour végétaliser un espace devrait donc dépendre des autres services écosystémiques souhaités. Les feuillus et les conifères stockent une quantité équivalente de carbone dans les sols, bien que la distribution et la stabilité des composés orga- niques diffèrent (Mayer et al., 2020). L?utilisation de feuillus pourrait conve- nir davantage aux sols riches, tandis que les conifères seraient plus effi- caces dans les sols pauvres (Mayer et al., 2020). Augmenter la diversité des espèces d?arbres ou de plantes herbacées permettrait de séquestrer davantage de carbone dans les sols, en raison de la complémentarité entre espèces (Bae & Ryu, 2015; Lange etal., 2015; Mayer etal., 2020). De plus, les espèces aux racines plus profondes et développées permettent une plus grande stabilisation du carbone dans les sols (Poirier etal., 2018; Rasse etal., 2005). Bien qu?une plus grande den- sité de tiges pourrait être favorable à une plus grande production de litières et donc plus de carbone dans les sols, les effets ne sont pas clairement éta- blis (Mayer etal., 2020). Une fertilisation azotée, qu?elle soit ré- alisée par des fertilisants, des plantes fixatrices d?azote ou des dépôts ur- bains, entraîne un accroissement des stocks de carbone du sol (Mayer etal., 2020; Nave et al., 2009). Cela s?ex- plique d?une part par l?augmentation de la production de biomasse et donc de litières, notamment dans des fo- rêts déficientes en azote (Mayer etal., 2020). D?autre part, la décomposition diminue en raison (1) de la suppression de l?activité des enzymes de dégrada- tion de la lignine (par ex., peroxidases) en présence d?azote inorganique; (2) de la récalcitrance des composés phéno- liques liés à l?azote, et (3) de la produc- tion de composés microbiens stables riches en azote (Mayer et al., 2020). Considérant le coût environnemental de la production, du transport et de l?application de fertilisants, l?utilisation de plantes fixatrices pourrait être plus avantageuse, même si la quantité de carbone séquestré peut être légère- ment inférieure à celle avec les fertili- sants (Mayer et al., 2020; Nave et al., 2009). Les plantes fixant l?azote sont certaines espèces de légumineuses (famille Leguminosae ou Fabaceae) et le genre Parasponia en symbiose avec les bactéries rhizobia, les plantes actinorhiziennes (réparties sur 8 familles : Casuarinaceae, Coriariaceae, Eleagnaceae, Datisticaceae, Myricaceae, Betulaceae, Rhamnaceae et Rosaceae) en symbiose avec les bactéries Frankia, et plusieurs plantes (dont les Cycadophytes et les genres Gunnera et Azolla) qui font des sym- bioses avec les cyanobactéries Nostoc ou Anabaena (Franche et al., 2009). Comme arbres et arbustes fixateurs d?azote, on peut citer les espèces d?Alnus et de Ceanothus dans les forêts tempérées, et les espèces de Leucaena, de Falcataria, de Casuarina, et d?Acacia dans les tropiques (Binkley, 2005). Les plantes fixatrices d?azote peuvent être mélangées à d?autres espèces non fixatrices pour séquestrer du carbone (Forrester etal., 2013; Vidal etal., 2019). Enfin, plusieurs pratiques agricoles pourraient être utilisées dans les es- paces verts (notamment les espaces d?agriculture urbaine) pour séques- trer davantage de carbone dans les sols. Parmi ces pratiques, on peut citer le semis direct sans travail du sol, le maintien d?une couverture végétale permanente morte (paillis, débris de récoltes) ou vivante (culture interca- laire [dans l?espace] ou intermédiaire [dans le temps], haie ou agroforeste- rie), ou la diversification des cultures (rotation) (Chenu etal., 2014; Jarecki & Lal, 2003; Metay etal., 2007; Pellerin et al., 2020). Enfin, ne pas collecter les litières ou les résidus de récolte, et ajouter du compost, du fumier ou des biosolides favorisent le carbone des sols (Follett, 2001; Jarecki & Lal, 2003). 65 k. Préserver la biodiversité d?un sol La biodiversité des sols, incluant les microorganismes (bactéries, cham- pignons) et la micro, méso et macro- faune, assure la réalisation de plu- sieurs fonctions écosystémiques, en particulier celles de décomposition et de recyclage des nutriments (Delgado- Baquerizo et al., 2020; Swift et al., 1979). Préserver la biodiversité en milieux urbains, c?est-à-dire la diver- sité des gènes, des espèces, des éco- systèmes et des interactions, implique de mettre en place des approches par filtre brut et par filtre fin (Dunne etal., 2002; Hunter, 2005; Mace etal., 2005). Les approches par filtre brut visent à conserver les structures et les fonctions des écosystèmes de façon à répondre aux besoins de la majorité des espèces, tandis que les approches par filtre fin ciblent des besoins spé- cifiques d?espèces en particulier (par ex., espèces clés, espèces parapluies, espèces porte-drapeau, espèces ingé- nieures, espèces vulnérables) (Figure 3.10). Comme approches par filtre brut, les trois moyens de préserver la biodi- versité dans un contexte urbain sont de maintenir les sols vivants, diver- sifier les habitats et connecter ces habitats. Les organismes du sol étant principalement hétérotrophes et se nourrissant de matières organiques vivantes ou mortes, le premier moyen pour préserver la biodiversité des sols consiste à maintenir des sols vivants. Cela se fait en végétalisant les sols nus, en maintenant une couverture vé- gétale, en ajoutant des amendements de matières organiques, et en conser- vant ou restaurant les sols pour qu?ils restent propices à cette végétalisation (Moebius-Clune etal., 2016; Swift etal., 1979; Vukicevich et al., 2016; Zhao etal., 2012). Il faut aussi éviter l?utilisa- tion de biocides (pesticides, fongicides, herbicides) et les interventions qui al- tèrent les propriétés du sol (travail du sol, circulation, compactage, contami- nation avec des éléments traces ou des sels) (Moebius-Clune et al., 2016). De plus, il peut être nécessaire d?inoculer des microorganismes qui promeuvent la croissance des plantes (mycorhizes, bactéries fixatrices d?N) ou qui les pro- tègent en contrôlant des pathogènes (Trichoderma, Pseudomonas, Bacillus) (Scharenbroch & Smiley, 2021). La relation surface-diversité étant bien connue, maintenir une couverture vé- gétale sur au moins 10 % de la surface Pour préserver la biodiversité des sols APPROCHES PAR FILTRE BRUT APPROCHES PAR FILTRE FIN 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier les espaces verts Concevoir les corridors écologiques Mettre en place des mesures de connexion (déminéraliser, dalles non jointes, etc.) Connaître leurs besoins pour définir les mesures Maintenir les sols vivants Connecter les habitats 3 Figure 3.10.Pratiques utilisées pour préserver la biodiversité dans les sols 66 de la ville serait nécessaire pour pré- server la biodiversité urbaine (Beninde etal., 2015). Le deuxième moyen de favoriser la biodiversité des sols est de diversifier leurs habitats à l?échelle de la ville, en concevant des espaces verts différant par leur microclimat, leur végétation et leur sol (Beninde etal., 2015; De Deyn & Van der Putten, 2005; Nielsen etal., 2010; Tews etal., 2004). Cela consiste à mettre en place des espaces verts dans des zones de la ville distinctes par leur microclimat (en fonction des caractéristiques géométriques des infrastructures et des activités hu- maines) (Dimoudi et al., 2013). Cela consiste aussi à favoriser une diversité de types de végétation, de groupes fonctionnels et d?espèces de plantes, à l?échelle de l?espace vert et à celle de la ville. Diversifier les plantes peut entraî- ner un effet ascendant sur la diversité des organismes des sols, même si ce n?est pas systématique (De Deyn & Van der Putten, 2005; Hooper etal., 2000; Korboulewsky et al., 2016; Scherber etal., 2010; Vukicevich etal., 2016). En outre, les espaces verts formés par une végétation distincte vont impacter dif- féremment la température, l?humidité, la quantité de matière organique, la structure et la chimie des sols (Eviner & Chapin, 2003). Enfin, pour favoriser la biodiversité des sols, on peut créer ou maintenir l?hétérogénéité des sols en microhabitats et en ressources, via la mise en place d?une diversité d?espaces verts et via une gestion lais- sant au sol les éléments structuraux (litières, débris de bois mort, creux et monticules). Les corridors écologiques consti- tuent pour les espèces des zones de refuges, de déplacement et de disper- sion, et leur permettent d?accomplir leur cycle de vie, de recoloniser faci- lement des zones isolées et de réduire les extinctions locales (MacDonald, 2003). Créer des corridors écolo- giques pour connecter les espaces végétalisés urbains à différentes échelles (périurbaine, urbaine, quar- tier) est essentielle pour le maintien de la biodiversité dans un contexte de changements climatiques, bien que leurs effets sur les communautés des sols ne soient pas clairement établis (Beninde etal., 2015; Damschen etal., 2006; MacDonald, 2003; Rantalainen etal., 2008; Savard etal., 2000). Pour ce faire, la première étape est d?iden- tifier aux échelles précédemment mentionnées des espaces végétalisés (par ex., parcs, jardins) et des zones potentielles de connexion (par ex., boulevards) (Savard etal., 2000). Peng et al. (2017) proposent différentes méthodes, comme l?analyse de réseau (mesure de la connectivité d?un réseau modélisé par des points, des lignes et des surfaces, basée sur la théorie des graphes), ou l?analyse de résistance cumulative minimum (mesure de la ré- sistance rencontrée par la faune sau- vage en déplacement dans le paysage). La deuxième étape consiste à conce- voir les corridors, c?est-à-dire déter- miner leur configuration spatiale, leur contexte paysager, leur type d?habitat et la nature des espaces connectés (MacDonald, 2003). Dans la troisième étape, il s?agit plus concrètement de mettre en place les mesures pour créer le réseau. Déminéraliser (désasphal- ter) les rues, installer des dalles non jointes, installer des sols fertiles et non pollués ou végétaliser sont quelques exemples de mesures permettant de créer une « trame brune », à l?image de la « trame verte et bleue » (Joimel etal., 2021; Savard etal., 2000). Enfin, comme approche par filtre fin, il peut être important de mettre en place des dispositifs pour des espèces en particulier (Hunter, 2005). Pour cela, il est nécessaire de connaître la niche écologique de l?espèce, son habitat et sa vulnérabilité aux perturbations et changements environnementaux. 67 Conclusion La conception des sols en milieu urbain est une étape essentielle à la gestion et la préservation des espaces verts, et à leur cohabitation avec la population et les infrastructures urbaines. Comme le précisent Gillig etal. (2008), « concep- teurs et praticiens s?accordent à affir- mer que 80 % des problèmes rencon- trés par l?arbre en ville trouvent leurs causes dans le sol ». Adopter les bonnes pratiques est donc indispensable pour apporter les services écosystémiques à la population, tout en respectant l?ensemble des contraintes, incluant le budget et le temps alloués au pro- jet. Les techniques présentées ici sont diverses et permettent de s?adapter aux différentes situations rencontrées en ville. En outre, la conception des sols est complexe et fait intervenir une multi- tude d?acteurs, qui ont des responsabi- lités et des rôles variés, et qui doivent travailler en cohérence avec les objec- tifs à atteindre (Figure 4.1). Ainsi, les sols urbains doivent être abordés à travers une approche mul- tidisciplinaire et une innovation per- manente afin de répondre aux futurs défis environnementaux, sociaux et économiques des villes et des sociétés urbaines. Espaces verts et sols urbains RÉALISATION Les chefs de chantier et les ouvriers DÉCISION Les politiques et les collectivités BÉNÉFICIAIRES Les citoyens ÉTUDES Les chercheurs (unités de recherche) réseaux) APPROVISIONNEMENT Les fournisseurs (machines, matériaux, plantes) Figure 4.1.Les différents acteurs participant à la gestion des espaces verts et des sols urbains 68 Références Abrahams, P. W. (2002). Soils?: Their implica- tions to human health. Science of The Total Environment, 291(1), 1?32. Alexandri, E., & Jones, P. (2008). Temperature de- creases in an urban canyon due to green walls and green roofs in diverse climates. Building and Environment, 43(4), 480?493. Ali, H., Khan, E., & Sajad, M. A. (2013). Phytoremediation of heavy metals?Concepts and applications. Chemosphere, 91(7), 869?881. Amacher, M. C., O?Neill, K. P., & Perry, C. H. (2007). Soil vital signs?: A new soil quality index (SQI) for assessing forest soil health (p. 12) [Res. Pap. RMRS-RP-65WWW]. United States Department of Agriculture, Forest Service, Rocky Mountain Research Station. Ampim, P. A. Y., Sloan, J. J., Cabrera, R. I., Harp, D. A., & Jaber, F. H. (2010). Green roof growing substrates?: Types, ingredients, composition and properties. Journal of Environmental Horticulture, 28(4), 244?252. Andenæs, E., Kvande, T., Muthanna, T. M., & Lohne, J. (2018). Performance of blue-green roofs in cold climates?: A scoping review. Buildings, 8(4), 55. Angold, P. G., Sadler, J. P., Hill, M. O., Pullin, A., Rushton, S., Austin, K., Small, E., Wood, B., Wadsworth, R., Sanderson, R., & Thompson, K. (2006). Biodiversity in urban habitat patch- es. Science of The Total Environment, 360(1), 196?204. Bae, J., & Ryu, Y. (2015). Land use and land cover changes explain spatial and temporal vari- ations of the soil organic carbon stocks in a constructed urban park. Landscape and Urban Planning, 136, 57?67. Baer, S. G., Collins, S. L., Blair, J. M., Knapp, A. K., & Fiedler, A. K. (2005). Soil heterogeneity effects on tallgrass prairie community hetero- geneity?: An application of ecological theory to restoration ecology. Restoration Ecology, 13(2), 413?424. Bailey, V. L., Bolton, H. Jr., & Smith, J. L. (2007). Substrate-induced respiration and selective inhibition as measures of microbial biomass in soils. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 515?526). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Baize, D., & Girard, M.-C. (2009). Référentiel pédologique 2008. Association française pour l?étude du sol. Éditions Quae. Baize, D., & Jabiol, B. (2011). Guide pour la descrip- tion des sols. Éditions Quae. Balestrini, R., Lumini, E., Borriello, R., & Bianciotto, V. (2015). Plant-soil biota interactions. Chapter 11. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 311?338). Academic Press, Elsevier Inc. Barker, A. V., & Pilbeam, D. J. (2006). Handbook of plant nutrition. CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Basiliko, N., Dunfield, K., & Tenuta, M. (2021). Soil biodiversity and ecology. Chapter 6. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 194?233). Canadian Society of Soil Science. Bathalon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement à l?ozone?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=15&lang=fra Beninde, J., Veith, M., & Hochkirch, A. (2015). Biodiversity in cities needs space?: A me- ta-analysis of factors determining intra-urban biodiversity variation. Ecology Letters, 18(6), 581?592. Berg, B., & McClaugherty, C. (2020). Plant litter. Decomposition, humus formation, carbon se- questration (4e éd.). Springer Nature. Besir, A. B., & Cuce, E. (2018). Green roofs and facades?: A comprehensive review. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 82, 915?939. Best, B. B., Swadek, R. K., & Burgess, T. L. (2015). Soil-based green roofs. Chapter 6. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 139?174). Springer International Publishing Switzerland. Beyaert, R. P., & Fox, C. A. (2007). Assessment of soil biological activity. Chapter 40. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 527?545). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Binkley, D. (2005). How nitrogen-fixing trees change soil carbon. Chapter 8. In D. Binkley & O. Menyailo (Éds.), Tree species effects on soils?: Implications for global change (Vol. 55, p. 155?164). Kluwer Academic Publishers, Springer. Blanco, H., & Lal, R. (2008). Principles of soil con- servation and management. Springer Science + Business Media B. V. Boivin, M.-A., Lamy, M.-P., Gosselin, A., & Dansereau, B. (2001). Effect of artificial substrate depth on freezing injury of six herbaceous perennials grown in a green roof system. HortTechnology, 11(3), 409?412. Bounoua, L., Zhang, P., Mostovoy, G., Thome, K., Masek, J., Imhoff, M., Shepherd, M., Quattrochi, D., Santanello, J., Silva, J., Wolfe, R., & Toure, A. M. (2015). Impact of urbanization on US sur- face climate. Environmental Research Letters, 10(8), 084010. Bouyoucos, G. J. (1962). Hydrometer method improved for making particle size analyses of soils. Agronomy Journal, 54(5), 464?465. Brevik, E. C. (2013). Soils and human health?: An overview. Chapter 2. In E. C. Brevik & L. C. Burgess (Éds.), Soils and human health (p. 29?58). Taylor&Francis Group. Brown, S., Biswas, A., Caron, J., Dyck, M., & Si, B. (2021). Soil physics. Chapter 4. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An intro- duction to soil science (p. 100?149). Canadian Society of Soil Science. Brusseau, M. L., Pepper, I. L., & Gerba, C. P. (2019). Environmental and pollution science (3e éd.). Academic Press, Elsevier Inc. Burton, A. J., & Pregitzer, K. S. (2008). Measuring forest floor, mineral soil, and root carbon stocks. Chapter 10. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 129?142). Springer Science + Business Media B. V. Byomkesh, T., Nakagoshi, N., & Dewan, A. M. (2012). Urbanization and green space dynam- ics in Greater Dhaka, Bangladesh. Landscape and Ecological Engineering, 8(1), 45?58. Calvet, R. (2013). Le sol (2e éd.). Éditions France Agricole. Campbell, C. D., Chapman, S. J., Cameron, C. M., Davidson, M. S., & Potts, J. M. (2003). A rapid microtiter plate method to measure carbon dioxide evolved from carbon substrate amend- ments so as to determine the physiological profiles of soil microbial communities by using whole soil. Applied and Environmental Microbiology, 69(6), 3593-3599. Canadell, J., Jackson, R. B., Ehleringer, J. B., Mooney, H. A., Sala, O. E., & Schulze, E.-D. (1996). Maximum rooting depth of vegetation types at the global scale. Oecologia, 108(4), 583-595. Cao, J., Tamura, Y., & Yoshida, A. (2013). Wind tunnel investigation of wind loads on rooftop model modules for green roofing systems. Journal of Wind Engineering and Industrial Aerodynamics, 118, 20?34. Carson, T., Hakimdavar, R., Sjoblom, K., & Culligan, P. (2012). Viability of recycled and waste ma- terials as green roof substrates. Geotechnical Engineering, 3644?3653. 69 Carter, M. R., & Gregorich, E. G. (2007). Soil sam- pling and methods of analysis (2e éd.). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Certu. (2002). Les plantations d?arbres en ville. Le long des rues et sur les places. Ministère de l?Équipement, des Transports et du Logement. Centre d?études sur les réseaux, les transports, l?urbanisme et les constructions publiques. Charzynski, P., Hulisz, P., Piotrowska-Dlugosz, A., Kaminski, D., & Plak, A. (2018). Sealing effects on properties of urban soils. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban Soils (p. 155?174). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Chenu, C., Klumpp, K., Bispo, A., Angers, D., Colnenne, C., & Metay, A. (2014). Stocker du carbone dans les sols agricoles?: Évaluation de leviers d?action pour la France. Innovations Agronomiques, 37, 23?37. Churkina, G. (2012). Carbon cycle of urban eco- systems. Chapter 16. In R. Lal & B. Augustin (Éds.), Carbon sequestration in urban eco- systems (p. 315?330). Springer Science + Business Media B. V. Cimon-Morin, J., Darveau, M., & Poulin, M. (2013). Fostering synergies between ecosystem services and biodiversity in conservation planning?: A review. Biological Conservation, 166, 144?154. Coleman, D. C., & Wall, D. H. (2015). Soil fauna?: Occurrence, biodiversity, and roles in ecosys- tem function. Chapter 5. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 111?150). Academic Press, Elsevier Inc. Combs, G. F. Jr. (2013). Geological impacts on nu- trition. Chapter 8. In O. Selinus, B. Alloway, J. A. Centeno, R. B. Finkelman, R. Fuge, U. Lindh, & P. Smedley (Éds.), Essentials of medical geology. Revised edition (p. 179?194). Springer Science+Business Media. Comerford, N. B., Franzluebbers, A. J., Stromberger, M. E., Morris, L., Markewitz, D., & Moore, R. (2013). Assessment and evalua- tion of soil ecosystem services. Soil Horizons, 54(3), 1?14. Costanza, R., d?Arge, R., deGroot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O?Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P., & van denBelt, M. (1997). The value of the world?s ecosystem services and natural capital. Nature, 387(6630), 253?260. Craul, P. J. (1982). Urban forest soils. A reference workbook. University of Maryland. Craul, P. J. (1985). A description of urban soils and their desired characteristics. Journal of Arboriculture, 11(11), 330?339. Craul, P. J. (1991). Urban soil?: Problems and promise. Arnoldia, 51(1), 23?32. Craul, T. A., & Craul, P. J. (2006). Introduction to the soil. In Soil design protocols for landscape architects and contractors (p. 1?28). John Wiley & Sons. Czemiel Berndtsson, J. (2010). Green roof perfor- mance towards management of runoff water quantity and quality?: A review. Ecological Engineering, 36(4), 351?360. Dadea, C., Russo, A., Tagliavini, M., Mimmo, T., & Zerbe, S. (2017). Tree species as tools for biomonitoring and phytoremediation in urban environments?: A review with special regard to heavy metals. Arboriculture & Urban Forestry, 43(4), 155?167. Dalpé, Y., & Hamel, C. (2007). Arbuscular Mycorrhizae. Chapter 30. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 355?377). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Damas, O., & Coulon, A. (2016). Créer des sols fertiles. Du déchet à la végétalisation urbaine. In C. De Gramont, T. Kremer, & D. Galtier (Éds.). Éditions du Moniteur. Damschen, E. I., Haddad, N. M., Orrock, J. L., Tewksbury, J. J., & Levey, D. J. (2006). Corridors increase plant species richness at large scales. Science, 313(5791), 1284?1286. Danquechin Dorval, A. (2015). Architecture raci- naire et stabilité chez le pin maritime (Pinus pin- aster Ait.) au stade jeune [Doctorat en Sciences et environnements]. Université de Bordeaux. Day, S. D., Wiseman, P. E., Dickinson, S. B., & Harris, J. R. (2010). Tree root ecology in the urban environment and implications for a sustainable rhizosphere. Arboriculture & Urban Forestry, 36(5), 193?205. De Deyn, G. B., & Van der Putten, W. H. (2005). Linking aboveground and belowground di- versity. Trends in Ecology & Evolution, 20(11), 625?633. Delgado-Baquerizo, M., Reich, P. B., Trivedi, C., Eldridge, D. J., Abades, S., Alfaro, F. D., Bastida, F., Berhe, A. A., Cutler, N. A., Gallardo, A., García-Velázquez, L., Hart, S. C., Hayes, P. E., He, J.-Z., Hseu, Z.-Y., Hu, H.-W., Kirchmair, M., Neuhauser, S., Pérez, C. A., ? Singh, B. K. (2020). Multiple elements of soil biodiversity drive ecosystem functions across biomes. Nature Ecology & Evolution, 4(2), 210?220. Delisle, S., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique avec peroxyde d?hydrogène (réaction de Fenton)?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=30&lang=fra Delisle, S., Drouin, K., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Bioventilation. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=10&lang=fra Désilets, M., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Solidification/stabili- sation in situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=43&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Pompage et traitement. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=44&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Pompage et traitement des liquides denses en phase non aqueuse (LDPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=45&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018c). Fiche descriptive?: Système d?ex- traction multiphase pour liquides en phase non aqueuse (LPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=36&lang=fra DEVE (Direction des Espaces verts et de l?En- vironnement), Direction du Patrimoine et de l?Architecture, & Direction de l?Urbanisme. (2017). Guide des toitures végétalisées et cultivées. Toutes les étapes pour un projet de qualité (Végétalisons Paris, p. 100). Mairie de Paris. Dimoudi, A., Kantzioura, A., Zoras, S., Pallas, C., & Kosmopoulos, P. (2013). Investigation of urban microclimate parameters in an urban center. Energy and Buildings, 64, 1?9. Dirr, M. A. (1976). Selection of trees for tolerance to salt injury. Journal of Arboriculture, 2(11), 209?216. Dominati, E., Patterson, M., & Mackay, A. (2010). A framework for classifying and quantifying the natural capital and ecosystem services of soils. Ecological Economics, 69(9), 1858?1868. Douglas, I. (2011a). Urban geomorphology. Chapter 14. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 159?163). Routledge. Douglas, I. (2011b). Urban hydrology. Chapter 13. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 148?158). Routledge. Duchaufour, P. (2001). Introduction à la science du sol. Sol, végétation, environnement (6è éd.). Dunod. Dunfield, K. E. (2007). Lipid-based community analysis. Chapter 42. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 557?566). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. 70 Dunne, J. A., Williams, R. J., & Martinez, N. D. (2002). Network structure and biodiversity loss in food webs?: Robustness increases with connectance. Ecology Letters, 5(4), 558?567. Dunnett, N., Nagase, A., & Hallam, A. (2008). The dynamics of planted and colonising species on a green roof over six growing seasons 2001?2006?: Influence of substrate depth. Urban Ecosystems, 11(4), 373?384. Dupuy, L., Fourcaud, T., & Stokes, A. (2005). A numerical investigation into the influence of soil type and root architecture on tree anchor- age. Eco-and ground bio-engineering: The use of vegetation to improve slope stability, 278, 119?134. Durhman, A. K., Rowe, D. B., & Rugh, C. L. (2007). Effect of substrate depth on initial growth, coverage, and survival of 25 succulent green roof plant taxa. HortScience, 42(3), 588?595. Emilsson, T., Czemiel Berndtsson, J., Mattsson, J. E., & Rolf, K. (2007). Effect of using con- ventional and controlled release fertiliser on nutrient runoff from various vegetated roof systems. Ecological Engineering, 29(3), 260?271. Eviner, V. T., & Chapin, F. S. I. (2003). Functional matrix?: A conceptual framework for predicting multiple plant effects on ecosystem process- es. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 34, 455?485. FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations). (2006). Guidelines for soil description (4e éd., p. 97). FAO. Follett, R. F. (2001). Soil management concepts and carbon sequestration in cropland soils. Soil & Tillage Research, 61(1), 77?92. Forrester, D. I., Pares, A., O?Hara, C., Khanna, P. K., & Bauhus, J. (2013). Soil organic carbon is increased in mixed-species plantations of Eucalyptus and nitrogen-fixing Acacia. Ecosystems, 16(1), 123?132. Franche, C., Lindström, K., & Elmerich, C. (2009). Nitrogen-fixing bacteria associated with legu- minous and non-leguminous plants. Plant and Soil, 321(1), 35?59. Gaston, K. J., Ávila-Jiménez, M. L., & Edmondson, J. L. (2013). Managing urban ecosystems for goods and services. Journal of Applied Ecology, 50(4), 830?840. Gibbon, A., Silman, M. R., Malhi, Y., Fisher, J. B., Meir, P., Zimmermann, M., Dargie, G. C., Farfan, W. R., & Garcia, K. C. (2010). Ecosystem Carbon Storage Across the Grassland?Forest Transition in the High Andes of Manu National Park, Peru. Ecosystems, 13(7), 1097?1111. Gillig, C.-M., Bourgery, C., & Amann, N. (2008). L?arbre en milieu urbain. Conception et réalisa- tion de plantations. Infolio éditions. Girard, M.-C., Schvartz, C., & Jabiol, B. (2011). Étude des sols. Description, cartographie, utilisation. Dunod. Goddard, M. A., Dougill, A. J., & Benton, T. G. (2010). Scaling up from gardens?: Biodiversity conservation in urban environments. Trends in Ecology & Evolution, 25(2), 90?98. Gómez-Baggethun, E., & Barton, D. N. (2013). Classifying and valuing ecosystem services for urban planning. Ecological Economics, 86, 235?245. Goode, D. (2011). Planning for nature in towns and cities?: A historical perspective. Chapter 8. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 84?92). Routledge. Graceson, A., Hare, M., Monaghan, J., & Hall, N. (2013). The water retention capabilities of growing media for green roofs. Ecological Engineering, 61, 328?334. Gregorich, E. G., & Beare, M. H. (2007). Physically uncomplexed organic matter. Chapter 47. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 607?616). Taylor&Francis Group, LLC. Gregory, P. J. (2006). Plant roots?: Growth, activity and interactions with soils. Blackwell Publishing. Grimmond, C. S. B. (2011). Climate of cities. Chapter 10. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 103?119). Routledge. Guilland, C., Maron, P. A., Damas, O., & Ranjard, L. (2018). Biodiversity of urban soils for sustain- able cities. Environmental Chemistry Letters, 16(4), 1267?1282. Guinaudeau, C. (2010). L?arbre en milieu ur- bain. Choix, plantation et entretien. Centre Scientifique et Technique du Bâtiment. Güneralp, B., & Seto, K. C. (2013). Futures of global urban expansion?: Uncertainties and implications for biodiversity conservation. Environmental Research Letters, 8(1), 014025. Guo, L. B., & Gifford, R. M. (2002). Soil carbon stocks and land use change?: A meta analysis. Global Change Biology, 8(4), 345?360. Haaland, C., & van denBosch, C. K. (2015). Challenges and strategies for urban green- space planning in cities undergoing densi- fication?: A review. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 760?771. Hanski, I., vonHertzen, L., Fyhrquist, N., Koskinen, K., Torppa, Laatikainen, T., Karisola, P., Auvinen, P., Paulin, L., Mäkelä, M. J., Vartiainen, E., Kosunen, T. U., Alenius, H., & Haahtela, T. (2012). Environmental biodiversity, human microbiota, and allergy are interrelated. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(21), 8334?8339. Hao, X., Ball, B. C., Culley, J. L. B., Carter, M. R., & Parkin, G. W. (2007). Soil density and porosity. Chapter 57. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 743?759). Taylor&Francis Group, LLC. Harris, J. A. (1991). The biology of soils in urban areas. In P. Bullock & P. J. Gregory (Éds.), Soils in the urban environment (p. 139?152). Blackwell Scientific Publications. Hartig, T., Mitchell, R., deVries, S., & Frumkin, H. (2014). Nature and health. Annual Review of Public Health, 35(1), 207?228. Hébert, J., & Bernard, J. (2013). Bilan sur la ges- tion des terrains contaminés au 31 décembre 2010. Gouvernement du Québec, Ministère du Développement durable, de l?Environnement, de la Faune et des Parcs. Hendershot, W. H., Lalande, H., & Duquette, M. (2007). Soil reaction and exchangeable acidi- ty. Chapter 16. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 173?178). Taylor&Francis Group, LLC. Hess, G. R., Moorman, C. E., Thompson, J., & Larson, C. L. (2014). Integrating wildlife con- servation into urban planning. Chapter 12. In R. A. McCleery, C. E. Moorman, & M. N. Peterson (Éds.), Urban wildlife conservation. Theory and practice (p. 239?278). Springer Science + Business Media, LLC. Hooper, D. U., Bignell, D. E., Brown, V. K., Brussard, L., Dangerfield, J. M., Wall, D. H., Wardle, D. A., Coleman, D. C., Giller, K. E., Lavelle, P., Van Der Putten, W. H., De Ruiter, P. C., Rusek, J., Silver, W. L., Tiedje, J. M., & Wolters, V. (2000). Interactions between aboveground and be- lowground biodiversity in terrestrial ecosys- tems?: Patterns, mechanisms, and feedbacks. BioScience, 50(12), 1049?1061. Horneck, D. A., Sullivan, D. M., Owen, J. S., & Hart, J. M. (2011). Soil test interpretation guide (E. C. No 1478). Oregon State University. Hunter, M. L. Jr. (2005). A mesofilter conserva- tion strategy to complement fine and coarse filters. Conservation Biology, 19(4), 1025?1029. IUSS Working Group WRB. (2006). World Reference Base for soil resources 2006. A framework for international classification, correlation and communication (World Soil Resources Reports No 103). Food and Agriculture Organization of the United Nations. Jandl, R., Lindner, M., Vesterdal, L., Bauwens, B., Baritz, R., Hagedorn, F., Johnson, D. W., Minkkinen, K., & Byrne, K. A. (2007). How strongly can forest management influence soil carbon sequestration? Geoderma, 137(3), 253?268. Jarecki, M. K., & Lal, R. (2003). Crop management for soil carbon sequestration. Critical Reviews in Plant Sciences, 22(5), 471?502. 71 Jiang, Y., Fu, P., & Weng, Q. (2015). Assessing the impacts of urbanization-associated land use/ cover change on land surface temperature and surface moisture?: A case study in the Midwestern United States. Remote Sensing, 7(4), 4880?4898. Joergensen, R. G., & Emmerling, C. (2006). Methods for evaluating human impact on soil microorganisms based on their activity, biomass, and diversity in agricultural soils. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 169(3), 295?309. Joimel, S., Grard, B., Gonod, L. V., & Chenu, C. (2021). Le fonctionnement écologique des villes?: Et si on pensait aux sols? Métropolitiques, 1?8. Karberg, N. J., Scott, N. A., & Giardina, C. P. (2008). Methods for estimating litter de- composition. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 103?111). Springer Science + Business Media B. V. Kazemi, F., & Mohorko, R. (2017). Review on the roles and effects of growing media on plant performance in green roofs in world climates. Urban Forestry & Urban Greening, 23, 13?26. Kooch, Y., Zaccone, C., Lamersdorf, N. P., & Tonon, G. (2014). Pit and mound influence on soil features in an Oriental Beech (Fagus orienta- lis Lipsky) forest. European Journal of Forest Research, 133(2), 347?354. Korboulewsky, N., Perez, G., & Chauvat, M. (2016). How tree diversity affects soil fauna diversity?: A review. Soil Biology and Biochemistry, 94, 94?106. Korjus, H. (2014). Polluted soils restoration. Chapter 7. In Climate change and restoration of degraded land (p. 413?480). Colegio de Ingenieros de Montes. Korkanç, S. Y. (2014). Effects of afforestation on soil organic carbon and other soil properties. Catena, 123, 62?69. Kowarik, I. (2011). Novel urban ecosystems, bio- diversity, and conservation. Environmental Pollution, 159(8), 1974?1983. Kranz, C. N., McLaughlin, R. A., Johnson, A., Miller, G., & Heitman, J. L. (2020). The effects of com- post incorporation on soil physical properties in urban soils ? A concise review. Journal of Environmental Management, 261, 110209. Kroetsch, D., & Wang, C. (2007). Particle size distribution. Chapter 55. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 713?725). Taylor&Francis Group, LLC.. Kumaragamage, D., Warren, J., & Spiers, G. (2021). Soil chemistry. Chapter 5. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An in- troduction to soil science (p. 150?193). Canadian Society of Soil Science. Laganière, J., Angers, D. A., & Paré, D. (2010). Carbon accumulation in agricultural soils after afforestation?: A meta-analysis. Global Change Biology, 16(1), 439?453. Lal, R. (2004). Soil carbon sequestration to miti- gate climate change. Geoderma, 123(1), 1?22. Lal, R. (2015). Restoring soil quality to miti- gate soil degradation. Sustainability, 7(5), 5875?5895. Lange, M., Eisenhauer, N., Sierra, C. A., Bessler, H., Engels, C., Griffiths, R. I., Mellado-Vázquez, P. G., Malik, A. A., Roy, J., Scheu, S., Steinbeiss, S., Thomson, B. C., Trumbore, S. E., & Gleixner, G. (2015). Plant diversity increases soil micro- bial activity and soil carbon storage. Nature Communications, 6(1), 6707. Lapointe, M., Gurney, G. G., Coulthard, S., & Cumming, G. S. (2021). Ecosystem services, well-being benefits and urbanization asso- ciations in a Small Island Developing State. People and Nature, 3(2), 391?404. Laroche, B., Thorette, J., & Lacassin, J.-Cl. (2006). L?artificialisation des sols?: Pressions urbaines et inventaire des sols. Étude et Gestion des Sols, 13(3), 223?235. Lehmann, A., & Stahr, K. (2007). Nature and sig- nificance of anthropogenic urban soils. Journal of Soils and Sediments, 7(4), 247?260. Li, G., Sun, G.-X., Ren, Y., Luo, X.-S., & Zhu, Y.-G. (2018). Urban soil and human health?: A re- view. European Journal of Soil Science, 69(1), 196?215. Li, Z., Zhang, G., Liu, Y., Wan, K., Zhang, R., & Chen, F. (2013). Soil nutrient assessment for urban ecosystems in Hubei, China. Plos One, 8(9), e75856. Liang, L., Wang, Z., & Li, J. (2019). The effect of urbanization on environmental pollution in rapidly developing urban agglomerations. Journal of Cleaner Production, 237, 117649. Livingston, N. J., & Topp, G. C. (2007). Soil water potential. Chapter 71. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 963?979). Taylor&Francis Group, LLC. MacDonald, M. A. (2003). The role of corridors in biodiversity conservation in production forest landscapes?: A literature review. Tasforests, 14, 41?52. Mace, G., Masundire, H., Baillie, J., Ricketts, T., Brooks, T., Hoffmann, M., Stuart, S., Balmford, A., Purvis, A., Reyers, B., Wang, J., Revenga, C., Kennedy, E., Naeem, S., Alkemade, R., Allnutt, T., Bakarr, M., Bond, W., Chanson, J., ? Williams, P. (2005). Biodiversity. Chapter 4. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 77?122). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. Mayer, M., Prescott, C. E., Abaker, W. E. A., Augusto, L., Cécillon, L., Ferreira, G. W. D., James, J., Jandl, R., Katzensteiner, K., Laclau, J.-P., Laganière, J., Nouvellon, Y., Paré, D., Stanturf, J. A., Vanguelova, E. I., & Vesterdal, L. (2020). Influence of forest management activities on soil organic carbon stocks?: A knowledge synthesis. Forest Ecology and Management, 466, 118127. McDonald, R. I., Mansur, A. V., Ascensão, F., Colbert, M., Crossman, K., Elmqvist, T., Gonzalez, A., Güneralp, B., Haase, D., Hamann, M., Hillel, O., Huang, K., Kahnt, B., Maddox, D., Pacheco, A., Pereira, H. M., Seto, K. C., Simkin, R., Walsh, B., ? Ziter, C. (2020). Research gaps in knowledge of the impact of urban growth on biodiversity. Nature Sustainability, 3(1), 16?24. McGranahan, G., Marcotullio, P., Bai, X., Balk, D., Braga, T., Douglas, I., Elmqvist, T., Rees, W., Satterthwaite, D., Songsore, J., & Zlotnik, H. (2005). Urban systems. Chapter 27. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 795?825). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. McKinney, M. L. (2008). Effects of urbanization on species richness?: A review of plants and animals. Urban Ecosystems, 11(2), 161?176. MEDD. (2007). La démarche d?interprétation de l?état des milieux. Ministère de l?Écologie et du Développement Durable (MEDD). Menefee, D. S., & Hettiarachchi, G. M. (2018). Contaminants in urban soils?: Bioavailability and transfer. Chapter 8. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 175?198). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Metay, A., Moreira, J. A. A., Bernoux, M., Boyer, T., Douzet, J.-M., Feigl, B., Feller, C., Maraux, F., Oliver, R., & Scopel, E. (2007). Storage and forms of organic carbon in a no-tillage under cover crops system on clayey Oxisol in dryland rice production (Cerrados, Brazil). Soil and Tillage Research, 94(1), 122?132. Moebius-Clune, B. N., Moebius-Clune, D. J., Gugino, B. K., Idowu, O. J., Schindelbeck, R. R., Ristow, A. J., vanEs, H. M., Thies, J. E., Shayler, H. A., McBride, M. B., Kurtz, K. S. M., Wolfe, D. W., & Abawi, G. S. (2016). Comprehensive as- sessment of soil health. The Cornell framework (3e éd.). Cornell University. 72 Molineux, C. J., Fentiman, C. H., & Gange, A. C. (2009). Characterising alternative recycled waste materials for use as green roof grow- ing media in the U.K. Ecological Engineering, 35(10), 1507?1513. Monteiro, J. A. (2017). Ecosystem services from turfgrass landscapes. Urban Forestry & Urban Greening, 26, 151?157. Moore, M., Gould, P., & Keary, B. S. (2003). Global urbanization and impact on health. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 206(4), 269?278. Morel, J.-L., Schwartz, C., Florentin, L., & deKimpe, C. (2005). Urban soils. In Encyclopedia of Soils in the Environment (p. 202?208). Elsevier. Mullaney, J., Lucke, T., & Trueman, S. J. (2015). A review of benefits and challenges in growing street trees in paved urban environments. Landscape and Urban Planning, 134, 157?166. Müller, N., Ignatieva, M., Nilon, C. H., Werner, P., & Zipperer, W. C. (2013). Patterns and trends in urban biodiversity and landscape design. Chapter 10. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodiversity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 123?174). Springer. Naeth, M. A., Archibald, H. A., Nemirsky, C. L., Leskiw, L. A., Brierley, A. J., Bock, M. D., VandenBygaart, A. J., & Chanasyk, D. S. (2012). Proposed classification for human modified soils in Canada?: Anthroposolic order. Canadian Journal of Soil Science, 92(1), 7?18. Nagase, A., & Dunnett, N. (2010). Drought tol- erance in different vegetation types for ex- tensive green roofs?: Effects of watering and diversity. Landscape and Urban Planning, 97(4), 318?327. Nagase, A., & Dunnett, N. (2011). The relationship between percentage of organic matter in substrate and plant growth in extensive green roofs. Landscape and Urban Planning, 103(2), 230?236. Nave, L. E., Vance, E. D., Swanston, C. W., & Curtis, P. S. (2009). Impacts of elevated N inputs on north temperate forest soil C storage, C/N, and net N-mineralization. Geoderma, 153(1), 231?240. Nektarios, P. A., Amountzias, I., Kokkinou, I., & Ntoulas, N. (2011). Green roof substrate type and depth affect the growth of the native spe- cies Dianthus fruticosus under reduced irriga- tion regimens. HortScience, 46(8), 1208?1216. Nektarios, P. A., Tsiotsiopoulou, P., & Chronopoulos, I. (2003). Soil amendments reduce roof gar- den weight and influence the growth rate of Lantana. HortScience, 38(4), 618?622. Nielsen, U. N., Osler, G. H. R., Campbell, C. D., Burslem, D. F. R. P., & van derWal, R. (2010). The influence of vegetation type, soil prop- erties and precipitation on the composition of soil mite and microbial communities at the landscape scale. Journal of Biogeography, 37(7), 1317?1328. Niemuth, N. D., Estey, M. E., & Pritchert, R. D. (2021). Developing useful spatially explicit habitat models and decision-support tools for wildlife management. Chapter 12. In W. F. Porter, C. J. Parent, R. A. Stewart, & D. M. Williams (Éds.), Wildlife management and land- scapes. Principles and applications (p. 173?193). Johns Hopkins University Press. Nikolic, M., & Stevovic, S. (2015). Family Asteraceae as a sustainable planning tool in phytoremediation and its relevance in urban areas. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 782?789. Oberndorfer, E., Lundholm, J., Bass, B., Coffman, R. R., Doshi, H., Dunnett, N., Gaffin, S., Köhler, M., Liu, K. K. Y., & Rowe, B. (2007). Green roofs as urban ecosystems?: Ecological structures, functions, and services. BioScience, 57(10), 823?833. OECD (Organisation for Economic Co-operation and Development). (2015). The metropolitan century?: Understanding urbanisation and its consequences. OECD Publishing. Oliver, M. A. (1997). Soil and human health?: A review. European Journal of Soil Science, 48(4), 573?592. Olszewski, M. W., Holmes, M. H., & Young, C. A. (2010). Assessment of physical properties and stonecrop growth in green roof sub- strates amended with compost and hydrogel. HortTechnology, 20(2), 438?444. Ondoño, S., Martínez-Sánchez, J. J., & Moreno, J. L. (2016). The composition and depth of green roof substrates affect the growth of Silene vulgaris and Lagurus ovatus species and the C and N sequestration under two irrigation con- ditions. Journal of Environmental Management, 166, 330?340. O?Riordan, R., Davies, J., Stevens, C., Quinton, J. N., & Boyko, C. (2021). The ecosystem ser- vices of urban soils?: A review. Geoderma, 395, 115076. Osman, K. T. (2014). Soil degradation, conservation and remediation. Springer Science+Business Media. Pallardy, S. G. (2008). Physiology of woody plants. Academic Press. Papafotiou, M., Pergialioti, N., Tassoula, L., Massas, I., & Kargas, G. (2013). Growth of native aromatic xerophytes in an extensive mediterranean green roof as affected by sub- strate type and depth and irrigation frequency. HortScience Horts, 48(10), 1327?1333. Pataki, D. E., Alig, R. J., Fung, A. S., Golubiewski, N. E., Kennedy, C. A., McPherson, E. G., Nowak, D. J., Pouyat, R. V., & Romero Lankao, P. (2006). Urban ecosystems and the North American carbon cycle. Global Change Biology, 12(11), 2092?2102. Pataki, D. E., Carreiro, M. M., Cherrier, J., Grulke, N. E., Jennings, V., Pincetl, S., Pouyat, R. V., Whitlow, T. H., & Zipperer, W. C. (2011). Coupling biogeochemical cycles in urban en- vironments?: Ecosystem services, green solu- tions, and misconceptions. Frontiers in Ecology and the Environment, 9(1), 27?36. Pellerin, S., Bamière, L., Launay, C., Martin, R., Schiavo, M., Angers, D., Augusto, L., Balesdent, J., Basile-Doelsch, I., Bellassen, V., Cardinael, R., Cécillon, L., Ceschia, E., Chenu, C., Constantin, J., Darroussin, J., Delacote, P., Delame, N., Gastal, F., ? Réchauchère, O. (2020). Stocker du carbone dans les sols français. Quel potentiel au regard de l?objectif 4 pour 1000 et à quel coût? [Rapport scientifique de l?étude]. INRAE; Agence de l?Environne- ment et de la Maîtrise de l?Energie (ADEME); Ministère de l?Agriculture et de l?Alimentation (MAA). Peng, J., Zhao, H., & Liu, Y. (2017). Urban eco- logical corridors construction?: A review. Acta Ecologica Sinica, 37(1), 23?30. Pereira, P., Bogunovic, I., Muñoz-Rojas, M., & Brevik, E. C. (2018). Soil ecosystem services, sustainability, valuation and management. Current Opinion in Environmental Science & Health, 5, 7?13. Poirier, V., Roumet, C., & Munson, A. D. (2018). The root of the matter?: Linking root traits and soil organic matter stabilization processes. Soil Biology and Biochemistry, 120, 246?259. Pouyat, R., Groffman, P., Yesilonis, I., & Hernandez, L. (2002). Soil carbon pools and fluxes in urban ecosystems. Environmental Pollution, 116, S107?S118. Pouyat, R. V., Szlavecz, K., Yesilonis, I. D., Groffman, P. M., & Schwarz, K. (2010). Chemical, physical, and biological characteris- tics of urban soils. In J. Aitkenhead-Peterson & A. Volder (Éds.), Urban ecosystem ecology (p. 119?152). American Society of Agronomy; Crop Science Society of America; Soil Science Society of America. Prévost, D., & Antoun, H. (2007). Root nodule bacteria and symbiotic nitrogen fixation. Chapter 31. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 379?397). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Quideau, S., Simpson, M., & Gillespie, A. (2021). Soil organic matter. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduc- tion to soil science (p. 66?99). Canadian Society of Soil Science. 73 Rantalainen, M.-L., Haimi, J., Fritze, H., Pennanen, T., & Setälä, H. (2008). Soil decomposer community as a model system in studying the effects of habitat fragmentation and habitat corridors. Soil Biology and Biochemistry, 40(4), 853?863. Rasse, D. P., Rumpel, C., & Dignac, M.-F. (2005). Is soil carbon mostly root carbon?? Mechanisms for a specific stabilisation. Plant and Soil, 269(1), 341?356. Razzaghmanesh, M., Beecham, S., & Kazemi, F. (2014). The growth and survival of plants in urban green roofs in a dry climate. Science of The Total Environment, 476?477, 288?297. Reis, C., & Lopes, A. (2019). Evaluating the cool- ing potential of urban green spaces to tackle urban climate change in Lisbon. Sustainability, 11(9), 2480. Reynolds, W. D., & Topp, G. C. (2007). Soil water analyses?: Principles and parameters. Chapter 69. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 913?937). Taylor&Francis Group, LLC. Ricciardi-Rigault, M., Désilets, M., Charette, D., & Kimmerly, C. T. (2017). Fiche descrip- tive?: Solidification/stabilisation ex situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=24&lang=fra Ricciardi-Rigault, M., Holdner, J., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019). Fiche descriptive?: Électrocinétique?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=49&lang=fra Richards, D. R., & Thompson, B. S. (2019). Urban ecosystems?: A new frontier for payments for ecosystem services. People and Nature, 1(2), 249?261. Rietra, R. P. J. J., Heinen, M., Dimkpa, C. O., & Bindraban, P. S. (2017). Effects of nutrient an- tagonism and synergism on yield and fertilizer use efficiency. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 48(16), 1895?1920. Rizwan, A. M., Dennis, Y. C. L., & Liu, C. (2008). A review on the generation, determination and mitigation of Urban Heat Island. Journal of Environmental Sciences, 20(1), 120?128. Rossignol, J.-P. (2012). Les sols dans les planta- tions arborées urbaines. Académie d?Agricul- ture de France. Rowe, D. B., Getter, K. L., & Durhman, A. K. (2012). Effect of green roof media depth on Crassulacean plant succession over seven years. Landscape and Urban Planning, 104(3), 310?319. Rowe, D. B., Monterusso, M. A., & Rugh, C. L. (2006). Assessment of heat-expanded slate and fertility requirements in green roof sub- strates. HortTechnology, 16(3), 471?477. Rubino, F. M., Floridia, L., Tavazzani, M., Fustinoni, S., Giampiccolo, R., & Colombi, A. (1998). Height profile of some air quality markers in the urban atmosphere surrounding a 100m tower building. Atmospheric Environment, 32(20), 3569?3580. Saint Cast, C. (2019). Modélisation du développe- ment architectural, de l?acclimatation au vent dominant et de l?ancrage du système racinaire du pin maritime [Doctorat en Science de l?Envi- ronnement]. Université de Bordeaux. Savard, J.-P. L., Clergeau, P., & Mennechez, G. (2000). Biodiversity concepts and urban ecosystems. Landscape and Urban Planning, 48(3), 131?142. Savi, T., Marin, M., Boldrin, D., Incerti, G., Andri, S., & Nardini, A. (2014). Green roofs for a drier world?: Effects of hydrogel amendment on substrate and plant water status. Science of the Total Environment, 490, 467?476. Scharenbroch, B. C., & Smiley, E. T. (2021). Soil management for urban trees (2e éd.). International Society of Arboriculture. Scherber, C., Eisenhauer, N., Weisser, W. W., Schmid, B., Voigt, W., Fischer, M., Schulze, E.-D., Roscher, C., Weigelt, A., Allan, E., Beßler, H., Bonkowski, M., Buchmann, N., Buscot, F., Clement, L. W., Ebeling, A., Engels, C., Halle, S., Kertscher, I., ? Tscharntke, T. (2010). Bottom- up effects of plant diversity on multitrophic interactions in a biodiversity experiment. Nature, 468(7323), 553?556. Scheyer, J. M., & Hipple, K. W. (2005). Urban soil primer (National Soil Survey Center) [Natural Resources Conservation Service]. United States Department of Agriculture. Schulze, E.-D., Beck, E., Buchmann, N., Clemens, S., Müller-Hohenstein, K., & Scherer-Lorenzen, M. (2019). Plant ecology (2e éd.). Springer- Verlag GmbH. Seto, K. C., Güneralp, B., & Hutyra, L. R. (2012). Global forecasts of urban expansion to 2030 and direct impacts on biodiversity and carbon pools. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(40), 16083?16088. Seto, K. C., Parnell, S., & Elmqvist, T. (2013). A global outlook on urbanization. Chapter 1. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodi- versity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 1?12). Springer. Shober, A. L., Denny, G. C., Reisinger, A. J., & Bean, E. Z. (2018). Soil compaction in the urban landscape. Series of the Soil and Water Science Department, SL 317, 1?4. Simmons, M. T. (2015). Climates and microcli- mates?: Challenges for extensive green roof design in hot climates. Chapter 3. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 63?80). Springer International Publishing Switzerland. Skjemstad, J. O., & Baldock, J. A. (2007). Total and organic carbon. Chapter 21. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 225?237). Taylor&Francis Group, LLC. Somerville, P. D., May, P. B., & Livesley, S. J. (2018). Effects of deep tillage and municipal green waste compost amendments on soil properties and tree growth in compact- ed urban soils. Journal of Environmental Management, 227, 365?374. Steffan, J. J., Brevik, E. C., Burgess, L. C., & Cerdà, A. (2018). The effect of soil on human health?: An overview. European Journal of Soil Science, 69(1), 159?171. Stokes, A., & Mattheck, C. (1996). Variation of wood strength in tree roots. Journal of Experimental Botany, 47(298), 693?699. Susca, T., Gaffin, S. R., & Dell?Osso, G. R. (2011). Positive effects of vegetation?: Urban heat is- land and green roofs. Environmental Pollution, 159(8), 2119?2126. Sutton, R. K. (2015). Introduction to green roof ecosystems. Chapter 1. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 1?25). Springer International Publishing Switzerland. Swann, C. (2016). The compaction of urban soil. Technical Note #107 from Watershed Protection Techniques, 3(2), 661?665. Swift, M. J., Heal, O. W., Anderson, J. M., & Anderson, J. (1979). Decomposition in terrestri- al ecosystems (Vol. 5). University of California Press, Blackwell Scientific Publications. Tews, J., Brose, U., Grimm, V., Tielbörger, K., Wichmann, M. C., Schwager, M., & Jeltsch, F. (2004). Animal species diversity driven by habitat heterogeneity/diversity?: The im- portance of keystone structures. Journal of Biogeography, 31(1), 79?92. Thibodeau, J., Drouin, K., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019a). Fiche descriptive?: Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=31&lang=fra Thibodeau, J., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019b). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement au permanganate?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=29&lang=fra 74 Thies, J. E. (2015). Molecular approaches to studying the soil biota. Chapter 6. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochem- istry (4e éd., p. 151?185). Academic Press, Elsevier Inc. Thuring, C. E., Berghage, R. D., & Beattie, D. J. (2010). Green roof plant responses to different substrate types and depths under various drought conditions. HortTechnology, 20(2), 395?401. Topp, G. C., Parkin, G. W., & Ferré, T. P. A. (2007). Soil water content. Chapter 70. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 939?961). Taylor&Francis Group, LLC. Trammell, T. L. E., Day, S., Pouyat, R. V., Rosier, C., Scharenbroch, B., & Yesilonis, I. (2018). Drivers of urban soil carbon dynamics. Chapter 4. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 93?120). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Turgeon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Bioaugmentation?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=3&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés inorganiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=33&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés organiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=16&lang=fra United Nations. (2019). World urbanization prospects. The 2018 revision (ST/ESA/SER.A/ No 420). United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Population Division. Urban, J. (2008). Up by roots. Healthy soils and trees in the built environment. International Society of Arboriculture. USDA (United States of Department of Agriculture). (1999). Soil quality test kit guide. USDA, Agriculture Research Service, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. USDA. (2000). Urban soil compaction (Urban Technical Note No 2; Soil quality, p. 4). USDA, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. Van Renterghem, T., Hornikx, M., Forssen, J., & Botteldooren, D. (2013). The potential of build- ing envelope greening to achieve quietness. Building and Environment, 61, 34?44. VanWoert, N. D., Rowe, D. B., Andresen, J. A., Rugh, C. L., & Xiao, L. (2005). Watering regime and green roof substrate design affect Sedum plant growth. HortScience, 40(3), 659?664. Vasenev, V. I., Stoorvogel, J. J., Dolgikh, A. V., Ananyeva, N. D., Ivashchenko, K. V., & Valentini, R. (2018). Changes in soil organic carbon stocks by urbanization. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 61?91). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Verma, P., Singh, R., Singh, P., & Raghubanshi, A. S. (2020). Urban ecology?Current state of research and concepts. In P. Verma, P. Singh, R. Singh, & A. S. Raghubanshi (Éds.), Urban ecology. Emerging patterns and social-ecologi- cal systems (p. 3?16). Elsevier. Vidal, D. F., Trichet, P., Puzos, L., Bakker, M. R., Delerue, F., & Augusto, L. (2019). Intercropping N-fixing shrubs in pine plantation forestry as an ecologically sustainable management option. Forest Ecology and Management, 437, 175?187. Vodyanitskii, Y. N. (2015). Organic matter of urban soils?: A review. Eurasian Soil Science, 48(8), 802?811. vonHertzen, L., & Haahtela, T. (2006). Disconnection of man and the soil?: Reason for the asthma and atopy epidemic? Journal of Allergy and Clinical Immunology, 117(2), 334?344. Vukicevich, E., Lowery, T., Bowen, P., Úrbez-Torres, J. R., & Hart, M. (2016). Cover crops to increase soil microbial diversity and mitigate decline in perennial agriculture. A review. Agronomy for Sustainable Development, 36(3), 48. Whalen, J., Ziadi, N., Schoenau, J., Paré, M. C., Burton, D., & Bruulsema, T. (2021). Soil nutri- ent cycling. Chapter 7. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 234?277). Canadian Society of Soil Science. Whittinghill, L. J., & Rowe, D. B. (2012). The role of green roof technology in urban agriculture. Renewable Agriculture and Food Systems, 27(4), 314?322. Williams, N. S. G., Lundholm, J., & Scott MacIvor, J. (2014). Do green roofs help urban biodiver- sity conservation? Journal of Applied Ecology, 51(6), 1643?1649. Yang, J.-L., & Zhang, G.-L. (2015). Formation, characteristics and eco-environmental impli- cations of urban soils ? A review. Soil Science and Plant Nutrition, 61(sup1), 30?46. Yang, M. (2014). Ancrage racinaire des arbres?: Modélisation et analyses numériques des facteurs clés de la résistance au vent du Pinus pinaster [Doctorat en Sciences et Environnements]. Université de Bordeaux. Yang, Y., Campbell, C. D., Clark, L., Cameron, C. M., & Paterson, E. (2006). Microbial indicators of heavy metal contamination in urban and rural soils. Chemosphere, 63(11), 1942?1952. Zhang, S., Howard, K., Otto, C., Ritchie, V., Sililo, O. T. N., & Appleyard, S. (2004). Sources, types, characteristics and investigation of urban groundwater pollutants. In D. N. Lerner (Éd.), Urban groundwater pollution (Vol. 24, p. 53?107). Swets & Zeitlinger B.V. Zhao, J., Chen, S., Jiang, B., Ren, Y., Wang, H., Vause, J., & Yu, H. (2013). Temporal trend of green space coverage in China and its rela- tionship with urbanization over the last two decades. Science of The Total Environment, 442, 455?465. Zhao, Y., Sun, Y., Cai, X., Liu, H., & Lammers, P. S. (2012). Identify plant drought stress by 3D-based image. Journal of Integrative Agriculture, 11(7), 1207?1211. Zhioua, M. (2018). Décontamination électro- cinétique des sols principalement contaminés par du Zinc et du Chrome [Maîtrise en Sciences de la terre]. Université du Québec. Zhu, W., Egitto, B. A., Yesilonis, I. D., & Pouyat, R. V. (2018). Soil carbon and nitrogen cycling and ecosystem service in cities. Chapter 5. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 121?136). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Graphisme : Julie Ferland, Université Laval Introduction a. Urbanisation c. Environnement urbain a. Effets indirects de l?environnement urbain b. Effets directs sur les matériaux formant le sol c. Effets directs par les manipulations et les perturbations d. Conséquences sur l?hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle des sols e. Taxonomie des sols 1.3. De la reconnaissance des rôles des espaces verts urbains à la nécessité de gérer leurs sols a. Services écosystémiques des espaces verts b. Deux catégories d?espaces verts c. Fonctions des sols pour les plantes 2 Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains 2.1. Environnement urbain b. Infrastructures urbaines et activités humaines c. Usages passés du sol et du territoire 2.2. Évaluation générale du sol a. Plan d?échantillonnage b. Éléments grossiers (de diamètre >2mm) c. Matière organique e. Stockage et flux hydriques 2.4. Propriétés chimiques 2.5. Propriétés biologiques 3.1. Principes a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps b. Conserver c. Décompacter un sol e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol g. Décontaminer un sol i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer j. Augmenter le carbone d?un sol k. Préserver la biodiversité d?un sol Conclusion Références (ATTENTION: OPTION système de sol considéré (Brown et al., 2021; Reynolds & Topp, 2007). Il est la somme du potentiel gravita- tionnelle (?g), du potentiel hydros- tatique (?h), du potentiel osmotique (?o) et du potentiel matriciel (?m), ce dernier correspondant aux forces de capillarité et d?adsorption permettant la rétention de l?eau sur les particules solides du sol (Girard etal., 2011). Plus la teneur en eau d?un sol est faible, plus cette eau est fortement retenue par les particules solides, et plus son ?m est négatif et faible (Girard et al., 2011). Dans un sol saturé où ?h > 0 et où ?m = 0, on peut mesurer ? par un piézomètre (Livingston & Topp, 2007). Dans un sol non saturé où ?h = 0 et où ? résulte principalement de ?m et ?g, on peut utiliser soit un tensio- mètre quand -0.08 MPa ? ?m ? 0, soit un psychromètre par thermocouple quand ?m ? -0.1 MPa (Livingston & Topp, 2007). Alternativement, le bloc de résistance fournit un estimé du ?m dans les sols relativement secs carac- térisés par ?m ? -0.05 MPa (Livingston & Topp, 2007). Le potentiel osmotique peut être mesuré par la conductivité électrique corrigée pour la teneur en eau, ou par un psychromètre par ther- mocouple après avoir extrait l?eau des pores du sol (Reynolds & Topp, 2007). (4) Pour établir la capacité de stockage pour l?eau du sol, on peut estimer ce qu?on appelle la teneur en eau à la ca- pacité au champ (?CC), la teneur en eau 27 au point de flétrissement permanent (?FP) et le réservoir utilisable maximal (RUM) (Figure 2.4). ?CC correspond au volume d?eau retenue par capillarité et adsorption après ressuyage spontané lorsque l?eau gravitationnelle, non uti- lisable par les plantes et les microorga- nismes, a drainé (?CC correspond à l?eau des pores fins <~50µm; Duchaufour, 2001; Gregory, 2006; Moebius-Clune etal., 2016; Brown etal., 2021). ?FP cor- respond à l?eau liée qui n?est pas ab- sorbable par les racines, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores <0.2µm; Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). Le RUM, défini par la dif- férence entre ?CC et ?FP, correspond au réservoir d?eau disponible et absor- bable par les racines (Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). C?est pourquoi on estime le RUM dans un vo- lume de sol colonisé par les racines, ce qui implique de déterminer la profon- deur d?enracinement maximale (Baize & Jabiol, 2011). Le RUM est faible pour les sols sableux (caractérisés par des larges pores et moins de matière organique), et maximal pour les sols limoneux (Duchaufour, 2001; Moebius- Clune etal., 2016). Pour estimer ?CC et ?FP, on peut d?abord utiliser soit des moyennes établies par classes texturales, soit des équations mathématiques appelées « fonctions de pédotransfert » établies à partir de la composition granulométrique et de la teneur en matière organique (Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013). Ces moyennes et ces équations ne sont valables que pour la station où elles sont établies et ne sont pas gé- néralisables (Baize & Jabiol, 2011). Également, ?CC peut être estimée sur le terrain en mesurant l?humidité lors d?un prélèvement hivernal une dizaine d?heures après une pluie, ou en mesu- rant l?humidité pondérale sur plusieurs années à différentes profondeurs et en constatant que des valeurs se repro- duisent régulièrement (méthode des paliers) (Baize & Jabiol, 2011). La RUM est alors calculé comme étant la moitié ou le tiers de ?CC selon la texture du sol (Baize & Jabiol, 2011). Enfin, ?CC et ?FP peuvent être estimées au laboratoire, en mesurant la teneur en eau d?échan- tillons mouillés à saturation et soumis dans des chambres de pressions à une contrainte de 10 kPa et 1600 kPa, res- pectivement (Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune et al., 2016). (5) Finalement, on peut estimer le bilan hydrique, c?est-à-dire l?équilibre entre les flux d?entrée d?eau (précipi- tations, irrigation, montée capillaire, fluctuation de la nappe phréatique) et Ph as e so lid e Es pa ce d es p or es Co nt en u en e Teneur en eau à la capacité au champ (?CC) Teneur en eau au point de flétrissement permanent (?FP) Figure 2.4.Comportement hydrique du sol caractérisé par quatre niveaux d?hu- midité (modifié d?après Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016 et Brown etal., 2021) Le sol « idéal » est constitué, en volume, de 50% de phase solide (matières minérales et organiques), 25% de phase liquide (solution du sol) et 25% de phase gazeuse. La phase liquide et la phase gazeuse sont plus dynamiques que la phase solide. Ainsi, la phase liquide varie entre quatre niveaux d?humidité : la teneur en eau maximale, correspondant à la quantité d?eau maximale, quand elle occupe la totalité de l?espace des pores, le sol étant alors saturé en eau ou engorgé; la teneur en eau à la capacité au champ, correspondant à la quantité d?eau restant dans le sol quand l?eau libre de la macroporosité (pores >50?m) a drainé par force gravitationnelle; la teneur en eau au point de flétrissement permanent, correspondant à la quantité d?eau liée au sol, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores < 0.2?m); et la teneur en eau <1 % (en cas de sécheresse extrême). 28 les flux de sortie (évaporation, absorp- tion des racines, percolation profonde, ruissellement et autre flux latéral) (Duchaufour, 2001; Calvet, 2013; Brown etal., 2021). À ce titre, il peut être inté- ressant d?estimer le taux d?infiltration, c?est-à-dire la vitesse d?entrée d?eau dans les sols, et le taux de percolation, c?est-à-dire la vitesse de drainage et de redistribution d?eau dans les sols (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour mesurer le taux d?infiltration, une méthode simple est d?enfoncer légère- ment un anneau métallique dans le sol, de le remplir avec 2.5 à 15 cm d?eau et de mesurer le temps d?infiltration de l?eau dans le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021; USDA, 1999). Le taux de percolation est déterminé en creusant un trou, en le remplissant d?eau et en mesurant le temps de percolation de l?eau (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les taux d?infiltration et de percolation sont plus élevés dans les sols sableux que dans les sols argileux et loameux, et plus élevés dans les sols poreux que dans les sols compacts (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la percolation est liée à la direction et à la discontinuité des larges pores (Duchaufour, 2001). De plus, la perco- lation est distincte entre les horizons humifères de surface et les horizons minéraux sous-jacents (Duchaufour, 2001). Pour finir, on peut décrire la va- riation temporelle de la teneur en eau de la couche de surface du sol, afin de définir le régime hydrique du sol, sui- vant une classification comme celle de l?USDA (Calvet, 2013). 2.4. Propriétés chimiques Afin d?assurer la nutrition des plantes, il est essentiel d?évaluer la fertilité du sol (cf. 2.4.a), ainsi que son pH (cf. 2.4.b), celui-ci affectant la disponibilité des nutriments pour les plantes. De plus, l?urbanisation et les activi- tés urbaines modifient les propriétés chimiques des sols en apportant des éléments en excès (cf. 2.4.c) et des contaminants (cf. 2.4.d), qui peuvent impacter la santé des plantes et des humains. a. Nutriments et fertilité (6) La fertilité d?un sol correspond à sa capacité à fournir des nutriments (cf. Tableau 1.1) pour la croissance des plantes (Whalen et al., 2021). Ces nutriments peuvent se trouver dans les sols soit sous formes de cations ou d?anions assimilables (immédiatement disponibles pour les plantes), solubles ou échangeables, soit sous formes de réserves organiques ou minérales, stables ou mobilisables (c?est-à-dire pouvant se transformer rapidement en formes assimilables) (Duchaufour, 2001). Les nutriments alternent entre ces différentes formes par différents processus physico-chimiques et bio- logiques (Figure 2.5). Jouant un rôle essentiel dans ces changements de formes, les particules fines (< 2 µm) organiques et minérales de la phase solide du sol constituent ce qu?on appelle les colloïdes du sol ou com- plexe organo-minéral (Duchaufour, 2001; Kumaragamage et al., 2021). Caractérisés par leur grande surface spécifique (surface par unité de masse) et leurs charges électriques, les col- loïdes ont une large surface de contact avec la solution du sol et peuvent faci- lement adsorber les formes ioniques des nutriments (Kumaragamage et al., 2021). Ils influencent ainsi les échanges entre les ions échangeables qu?ils ont adsorbés et les ions solubles de la solution du sol, et régissent la fer- tilité du sol (Duchaufour, 2001). Les surfaces des colloïdes minéraux et organiques étant généralement de charges négatives, ils repoussent les anions (lixiviation), alors qu?ils retiennent les cations. La quantité de cations qu?ils peuvent adsorber de manière échangeable correspond à la capacité d?échange cationique (CEC, en cmol(+).kg-1). À côté, les colloïdes minéraux à charges posi- tives (par ex., oxy-hydroxydes aux pH faibles) retiennent, de la même façon, les anions (PO43-, SO42-), générant la capacité d?échange d?anions, moins élevée que la CEC (Duchaufour, 2001; Kumaragamage etal., 2021). La fertilité inhérente du sol dépend ainsi de quatre facteurs principaux : le matériel parental (source de miné- raux), la végétation (source de com- posés organiques), les microorga- nismes (minéralisation de la matière organique, fixation d?N atmosphérique, association mycorhizienne, utilisation des exsudats racinaires) et les condi- tions climatiques et pédologiques (influence de la température, de l?hu- midité, de l?oxygénation et du pH sur ces processus) (Berg & McClaugherty, 2020; Gregory, 2006; Schulze et al., 2019; Whalen et al., 2021). Plus spé- cifiquement, la disponibilité des élé- ments pour les plantes dépend, outre de la forme, de la nature et de la teneur de l?élément dans les sols, du pH, de la concentration en oxygène, et de la synergie ou l?antagonisme entre les éléments (Kumaragamage etal., 2021; Rietra etal., 2017; Whalen etal., 2021). Les sols urbains présentant une forte hétérogénéité spatiale et tempo- relle, en particulier due à la parcelli- sation, les nutriments peuvent être en quantité déficiente, suffisante ou excessive selon le nutriment et la plante considérés. De nombreuses interventions humaines en milieu urbain modifient les cycles des nutri- ments et engendrent des déficiences en nutriments : imperméabilisation du sol (béton, asphalte, gravier) 29 empêchant l?intégration des litières et des dépôts atmosphériques; mise en place de conditions peu propices à la productivité des plantes (par ex., volume d?enracinement restreint); création de sols sans matériel parental qui aurait libéré des nutriments par altération; utilisation de gravats de construction créant un déséquilibre ionique lorsqu?ils s?altèrent; compaction restreignant les flux vertical et latéral d?eau et le mouvement concomitant des nutriments; ramassage des litières de feuilles réduisant la quantité de matière organique; et réduction de matière organique restreignant la quantité et l?activité des microorganismes du sol (Craul, 1985, 1991; Craul & Craul, 2006). À l?opposé, les excès de nutriments résultent des sous-produits de la décomposition ou de l?altération de contaminants anthropiques, de dépôts atmosphériques et de nourriture (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015; Zhu et al., 2018). La quantité excessive des micronutriments peut entraîner la toxicité, ce qui sera discuté dans le paragraphe sur la toxicité (cf. 2.4.d). La toxicité est néanmoins peu commune pour les macronutriments comme N, P, K, Ca, Mg et S (transport actif ré- gulé) (Whalen et al., 2021). Les excès SOL Prélèvements (flux d?eau ou diffusion) ENTRÉES Fertilisation, irrigation, dépôts atmosphériques, précipitations. SORTIES Lixiviation, ruissellement, érosion. Nutriments échangeables Figure 2.5.Formes des nutriments et processus physico-chimiques et biologiques gouvernant les changements de formes dans les sols (modifié d?après Pallardy, 2008; Kumaragamage etal., 2021 et Whalen etal., 2021). Dans les sols, les formes assimilables solubles sont en équilibre avec les formes assimilables échangeables par des processus de désorption et d?adsorption. Les formes assimilables sont générées à partir des réserves du sol par altération physico-chimique des roches, par dissolu- tion des minéraux secondaires, et par décomposition (fragmentation, dépolymérisation, minéralisation, solubilisation) de la matière orga- nique issue des plantes, des organismes fixateurs d?N atmosphérique et des autres organismes vivants. Les formes assimilables proviennent aussi directement des plantes et de l?atmosphère (par excrétion des exsudats racinaires et par infiltration des précipitations qui ont entraîné avec elles des nutriments du feuillage), ainsi que des apports de fertilisants et d?eau d?irrigation. À l?inverse, les formes assimilables peuvent précipiter sous forme de minéraux secondaires, sortir de la zone d?enracinement par lixiviation (notamment les ions négatifs), ruissellement ou érosion, être immobilisées par les microorganismes ou être absorbées par les racines des plantes. 30 de ceux-ci seront considérés dans le paragraphe sur la salinité et sodicité (cf.2.4.c). Pour détecter les carences en nutriments, on peut d?abord effectuer une évaluation visuelle des plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les plantes avec des déficiences ou des débalancements montrent des symptômes comme la chlorose (jaunissement des feuilles), un feuillage pauvre en couleur, peu dense ou en dépérissement, une faible densité de fleurs ou d?inflorescence, un avortement des graines, un retard de croissance, ou une faible résistance des tiges aux intempéries (Craul, 1982; Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen etal., 2021). Plus spécifiquement, les symptômes détectés sur les feuilles plus âgées ou inférieures indiquent plutôt un problème des nutri- ments mobiles (facilement transloqués) comme N, P, K, Ni, Mg ou Cl, tandis que les symptômes sur les feuilles plus jeunes sont plutôt associés aux nutriments im- mobiles, comme Ca, S, Fe, Mn, Zn, B ou Cu (Scharenbroch & Smiley, 2021). Afin de confirmer les déficiences en nutriments, on peut collecter et analyser au laboratoire des échan- tillons des plantes (entières ou tis- sus spécifiques) ou des sols. À ce propos, il peut être utile de compa- rer des échantillons associés à des plantes présentant des symptômes à d?autres associés à des plantes sans symptômes (Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen et al., 2021). Quant à l?interprétation des analyses et des recommandations, il faut considérer les besoins spécifiques en nutriments des espèces (Scharenbroch & Smiley, 2021). Utilisé pour les sols agricoles, le test de fertilité des sols est une méthode permettant de déterminer si un sol contient suffisamment de nutriments pour rencontrer les besoins d?une plante annuelle durant sa vie (une saison de croissance), ou d?une plante pérenne pour son établissement et sa production (plusieurs saisons de croissance). Il permet ainsi d?éva- luer la nécessité d?approvisionner un sol en nutriments (Whalen et al., 2021). Pour ce faire, on analyse les différentes formes des nutriments, assimilables ou non, les conditions environnementales influençant ces processus, et les besoins des plantes (Whalen etal., 2021). (6) Évaluer la qualité du sol :les teneurs en nutriments , par évaluation visuelle des plantes (d?après les descriptions de Barker & Pilbeam, 2006; et Craul, 1982) et par analyse chimique des sols (d?après les données de Amacher etal., 2007; Damas & Coulon, 2016; Horneck etal., 2011; et Li etal., 2013). Pour chaque nutriment, on peut observer les symptômes de déficiences chez les plantes ou estimer des indicateurs de la teneur en nutriments dans les sols. On peut aussi noter qu?une capacité d?échange cationique est optimale quand >40 méq.100g-1, et trop faible quand <12 méq.100g-1 (Damas & Coulon, 2016). Nutriment Symptômes de déficience chez les plantes Indicateur du sol (mg.g-1) Valeurs optimales Conditions limitantes N Plante et feuillage rabougris, feuillage vert clair ou jaune pâle uniforme. Ntotal 10-20 <2 Nassimilable 0.05-0.1 P Plante rabougrie, feuilles pouvant virer au gris ou bleuâtre (par ex., Picea sp., Larix sp.), au violet ou rouge (par ex., Pinus sp.), ou au vert foncé ou rougeâtre (par ex., Quercus sp.). Passimilable [Bray I, sols acides] 0.04-0.1 >0.1 ou <0.02 Passimilable [Olsen, sols alcalins] 0.025-0.05 >0.05 ou <0.01 Kassimilable 0.25-0.8 <0.15 ou >0.8 Mg Chlorose des feuilles plus âgées, d?apparence marbrée ou à chevrons, voire nécrose (des pointes d?aiguilles chez les conifères) ou chute du feuillage. Mgassimilable >0.3 <0.06 Ca Déficience en Ca rare. Parties supérieures de la pousse jaune-vert, et parties supérieures vert foncé. Caassimilable >1 <0.1 Sassimilable [Sulfate] >0.02 <0.002 (7) Le pH du sol correspond à l?activité des protons H+ dans le sol (pH=-log[H+]) et indique si celui-ci est neutre (pH=7), acide (pH<7) ou alcalin (pH>7) (Kumaragamage etal., 2021). Les ions H+ en solution étant en équilibre avec ceux du complexe organo-minéral, on distingue le pH actuel mesuré sur les ions H+ libres en solution (« acidité ac- tive ») du pH potentiel qui tient compte des ions H+ échangeables présents sur le complexe organo-minéral (« aci- dité de réserve »; Girard et al., 2011; Kumaragamage et al., 2021). Les H+ échangeables peuvent donc participer à maintenir le pH de la solution du sol (tampon produit par le complexe orga- no-minéral) en cas d?ajout de compo- sés acides ou basiques (par ex., fertili- sant). Ainsi, l?équilibre entre H+ libres et H+ échangeables résulte des carac- téristiques du complexe organo-miné- ral et donc du sol (Girard etal., 2011). Facteurs affectant le pH Les sols urbains sont souvent faible- ment à fortement alcalins, à cause des déchets de construction, tels que le bé- ton et le ciment, et de l?eau d?irrigation alcaline (Scharenbroch & Smiley, 2021; Yang & Zhang, 2015). Plus générale- ment, le pH du sol dépend de la ma- tière organique, du matériel parental et des dépôts atmosphériques. Les sols dérivés de granite sont acides, tandis que les sols dérivés de carbo- nates de Ca ou Mg (comme le calcaire ou la dolomie) ou les sols riches en Na sont alcalins (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage et al., 2021). Les dépôts atmosphériques humides (pluie, neige, brouillard) ou secs (par- ticules organiques et inorganiques) peuvent aussi être à l?origine de subs- tances chimiques acidifiantes, par ex., le CO2 (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Ainsi, les sites ayant de faibles préci- pitations sont plutôt alcalins, tandis que les sites ayant des fortes pluies (dont le pH est environ 5.6) entraî- nant une lixiviation élevée sont plutôt acides (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage etal., 2021). De plus, la minéralisation de l?azote organique, la lixiviation (des cations basiques et des nitrates), l?absorption des nutriments par les racines, ou les réactions d?oxydo-réduction (du fer, du manganèse ou du soufre) sont des mécanismes physico-chimiques ou biologiques qui peuvent générer la production ou la consommation d?un ion H+ (Girard etal., 2011; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). En parti- culier, les cations Al3+ en solution dis- socie leur molécule d?eau d?hydrata- tion, ce qui produit des ions H+ (Calvet, 2013). L?application d?engrais tels que l?urée et l?ammoniaque anhydre peut aussi acidifier les sols (Kumaragamage et al., 2021). Enfin, le pH fluctue avec les variations saisonnières intra-an- nuelles (variations de l?activité bio- logique, de la teneur en eau, etc.), et Sols minéraux Sols organiques 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 4.54.0 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 Azote Phosphore Potassium Soufre Calcium Magnésium Fer Manganèse Bore Zinc Cuivre Molybdène Figure 2.6. Disponibilité des nutriments dans les sols minéraux et organiques influencés par le pH du sol (d?après Kumaragamage etal., 2021). La plupart des éléments ont une solubilité plus importante aux pH neutres. D?autres sont plus solubles aux pH acides, comme Al, Mn, Fe, Cu, Ni et Zn (la plupart des éléments traces métalliques), dont certains sont potentiellement toxiques pour les plantes et dont certains peuvent réagir avec d?autres nutriments (Ca, Mo) et les rendre indisponibles. D?autres encore sont plus solubles aux pH alcalins, comme As, Mo, Se et Ca, qui peut réagir et rendre indisponibles d?autres nutriments (par ex., le phosphate) (Gregory, 2006; Girard etal., 2011; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). (7) Évaluer la qualité du sol :le pH (d?après les données de Damas & Coulon, 2016 et Scharenbroch & Smiley, 2021) Les pH trop acides ou trop alcalins peuvent avoir des effets indésirables sur la qualité du sol et sur la croissance des plantes. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes pH 6.5-7.5 <5 ou >8.5 32 plus lentement avec l?évolution de la couverture pédologique (processus d?altérations sur des centaines, voire des milliers d?années). Les effets de ces différents facteurs dépendent du pouvoir tampon du sol, c?est-à-dire de sa capacité à neutraliser les apports acidifiants (Girard etal., 2011). Conséquences du pH sur les sols Le pH a de nombreuses incidences directes et indirectes sur les pro- priétés du sol (Girard etal., 2011). En établissant des liaisons covalentes avec les minéraux argileux et surtout la matière organique (à la différence des autres cations), les ions H+ dimi- nuent les charges négatives à l?ori- gine de la CEC (Girard et al., 2011). C?est pourquoi une diminution de pH (acidification) affecte négativement la capacité d?échange cationique (CEC) effective (c?est-à-dire la CEC au pH du sol), ainsi que le taux de saturation (c?est-à-dire la proportion de la CEC occupée par les minéraux Ca2+, Mg2+, K+ et Na+), et la capacité à attirer les molécules d?eau (Girard et al., 2011). Le pH modifie aussi l?équilibre entre les formes solubles (qui sont assi- milables) et insolubles (Figure 2.6). De plus, le pH influence les méca- nismes d?absorption des racines et la solidité de la structure du sol (Girard et al., 2011). Le pH joue ainsi un rôle essentiel à l?égard de la nutrition des plantes (Duchaufour, 2001). Évaluation sur le terrain Préalablement au laboratoire, le pH peut être mesuré selon plusieurs mé- thodes, d?où l?importance de préciser la méthode utilisée et de corréler les mesures issues des différentes mé- thodes (FAO, 2006). Sur le terrain, le pH peut être estimé avec soit du papier indicateur de pH, soit du liquide indi- cateur de pH (e.g., Hellige-Truog), ou soit un pH-mètre à électrodes en verre portable (FAO, 2006; Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer si un sol est calcaire, et donc alcalin et hau- tement résistant au changement de pH (pouvoir tampon), on peut appli- quer quelques gouttes d?un acide doux (comme le vinaigre de nettoyage), et voir si cela provoque un pétillement (effervescence, en cas de sol calcaire; Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, notons que certains symptômes des plantes expriment leur sensibilité aux limitations de nutriments et peuvent refléter le pH du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire La mesure du pH à l?aide d?un pH- mètre à électrodes se fait sur un mé- lange du sol dans une matrice aqueuse (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). Comme matrice aqueuse, le pH peut être mesuré dans l?eau : ce pH correspond à celui de la solution du sol. Pour ce faire, il faut veiller à garder un ratio sol/ solution faible (par ex., 1/ 1) afin de limiter les effets du degré de dilution sur le pH (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). On peut aussi mesurer le pH dans une solu- tion saline de CaCl2 ou KCl, ce qui va prendre en compte des ions H+ échan- geables, et donc diminuer le pH d?envi- ron 0.5 (Duchaufour, 2001; FAO, 2006; Hendershot et al., 2007). D?après Hendershot et al. (2007), une mesure dans CaCl2 0.01M est moins dépen- dante de la fertilisation du sol, du de- gré de dilution, de la concentration en sels, et du séchage et stockage du sol qu?une mesure dans l?eau. c. Salinité et sodicité La salinité du sol correspond à la concentration en sels minéraux dis- sous dans la solution du sol, incluant les cations Na+, Ca2+, Mg2+ et K+, et les anions Cl-, SO42-, HCO3 -, CO3 2- et NO3 - (Kumaragamage etal., 2021). La sodi- cité, reliée à la salinité, réfère spécifi- quement à la concentration de Na+ par rapport à celles de Ca2+ et Mg2+ dans la solution de sol (Kumaragamage etal., 2021). On parle de sol salin lorsqu?il y a salinisation, c?est-à-dire accumulation des sels dans le sol, et de sol sodique lorsqu?il y a concentration excessive en Na+ (Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage etal., 2021). Causes L?accumulation de sels dans les sols a plusieurs causes, naturelles ou anthro- piques (Figure 2.7; Kumaragamage etal., 2021). D?abord, elle peut provenir de l?altération de la roche sous-jacente (Calvet, 2013). Elle peut aussi provenir de déposition atmosphérique et d?ap- port d?eaux chargées en sels minéraux, telles que l?eau marine dans les zones côtières (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Par ex., dans les prairies et les plaines boréales canadiennes, les sels sont principalement des sulfates de calcium et de magnésium (sels de gypse et d?Epsom) dérivés de l?évaporation des eaux souterraines salines rejetées par le substrat rocheux sous le till glaciaire (Kumaragamage etal., 2021). Enfin, l?ac- cumulation de sels peut être issue d?eaux saumâtres utilisées pour irriguer, de sels de déglaçage, ou de fertilisants synthé- tiques et organiques d?origine agro-in- dustrielle (fumier, compost, biosolides, etc.) (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Conséquences Les concentrations élevées en sels peuvent provoquer la formation de minéraux résultant de l?évaporation de l?eau et de la cristallisation des sels dissous, ce qui peut faire appa- raître une croûte blanche en sur- face du sol (Figure 2.7; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Au niveau de la structure du sol, les concentra- tions élevées en sels promeuvent la floculation (l?agrégation) des colloïdes du sol. Au contraire, les concentrations élevées en Na+ dans les sols sodiques neutralisent les forces électrosta- tiques et génèrent le gonflement et la dispersion des colloïdes ou des argiles, d?autant plus si les ions monovalents du complexe organo-minéral sont hy- dratés; et le pH élevé disperse égale- ment la matière organique du sol (par ex., les Black Solonetz; Kumaragamage 33 etal., 2021). En conséquence, les par- ticules de sol dispersées bloquent les pores, réduisent la perméabilité et l?infiltration et augmentent l?érosion, ce qui conduit, pendant les événe- ments d?irrigation, de pluie et de fonte des neiges, à des conditions de satu- ration et d?anaérobie en surface du sol (Kumaragamage etal., 2021). Au niveau des plantes, les concentra- tions élevées en sels, en plus des effets indirects via la structure du sol, peuvent réduire directement leur croissance par des effets phytotoxiques : (1) inca- pacité des racines à absorber l?eau par des mécanismes osmotiques à cause de l?abaissement du potentiel osmotique de la solution du sol par les sels (et ce, même si la teneur en eau est suffisante, on parle alors de sécheresse physiolo- gique); (2) inhibition de la croissance par la pression osmotique intracel- lulaire élevée suite à l?absorption de sels; et (3) toxicité propre à certains éléments chimiques en quantité exces- sive (chlorure issu du NaCl) (Calvet, 2013; Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage et al., 2021). L?effet osmotique des sels rendent aussi les microorganismes du sol incapables d?obtenir de l?eau (Kumaragamage et al., 2021). La salinisation amène ainsi à la dégradation des terres, à la désertification des écosystèmes secs, et à la réduction des terres cultivées (Kumaragamage etal., 2021). Les concentrations élevées en sels et en sodium sont un problème com- mun pour les arbres en milieu urbain (Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces problèmes sont particulièrement pré- sents dans les zones côtières, dans les zones à faibles drainages, dans les climats froids (à cause des sels de déglaçage) et dans les zones à climats arides et chauds (à cause de la faible lixiviation, de la remontée d?eau et de sels par capillarité, de la forte évapo- ration et de l?irrigation par des eaux salées) (Calvet, 2013; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation sur le terrain Pour évaluer la concentration en sels dans les sols, plusieurs observations peuvent être effectuées sur le terrain au niveau du sol (croûtes de sel à la sur- face du sol, perte d?agrégation du sol, réduction de l?infiltration d?eau menant à la formation de mares à la surface) ou au niveau des plantes, les symptômes ressemblant à ceux du stress hydrique (flétrissement, brunissement, nécrose des feuilles et des racines, chute des feuilles, retard de croissance, balai de sorcière) (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire Pour obtenir plus de précision, au la- boratoire, la méthode la plus simple, rapide, fiable et peu coûteuse consiste à mesurer la conductivité électrique, proportionnelle à la concentration en sels, sur un extrait de pâte satu- rée (extrait de la phase liquide d?une pâte faite en mélangeant le matériau terreux avec de l?eau à saturation), avec un conductimètre électrique (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour le sodium qui est particulièrement problématique, on peut réaliser une analyse spécifique des sels en labo- ratoire, et déterminer des indices comme le rapport de sodium adsorbé (sodium adsorption ratio, SAR) ou le pourcentage de sodium échangeable (exchangeable sodium percentage, ESP) (Scharenbroch & Smiley, 2021). Comme le complexe organo-minéral est saturé par des cations alcalino-ter- reux, principalement des cations Ca2+, l?indice SAR rapporte souvent la pro- portion de Na+ à celle du Ca2+ : SAR = [Na+]s / [Ca2+]s 1/2 CAUSES CONSÉQUENCES Anions HCO3 Sels de déglaçage, eaux d'irrigation, fertilisants Apport Précipitation Cristallisation Flucolation Dispersion Sécheresse physiologique Toxicité Figure 2.7.Causes et conséquences des concentrations élevées en sels dans les sols (modifié d?après Calvet, 2013). Pourcentage de sodium échangeable (ESP, %) Rapport de sodium absorbé (SAR) Co nd uc tiv ité é le ct riq ue (E C dS .m 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Sol salin pH < 8.5 Sol salin - sodique Sol normal pH > 8.5 Figure 2.8. Classification des sols affectés par les sels (d?après Kumaragamage etal., 2021). Les sols salins ont des concentrations en sels élevées (EC > 4 dS.m-1) mais de faibles concentrations en Na+ (SAR < 13; ESP < 15%), et ont un pH < 8.5. Les sols sodiques ont de faibles concentrations en sels (EC <4 dS.m-1) mais des concentrations élevées en Na+ (SAR > 13; ESP > 15%), et ont un pH >8.5 à cause de l?hydrolyse de Na2CO3. Les sols salins - sodiques ont des concentrations élevées en sels (EC > 4 dS.m-1) et en Na+ (SAR >13; ESP >15%). 34 Ou parfois, l?indice SAR est rapporté à la moyenne entre Ca2+ et Mg2+ : SAR = [Na+]s / (0.5 x ([Ca2+]s + [Mg2+]s))1/2 Où [Na+]s, [Ca2+]s et [Mg2+]s sont res- pectivement les concentrations en Na+, Ca2+ et Mg2+ solubles dans la phase li- quide du sol (extrait de pâte saturée). L?indice ESP correspond à : ESP (%) = [Na+]e x 100/ CEC Où [Na+]e est la concentration en Na+ échangeable, et CEC est la capacité d?échange cationique (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Ainsi, on distingue différents types de sols (voir Figure 2.8). d. Toxicité des contaminants chimiques On parle de contamination chimique lorsqu?un élément ou un composé se trouve à des concentrations supé- rieures à celles présentes naturelle- ment. Cela résulte généralement d?un apport anthropique qui s?est rajouté à l?apport naturel (Calvet, 2013). Dans les sols, ces contaminants chimiques, au-delà d?un certain seuil, peuvent engendrer des effets toxiques (c?est-à- dire la morbidité ou la mortalité) sur les plantes, ainsi que sur toute la chaîne trophique alimentée par ces plantes et ces sols (Brusseau etal., 2019; Menefee & Hettiarachchi, 2018). Quant à la santé humaine, les effets des contami- nants des sols peuvent être directs, via leur ingestion (généralement involon- taire), leur inhalation ou leur contact (Abrahams, 2002; Oliver, 1997). Les contaminants des sols ont aussi des effets indirects en impactant la qua- lité d?air, d?eau et de plantes qui seront inhalés ou ingérés (Abrahams, 2002). Les effets des contaminants chimiques sont d?autant plus toxiques qu?ils sont persistants et bioaccumulables dans l?environnement (Steffan et al., 2018). Les milieux urbains, en concentrant les zones résidentielles, les activités industrielles et commerciales et la circulation automobile, sont des hauts lieux de contaminations chimiques. Parmi les contaminants chimiques, on trouve des éléments inorganiques, des éléments radioactifs et des composés organiques (Brusseau etal., 2019). Éléments inorganiques Les éléments inorganiques poten- tiellement toxiques incluent des élé- ments métalliques (Al, Cd, Cu, Pb, Hg, Cr, Ni et Zn) et des éléments non- métalliques (As, Se, B). Ce sont des éléments abondants (Fe, Al) ou des éléments traces (Cd, Cr, Zn, Pb, Hg, As, Se, B) (Abrahams, 2002; Ali etal., 2013; Duchaufour, 2001; Girard et al., 2011; Oliver, 1997; Yang et al., 2006). La plupart de ces éléments sont non essentiels (Al, Cd, Pb, Hg, As) et de- viennent toxiques au-delà d?un seuil de tolérance (Figure 2.9 A). Mais il y a aussi des micronutriments, essen- tiels (B, Cu, Zn, Mn, Fe), qui deviennent toxiques lorsqu?ils sont en quantité excessive (Figure 2.9 B). Par ex., les micronutriments B, Fe, Mn, Zn et Cu, peuvent endommager les cellules sen- sibles photosynthétiques des feuilles (Whalen et al., 2021). Les plantes ont des mécanismes de défense pour contrôler l?absorption, l?accumulation et la translocation des micronutri- ments et des éléments non essentiels. Ceux-ci, retenus dans les cellules des racines, sont détoxifiés par complexa- tion avec des acides aminés, des acides organiques ou des peptides de liaison, ou sont séquestrés dans des vacuoles, ce qui empêche leur translocation vers les tissus foliaires sensibles (Gregory, 2006; Whalen etal., 2021). Les éléments inorganiques potentielle- ment toxiques sont naturellement pré- sents dans les roches, et sont libérés par dissolution lors de leur altération. Ils peuvent donc se retrouver à faible concentration (qq mg.kg-1) dans les sols, ce qui correspond au fond pédo-géochi- mique (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Si leur concentration devient supérieure à celle du fond pédo-géochimique, cela indique soit une contamination du sol, soit la présence d?anomalies géochi- miques à proximité (gisements miniers) (Calvet, 2013). On peut calculer le facteur d?enrichissement, c?est-à-dire le rapport de la teneur d?un élément dans un hori- zon sur sa teneur dans la roche mère: un facteur d?enrichissement supérieur à 2 peut signifier un apport anthropique et donc une contamination (Calvet, 2013). En milieu urbain, ces éléments ont de nombreuses sources provenant du dé- veloppement humain actuel ou passé (Li et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Ces sources anthropiques incluent les déchets domestiques (ordures, B Micronutriments essentiels Optimal Toxicité Figure 2.9.Effets toxiques d?une teneur excessive: (A) en éléments non essentiels (par ex., Cd), et (B) en micronutriments, essentiels (par ex., Zn) (d?après Schulze etal., 2019) 35 résidus de combustion, peinture, engrais, boues d?épuration), les rési- dus industriels (exploitation minière, transformation, fabrication, centrales électriques, combustion du charbon et fumées), les activités agricoles (en- grais phosphatés sources de Cd, et produits phytosanitaires sources de Cu) et le transport (utilisation de com- bustibles fossiles, par ex., l?essence au Pb; abrasion des pneus contenant du Zn) (Calvet, 2013; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Par ex., les élé- ments de platine (Pt), de palladium (Pd) et de rhodium (Rh), utilisés dans les catalyseurs d?échappement des automobiles, se retrouvent dans les sols urbains proches des routes (Yang & Zhang, 2015). Éléments radioactifs Les éléments radioactifs (radionu- cléides), incluant notamment l?uranium (U), le radium (Ra), le plutonium (Pu) et le radon (Rn), sont des atomes qui, lors de leur désintégration spontanée en différents isotopes, émettent un rayonnement (Brusseau et al., 2019). Ce rayonnement peut endommager les tissus vivants et provoquer le dé- veloppement de cancers (Brusseau etal., 2019; Oliver, 1997; Steffan etal., 2018). Outre les sources naturelles des sols, des roches et des minéraux, les éléments radioactifs proviennent de l?extraction et du traitement des com- bustibles nucléaires, de la production d?énergie nucléaire, du développement d?armes militaires et d?activités biomé- dicales et industrielles (Brusseau etal., 2019). Composés organiques Les sols contiennent une grande diver- sité de composés organiques, d?ori- gine naturelle ou anthropique (Calvet, 2013). Certains peuvent être toxiques pour les plantes et la santé humaine : ce sont principalement les pesticides (par ex., chlorpyriphos-éthyl, glyphosate, DDT, atrazine), les hydrocarbures aro- matiques polycycliques, les biphényles polychlorés, les naphtalènes polychlo- rés, les dioxines, ainsi que les produits pharmaceutiques et vétérinaires (par ex., antibiotiques) (Brusseau et al., 2019; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Les hydrocarbures aromatiques polycycliques peuvent être dégra- dés par des bactéries (Menefee & Hettiarachchi, 2018). Mais cela est plus difficile pour les composés organiques de synthèse (xénobiotiques) formés par l?insertion d?un halogène (Cl, F, Br) ou d?un atome non métallique multiva- lent (S, N) sur une molécule naturelle (Steffan et al., 2018). Les microorga- nismes n?étant pas adaptés pour les métaboliser, ils sont très résistants à la décomposition et peuvent se bioac- cumuler tout au long de la chaîne tro- phique, d?où leur nom de polluants organiques persistants (Steffan et al., 2018). Les composés organiques toxiques sont très présents dans les zones ur- baines (Calvet, 2013; Li etal., 2018). Ils proviennent des activités agricoles et industrielles, des déchets pharmaceu- tiques et électroniques, des émissions de véhicules motorisés, de la créosote, de la combustion du charbon et de la biomasse, et des incinérations de déchets (Li et al., 2018; Steffan et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Certains hydrocarbures peuvent aussi être émis par des processus naturels, tels que des feux de forêts et des éruptions vol- caniques (Calvet, 2013). Analyses En raison des effets toxiques des conta- minants chimiques sur la santé humaine, la faune, la flore et les microorganismes, il est essentiel d?analyser les sols au la- boratoire pour déterminer leur teneur en contaminants (Menefee & Hettiarachchi, 2018; Yang & Zhang, 2015). Au préalable, il peut être utile d?étudier l?historique d?utilisation du site afin de cibler les contaminants potentiels à analyser. Au Québec, les valeurs de concentrations limites autorisées pour les contaminants sont présentées dans le guide d?inter- vention (https://www.environnement. gouv.qc.ca/sol/terrains/guide-inter- vention/index.htm) du Ministère de l?Environnement, de la Lutte contre les Changements Climatiques, de la Faune et des Parcs, en accord avec la Politique de protection des sols et de réhabilitation des terrains contaminés, avec le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains (Q-2, r. 37), et avec la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2). Ce guide visant essentiellement à préser- ver la santé humaine, il faut savoir que certains éléments comme Zn peuvent être toxiques pour les plantes à des niveaux inférieurs aux valeurs basées sur la santé humaine (Moebius-Clune etal., 2016). 2.5. Propriétés biologiques Les propriétés biologiques à analyser incluent les racines (cf. 2.5.a) et les organismes du sol (cf. 2.5.b). a. Racines (8) Le système racinaire des plantes, de par ses interactions mutuelles avec les propriétés physiques, chimiques et biologiques du sol, est un bon indi- cateur de la fertilité du sol et de la profondeur d?enracinement maximale (c?est-à-dire la profondeur limite ex- ploitable par les racines ou profon- deur utile) (Baize & Jabiol, 2011; Day et al., 2010; Gregory, 2006). En effet, la morphologie du système racinaire dépend des propriétés de la plante (espèce, stade de développement, physiologie) et des propriétés du sol, les racines préférant les transitions graduelles aux changements brusques et pénétrant les horizons peu com- pacts, non toxiques et non engorgés (Baize & Jabiol, 2011). En milieu urbain, la croissance du système racinaire est contrainte par la compaction, la conta- mination, l?élévation du pH, les maté- riaux anthropiques, le scellement et d?autres infrastructures urbaines, ainsi que par le climat relativement sec et chaud (Day etal., 2010; Scharenbroch & Smiley, 2021). L?architecture raci- naire y est moulée dans des formes complexes par la présence de murs, de pavages, d?obstructions souter- raines, de tranchées de services publics ou de fondations de bâtiments (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les systèmes racinaires poussent donc rarement dans un cercle parfait autour de l?arbre, et peuvent être situés dans des profondeurs ou des directions difficiles à prévoir (Scharenbroch & Smiley, 2021). L?étude du système racinaire peut s?effectuer, dépendamment du site d?intervention et des objectifs de l?échantillonnage, en creusant une fosse, en prélevant des carottes à la tarière (Figure 2.10.A) ou en exca- vant la totalité du système racinaire (Baize & Jabiol, 2011). Ensuite, il s?agit de décrire le système racinaire quan- titativement (abondance, diamètre, longueur, volume, masse) et qualita- tivement (profondeur, localisation, ra- mification, orientation, état sanitaire, forme, nature), pour aboutir éventuel- lement à une représentation spatiale (Baize & Jabiol, 2011). Afin d?estimer l?abondance et le diamètre des racines, on peut s?aider d?une grille constituée de fils de nylon croisés et appliquée à la surface de la fosse (Figure 2.10.B; FAO, 2006; Baize & Jabiol, 2011). Alternativement, plutôt que de décrire le système racinaire, on peut décrire les obstacles à son développement, (8) Évaluer la qualité du sol:la profondeur utile (d?après les données de Urban, 2008) Il est essentiel d?estimer la profondeur du sol (notamment dans le cas d?un espace vert à implanter dans le bâti, cf. 1.3.b) et de déterminer si elle sera suffisante pour permettre l?enracinement de la plante, cet enracinement étant très variable selon les espèces (Canadell etal., 1996) Indicateur Végétation Gamme idéale Conditions limitantes Profondeur utile, ayant des propriétés favorables à l?enracinement (horizons A-B) (encm) Herbacées >12 <6 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.9.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). <0.5mm; >5mm) (d?après FAO, 2006). B a 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.10.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). (B) Grille pour estimer l?abondance et la taille des racines (très fine, <0.5mm; fine, 0.5-2mm; moyenne, 2-5mm; ou grossière, >5mm) (d?après FAO, 2006). 37 incluant ceux de nature physique (roche sous-jacente massive, horizon compact, abondance de cailloux et de pierres, discontinuité lithologique, ca- vité, encroûtement calcaire induré, ho- rizon durci par un ciment ferrugineux), ceux de nature chimique (excès de CaCO3 actif, aluminium échangeable toxique) ou encore ceux de nature hy- drique (horizon engorgé, asphyxiant) (Baize & Jabiol, 2011). Ainsi, la profondeur d?enracinement maximale peut être estimée de deux manières. Soit à partir des données sur les racines, notamment quand le solum supporte une végétation; dans ce cas on estime la profondeur d?enracine- ment effective des plantes présentes, bien qu?elle puisse différer des espèces végétales cibles (Baize & Jabiol, 2011). Soit à partir des données sur les obs- tacles, notamment quand le solum ne supporte pas de végétation ou quand l?espèce ou le stade de développement souhaité n?est pas présent; dans ce cas on évalue la profondeur des obstacles éventuels à l?enracinement (Baize & Jabiol, 2011). b. Organismes du sol (9) Les organismes du sol, incluant les microorganismes et la faune du sol, jouent un rôle essentiel dans la dé- composition des litières, le recyclage des nutriments, l?incorporation dans le sol de la matière organique et le développement des agrégats et de la structure du sol (Harris, 1991). De plus, les microorganismes, en formant des interactions mutualistes avec les plantes, participent à leur nutrition (Balestrini etal., 2015). À côté des ef- fets bénéfiques, les sols sont l?habitat de plusieurs espèces de pathogènes (helminthes, protozoaires, cham- pignons, bactéries, virus et prions) dommageables à la santé humaine (Brevik, 2013; Li et al., 2018; Steffan et al., 2018). L?activité, la biomasse et la structure des communautés d?orga- nismes du sol dépendent de la tempé- rature, de l?humidité, de l?état d?oxygé- nation, du pH et de l?état nutritif du sol (Girard et al., 2011). En milieu urbain, les communautés du sol sont affectées par la contamination, la compaction, la réduction de matière organique, l?élé- vation du pH et l?altération du microcli- mat (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015). Microorganismes Les microorganismes, dominants en termes de biomasse, incluent principa- lement les bactéries et les champignons (Balestrini etal., 2015). Les bactéries, organismes procaryotes unicellulaires, s?adaptent rapidement aux nouveaux environnements (Basiliko etal., 2021). Ayant différentes stratégies métabo- liques (source d?ATP, d?électrons et de carbone), les bactéries peuvent être hétérotrophes ou autotrophes (par ex., cyanobactéries), avoir une respiration anaérobie (sans oxygène) ou aérobie (avec oxygène), être symbiotiques ou non (Basiliko et al., 2021). Par ex., les bactéries symbiotiques fixatrices d?N (principalement rhizobium avec les légumineuses, Frankia avec Alnus, Nostoc, Anabaena) s?associent avec les plantes dans les nodules racinaires et réduisent le N2 atmosphérique en NH3 (Prévost & Antoun, 2007). Les champignons sont des organismes eucaryotes, unicellulaires ou pluricel- lulaires, hétérotrophes, aérobies, sym- biotiques ou non (Basiliko etal., 2021). Parmi les symbioses, les champignons mycorhiziens s?associent spécifique- ment avec les racines des plantes de façon à augmenter l?apport en eau et en nutriments (Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). On distingue : ? les ectomycorhizes, qui entourent les couches externes des cellules des racines des plantes, et qui sont associées aux Basidiomycota et Ascomycota; ? les mycorhizes à arbuscules, qui s?étendent à travers les parois cel- lulaires du cortex racinaire, qui sont des symbiotes obligatoires (ne pouvant vivre sans leur plante hôte), et qui sont associées aux Glomeromycota; et ? les mycorhizes éricoïdes associées aux Ascomycota et aux plantes de la famille des Éricacées (Balestrini et al., 2015; Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). (9) Évaluer la qualité du sol:la respiration microbienne (d?après les données de Scharenbroch & Smiley, 2021) La respiration microbienne est un indicateur important de la qualité du sol. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes Respiration microbienne (mg CO2. kg-1.d-1) 100-300 <50 ou >500 38 Par rapport aux bactéries, les champi- gnons supportent les sols plus acides, de plus faibles disponibilités en eau, mais ne peuvent vivre sans oxygène (Basiliko etal., 2021). Faune Sur le terrain Pour évaluer l?activité globale des organismes du sol sur le terrain, on peut estimer la décomposition (perte de masse) d?échantillons de litières placés au sol dans des sacs de litières pendant différents intervalles de temps (Beyaert & Fox, 2007; Karberg et al., 2008). On peut également me- surer la respiration (libération de CO2) d?échantillons de sol à l?aide d?un kit de test, par ex., Solvita® ou Dräger® (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour les ectomycorhizes, on peut les ob- server en examinant les extrémités des racines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Mais les méthodes sur le ter- rain comportent certaines limites (voir Joergensen & Emmerling, 2006; Karberg etal., 2008). Au laboratoire Afin d?obtenir des informations pré- cises sur l?activité, la biomasse, la com- position et la structure des commu- nautés microbiennes, on peut effectuer des analyses en laboratoire, comme la respiration induite par des substrats, les analyses des esters méthyliques d?acides gras (FAME) et des acides gras phospholipidiques (PLFA), ou des ana- lyses métagénomiques (Bailey et al., 2007; Campbell etal., 2003; Dunfield, 2007; Thies, 2015). D?autres méthodes sont décrites par Carter et Gregorich (2007). 39 3.1. Principes Les sols étant considérés comme une ressource non renouvelable et étant irréversiblement dégradés par l?urba- nisation et les activités urbaines, leur protection est essentielle. Les inter- ventions sur les sols doivent donc se faire selon plusieurs principes de ges- tion (cf. 3.1.a) et suivant une approche de conservation (cf. 3.1.b). De plus, en milieu urbain, où une grande partie des espaces sont privés et appartiennent à de nombreux propriétaires, il est nécessaire d?établir un cadre institu- tionnel favorisant les bonnes pratiques (cf. 3.1.c). a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps Gérer adéquatement les sols consiste à concilier les différents usages des espaces, et à mettre en adéquation les pratiques avec les objectifs d?aména- gement, les contraintes et les besoins de la ville, tout en minimisant les res- sources humaines (interventions), matérielles (intrants) et financières nécessaires, ainsi que les impacts sur l?environnement. Le premier principe consiste à inscrire la conception d?un espace vert et de son sol dans une vision d?aménagement urbain globale, qui définit à l?échelle de la ville les objectifs paysagers et l?en- semble des projets urbains. Avoir une vision globale permet d?harmoniser la gestion des espaces verts avec les autres interventions prévues sur l?es- pace public et de l?établir en cohérence avec la culture de la ville (histoire, tra- ditions, valeurs esthétiques), les réali- tés socio-économiques, les contraintes géographiques et climatiques et les enjeux écologiques. Au niveau écolo- gique, une vision à l?échelle de la ville permet d?assurer la préservation des sols, la connectivité du réseau des es- paces verts et l?approvisionnement en matériaux anthropiques et en eau. Le deuxième principe de cette gestion est de conserver les données de sols afin d?optimiser les nouvelles analyses à réaliser. Il s?agit de constituer une base de données et des archives sur les sols urbains et leur environnement. Celles-ci rassemblent les informations sur les aménagements urbains passés, les flux de matériaux anthropiques et les analyses de sols (propriétés, mor- phologie) déjà effectuées. Cela permet de ne faire de nouvelles analyses que lorsque c?est nécessaire, lorsque les données disponibles ne sont pas suffi- santes pour préparer les interventions. Le troisième principe est d?optimiser les flux de matériaux anthropiques. Cela consiste d?abord à vérifier avant les interventions la qualité du sol par des analyses et à n?apporter des maté- riaux allochtones que si ces analyses montrent des déficiences (Damas & Coulon, 2016). Quant aux interventions sur les sols, il s?agit d?utiliser préféren- tiellement des matériaux de proximité issus de la ville (excavation ou recy- clage de matériaux terreux urbains, va- lorisation des déchets, c?est-à-dire des matériaux technologiques ou holorga- niques), au détriment de matériaux ter- reux de terres agricoles ou de carrières transportées depuis les zones rurales environnantes (Damas & Coulon, 2016). Pour ce faire, il est nécessaire de gérer à l?échelle de la ville, voire de la région, les flux de matériaux anthropiques. Le quatrième principe est de préserver les sols fonctionnels (notamment les sols naturels, préservés des effets de l?urba- nisation), ce qui peut être appréhendé à deux échelles. À l?échelle régionale, il s?agit de préserver les sols des zones rurales en limitant l?expansion urbaine et en limitant le prélèvement de matériaux de terres agricoles et de carrières (selon le troisième principe énoncé précédem- ment) (Laroche etal., 2006). À l?échelle urbaine et péri-urbaine, il s?agit de pré- server les sols urbains en adoptant une approche de conservation et en mettant en place des mesures de protection lors des travaux de construction (cf. 3.1.b pour la méthodologie). Le cinquième principe est de sélec- tionner le type d?espace vert et la vé- gétation en fonction du site d?implan- tation, ce qui permettra de minimiser les interventions dans le temps (Urban, 2008). La gestion dans le temps cor- respond à la planification, aux opéra- tions de mise en place et de mainte- nance, et aux prévisions d?évolution. Bien que la gestion doive minimiser les interventions, celles-ci seront quand même nécessaires pour assurer la sé- curité des habitants et pour entretenir les plantations notamment dans les climats extrêmes. Les outils de modé- lisation aident à prévoir la dynamique des espaces verts, notamment des arbres, et à céduler les interventions dans le temps. b. Conserver La conservation des sols peut se faire simultanément et selon les mêmes principes que la conservation des écosystèmes. L?approche consiste généralement à établir des objec- tifs de conservation, puis à délimiter spatialement les sols en utilisant des modèles spatiaux et des outils d?aide à la décision, et enfin à mettre en place des actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Nous décrivons ici ces trois principales étapes. 40 La première étape consiste à déter- miner les objectifs, les cibles et les critères de conservation. Plus précisé- ment, il s?agit de : ? Identifier les objectifs et les cibles de conservation, tels que des ser- vices écosystémiques (par ex., ges- tion passive des eaux pluviales), des fonctions (par ex., dévelop- pement de la végétation), des propriétés (par ex., porosité) ou d?autres caractéristiques (par ex., groupe taxonomique) que l?on veut conserver. On peut aussi établir des cibles d?éléments spéciaux, c?est-à- dire des sols ou des espèces rares et uniques, et des cibles de repré- sentation, c?est-à-dire un gradient écologique de sols (Hess et al., 2014). ? Traduire ces cibles en indicateurs adaptés, basés sur des études précédentes (Cimon-Morin et al., 2013). Comme exemple d?indica- teur, on peut citer le RUM (cf. 2.3.e), qui est lié à de nombreuses pro- priétés du sol (texture, éléments grossiers, densité apparente, pro- fondeur d?enracinement maxi- male) (Laroche et al., 2006). Un autre exemple est la polyvalence d?usage, un indicateur synthétique combinant 5 fonctions remplies par les sols (eau, nutriments, biodiver- sité, filtre, support); plus cet indica- teur est élevé, plus les possibilités d?usages des sols (agriculture, ur- banisation résidentielle, etc.) sont grandes (Damas & Coulon, 2016). Une évaluation économique des services écosystémiques (analyse coûts-bénéfices) est aussi possible (Cimon-Morin etal., 2013). ? Caractériser qualitativement ou quantitativement les indicateurs sélectionnés en utilisant les don- nées disponibles et en planifiant éventuellement de nouvelles ana- lyses (cf. chapitre 2). La deuxième étape consiste à car- tographier, élaborer un outil d?aide à la décision et déterminer les zones à conserver. Plus précisément, il s?agit de : ? Cartographier les sols en représen- tant spatialement par un zonage leurs typologies définies par les indicateurs sélectionnés (Damas & Coulon, 2016). En utilisant un sys- tème d?information géographique, on peut rapprocher ces typologies avec les données d?occupation et d?utilisation des sols (Damas & Coulon, 2016; Laroche etal., 2006). ? Développer un outil d?aide à la dé- cision, qui va permettre de déter- miner spatialement la quantité, le type et l?emplacement des trai- tements de conservation, à partir de multiples modèles spatiaux et de seuils spécifiques aux actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Cet outil spatial d?aide à la décision permet d?orienter les déci- sions et d?augmenter l?efficacité de la conservation, en se basant sur des données scientifiques, sur des étendues spatiales qui dépassent les connaissances des experts lo- caux (Niemuth etal., 2021). ? À partir de cet outil d?aide à la décision, sélectionner des zones à conserver et des actions de conser- vation en accord avec les objec- tifs définis initialement (Damas & Coulon, 2016). La sélection des zones devrait se baser sur le paradigme « noeud, tampon, corridor », bien que cela soit complexe en milieu urbain (Hess et al., 2014). Ce paradigme consiste à conserver un réseau de sols formé par des noeuds (réserves centrales avec peu ou pas d?alté- ration et d?activité humaine), des zones tampon autour de ces noeuds (ayant des niveaux d?altération et d?activité humaine modérés) et des corridors d?habitat tamponné pour relier ces noeuds entre eux (Hess etal., 2014). Cette sélection devrait aussi reposer sur les principes de complémentarité, complétude, na- turalité, rareté, représentation et taille (Hess etal., 2014). Pour définir les zones à conserver, on peut citer l?approche de planifi- cation systématique de la conser- vation, qui répond aux principes précédemment cités et qui « vise à optimiser les réseaux de conser- vation par l?identification itérative du plus petit ensemble d?unités territoriales (en termes de nombre ou de superficie) nécessaires pour atteindre les objectifs de conserva- tion » (Cimon-Morin etal., 2013). La troisième étape consiste à mettre en place des mesures de conservation des sols à long terme. Différentes me- sures sont possibles : ? Implanter ou maintenir les espaces verts sur les zones sélectionnées. ? Favoriser la résilience des sols, c?est-à-dire leur capacité intrin- sèque à retrouver leur intégrité fonctionnelle et structurelle initiale après perturbations (Blanco & Lal, 2008). Pour ce faire, il faut main- tenir la structure et la teneur en matière organique des sols, et donc limiter l?érosion, la désertification et la déforestation, et pour cela favoriser une couverture végétale dense (Blanco & Lal, 2008; Osman, 2014). ? Mettre en place des mesures de protection pour empêcher la compaction et la contamination chimique, notamment lors d?inter- ventions ou de travaux: limiter la circulation des piétons (par des sentiers et des clôtures) et des véhicules d?autant plus quand le sol est humide, mettre des paillis et des amendements de matière or- ganique, réduire les manipulations (débroussaillage, nivellement), 41 éviter les sels de voirie, les déver- sements de carburant et les débris de construction (Scharenbroch & Smiley, 2021; Shober et al., 2018; Swann, 2016; Urban, 2008). ? Établir un statut juridique de pro- tection sur les zones à conserver, prohibant les usages qui peuvent altérer les sols. Y interdire les constructions et les passages de véhicules à long terme. ? Dans un cadre de gestion adapta- tive, surveiller et évaluer les résul- tats et ajuster les plans et la gestion (Hess etal., 2014). La planification systématique de la conservation précédemment citée a une poli- tique de gestion adaptative, avec rétroaction, révision et réitération du choix des zones de conserva- tions (Cimon-Morin etal., 2013). On peut noter que certaines mesures de la troisième étape peuvent être entreprises sur tous les sols destinés à supporter des espaces verts, indépen- damment d?un statut de protection, ce qui sera bénéfique, notamment lors de travaux de construction. La sélec- tion des zones à conserver sera plus limitée dans les cas où le territoire est déjà urbanisé et où les écosystèmes et les sols sont déjà altérés, que dans les territoires non urbanisés, en cours d?urbanisation. c. Réglementer, inciter, diffuser À côté des pratiques et des techniques, il faut établir un cadre institutionnel favorisant l?implantation de bonne gestion des espaces verts et des sols urbains, sur les zones publiques et pri- vées. On distingue les approches des- cendantes (provenant du gouverne- ment), et les approches ascendantes (provenant de la communauté). Parmi les approches descendantes : ? Les lois, les politiques, les règle- ments et les normes, imposés par les gouvernements. On peut citer au Québec la Loi sur le bâtiment (cha- pitre B-1.1), la Loi sur la voirie (cha- pitre V-9), le Code civil du Québec, la Loi sur les cités et villes (chapitre C-19), le code de construction (cha- pitre B-1.1., r.2), la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2), le Règlement sur l?enfouissement des sols contaminés, le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains, le Règlement sur le stockage et les centres de transfert de sols contaminés. On peut noter que l?encadrement législatif des toits verts au Québec est absent, même s?il y a des normes de sécu- rité et d?étanchéité des toits. ? La législation municipale permet- tant de contrôler le développement de la ville. Elle prend la forme de plans directeurs (fournissent un cadre d?aménagement et de déve- loppement), d?ordonnances de zonage (divisent la communauté en districts, et décrivent les types de développement autorisés dans chacun) et d?ordonnances de dé- veloppement (qui énumèrent les règles et règlements fournissant des spécifications et des limitations détaillées pour la construction) (Hess etal., 2014). Par ex., il peut y avoir des autorisations ou des refus de nouveaux aménagements sur des jardins (Goddard etal., 2010). ? Des incitations financières, comme des réductions d?impôts, des subventions gouvernementales (comme pour l?installation de tech- nologies d?énergie renouvelable), ou des paiements pour la protec- tion des services écosystémiques (Cimon-Morin etal., 2013; Goddard etal., 2010). ? Des guides pratiques ou des plans d?action produits par les gouver- nements ou les villes pour inciter à établir des stratégies de conserva- tion (Goddard etal., 2010). Ces approches descendantes échouent souvent à changer les valeurs et les comportements de la population et ont peu d?impact sur la gestion des jardins privés (Goddard etal., 2010). Par rap- port à ces approches descendantes, les approches ascendantes tentent de favoriser l?implication pro-environne- mentale de la population à long terme, par ex., en incitant les propriétaires à adopter des activités de jardinage respectueuses de l?environnement (Goddard et al., 2010). Parmi les ap- proches ascendantes : ? Des initiatives d?organisations communautaires (ONG), à l?échelle du quartier, comme des associa- tions de résidents (par ex., la pla- teforme des ruelles vertes par le regroupement des éco-quar- tiers de Montréal, https://www. ruellesvertesdemontreal.ca/). Elles peuvent développer des pro- grammes pour s?engager à respec- ter plusieurs principes de gestion et à entreprendre plusieurs actions de conservation dans les proprié- tés privées (jardins) (Goddard et al., 2010). Elles peuvent fournir des conseils et des incitations à certifier son jardin ou son quartier (Goddard etal., 2010). ? Des projets de sciences citoyennes (participatives) ou en réseau (par ex., le projet GLUSEEN; http:// www.gluseen.org/), qui permettent la diffusion, la sensibilisation, la participation et l?implication du public à la gestion des espaces verts et des sols. Les propriétaires deviennent ainsi chercheurs en re- cueillant des données scientifiques pour les organismes de recherche (Goddard etal., 2010). Cela facilite la coordination des actions de ges- tion publique et la mise en place de législation, et permet d?amé- liorer les environnements urbains (Goddard etal., 2010). 42 3.2. Processus de décision Les interventions sur les sols consti- tuent une ultime étape du processus d?aménagement urbain et de concep- tion des espaces verts. Elles se font donc en adéquation avec toutes les étapes précédentes du processus : ? Identifier les sites d?intervention, c?est-à-dire les espaces verts à res- taurer ou à implanter. Cela peut être fait, lors de la planification urbaine à l?échelle de la ville, concomitamment à une approche de conservation (cf. 3.1.b), en utilisant des outils de car- tographie pour renseigner spatiale- ment sur les usages aériens et sou- terrains (Damas & Coulon, 2016). ? Caractériser les sites d?interven- tion, c?est-à-dire leur catégorie (square, arbre d?alignement, parc, etc.), leur environnement urbain (climat, végétation, infrastructures, activités, sources de contamina- tion) et les propriétés (physiques, chimiques et biologiques) de leurs sols (cf. chapitre 2). ? Définir les services écosysté- miques que les espaces verts et leurs sols devront apporter à la population urbaine (Damas & Coulon, 2016). ? Choisir la végétation à planter en accord avec les services écosysté- miques, l?environnement urbain, les propriétés des sols, et la minimisa- tion des interventions et intrants. Il faut considérer les caractéristiques physiologiques, esthétiques et cultu- relles des espèces de plantes. ? Déterminer les fonctions et les qualités des sols à remplir, à partir des informations précédentes. Pour les plantes, les fonctions des sols sont l?approvisionnement en eau, l?apport en nutriments et le support, ce qui dépend du type de végéta- tion. Pour la population urbaine, les sols ont comme principale fonc- tion la portance pour les piétons et les véhicules, et doivent être non toxiques pour la santé humaine et l?environnement (Figure3.1.A). ? Déterminer les propriétés optimales des sols qui permettront de remplir ces fonctions et ces qualités. On peut considérer séparément les différents horizons de sols, car ils peuvent avoir des propriétés distinctes. ? Concevoir les interventions sur les sols à réaliser, en comparant les propriétés effectives (observées) des sols aux propriétés optimales (Figure 3.1.B). Trois situations peuvent se rencontrer : · Le sol en place est adéquat : il a les qualités requises, et ne nécessite éventuellement qu?un simple décompactage. · Le sol est insuffisant, mais amé- liorable : en plus du décompac- tage, le sol a souvent besoin d?être amendé (par ex., en appor- tant de la matière organique) pour restaurer sa qualité. · Le sol est absent ou impropre à la plantation : il faut s?abstenir de planter ou alors il est indis- pensable de reconstituer ou de construire un nouveau sol. ? Établir le plan d?action, c?est-à- dire les étapes qui permettront de réaliser ces interventions sur les sols et de faire le suivi des sols (propriétés, fonctions, services écosystémiques). ? Passer à l?action : réaliser les in- terventions sur les sols, mettre en place les plantations, puis faire le suivi (Certu, 2002). 0 à 3 : gradient d?importance de la fonction, de 0 (pas importante) à 3 (très importante). 0 à 3 : gradient de fertilité agronomique de la propriété, de 0 (non fertile) à 3 (fertilité maximale), par rapport à des valeurs de référence. Arborée Densité apparente Fonctions des sols Propriétés des sols Figure 3.1.(A) Profil fonctionnel pour deux catégories d?espaces verts. (B) Profil des propriétés optimales et observées (fictives) des sols afin de remplir leurs fonctions (modifié d?après les données de Damas & Coulon, 2016). Dans cet exemple de profil fonctionnel, nous avons considéré le type de végétation (Arborée, Arbustive, Herbacée) car il conditionne les fonctions du sol d?approvisionnement en eau, d?apport en nutriments et de support aux plantes. Pour la population, le sol a comme princi- pale fonction le besoin de portance (Piétons, Véhicules) et doit montrer des qualités d?inno- cuité sanitaire et environnementale (agriculture, contact cutané, ingestion et inhalation). Dans ce profil, nous avons aussi ajouté un exemple de service écosystémique spécifique (Infiltration des eaux pluviales), ainsi que les besoins en sol (Profondeur, Surface). 43 3.3. Interventions Selon les propriétés effectives du sol sur le site de l?espace vert à restau- rer ou à implanter, les interventions peuvent aller d?une simple améliora- tion du sol par apport de matériaux (cf. 3.3.a) à une totale fabrication de sol par reconstitution ou construc- tion (cf. 3.3.b). Plus spécifiquement, d?autres interventions sur le sol sont possibles en vue de le décompacter (cf. 3.3.c), d?ajuster son humidité (cf. 3.3.d), d?ajuster sa fertilité et son pH (cf. 3.3.e), de gérer sa salinité et sa so- dicité (cf. 3.3.f), de le décontaminer (cf. 3.3.g), de concevoir une fosse de plan- tation (cf. 3.3.h) ou une toiture végéta- lisée (cf. 3.3.i), d?augmenter sa teneur en carbone (cf.3.3.j) ou de préserver sa biodiversité (cf. 3.3.k). a. Améliorer un sol Pour améliorer les propriétés d?un sol, on peut le pailler ou l?amender. Un paillis est un matériau appliqué à la surface du sol pour améliorer ou proté- ger la plante et le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Un amendement est un matériau intégré au sol pour améliorer ses propriétés physiques, chimiques ou biologiques (Scharenbroch & Smiley, 2021). Parmi ceux-ci, le fertilisant est un amendement qui fournit des élé- ments nutritifs solubles dans l?eau pour les plantes (Urban, 2008; Whalen etal., 2021). Les matériaux anthropiques utilisés pour pailler ou amender un sol peuvent être inorganiques (sable, gra- vier, AAS expansé, perlite/vermiculite) ou organiques (feuilles, aiguilles, bois, écorce, charbon, compost, fumier, bio- solides) (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les amendements orga- niques peuvent améliorer les proprié- tés physiques, chimiques et biolo- giques. Cependant, en raison de leur décomposition, ils peuvent provoquer un tassement de sol, une lixiviation des nutriments et une compétition pour les nutriments entre microorganismes et plantes (Best etal., 2015; Rowe etal., 2006). Il est donc conseillé d?ajou- ter ces amendements plutôt dans la couche superficielle (à une profondeur de 15cm), jusqu?à 25-35 % du volume de sol (Urban, 2008). De plus, il faut privilégier les matières organiques bien décomposées et stabilisées, c?est- à-dire de couleur brun foncé à noir avec peu de morceaux identifiables et ayant un rapport C :N <25 (par ex., matières issues de compostage des déchets de jardin) (Urban, 2008). Un amendement plus profond peut être effectué en ne dépassant pas 10-15 % du volume et en préférant les matières organiques riches en lignine (par ex., écorce de conifères, coques de noix de coco) (Urban, 2008). b. Reconstituer ou construire un sol Pour produire un sol fertile permettant une rapide colonisation racinaire, les pratiques doivent créer un substrat vivant, avec une structure stable et portante, une bonne capacité de réten- tion en nutriments, une microporosité favorisant la rétention en eau et une macroporosité permettant le drainage et l?aération (Rossignol, 2012). On dis- tingue deux procédés de production de sol : la reconstitution et la construction. Reconstituer un sol pour former un « Anthroposol reconstitué » Cette pratique est souvent utilisée pour les sols des espaces végétalisés urbains (Rossignol, 2012). Elle consiste à former un sol à partir de matériaux anthropiques terreux excavés en péri- phérie des villes, souvent fertilisés et amendés, transportés puis déposés dans les espaces à végétaliser (Damas & Coulon, 2016). Des matériaux holor- ganiques, généralement des com- posts, sont souvent ajoutés dans les couches superficielles (jusqu?à 40 % du volume) pour maintenir les proprié- tés du sol à long terme (environ 10 ans) (Damas & Coulon, 2016). Le principal matériau utilisé dans les espaces verts est la terre végétale provenant de la couche superficielle de terrains agricoles (Damas & Coulon, 2016). Enrichie en matière organique, naturellement ou par ajout de com- post, la terre végétale forme ainsi une couche similaire à l?horizon A d?un sol naturel (Figure 3.2.A). La sous-couche arable des terrains agricoles peut aussi être utilisée en couche sous-jacente à la terre végétale, similaire à l?horizon B d?un sol naturel, ce qui forme à propre- ment parler un sol reconstitué (Gillig et al., 2008; Figure 3.2.A). Ces maté- riaux sont déposés à des profondeurs variables en fonction du type de végé- tation : 20 à 30cm pour les plantations basses (gazons, pelouses, plantes fleuries, plantes vivaces); 50 cm pour les plantations arbustives; et >80cm pour les plantations arborées (Damas & Coulon, 2016). Enfin, l?horizon C des sols naturels peut être constitué par le sous-sol déjà présent, décompacté ou non, ou par une couche de gravier (Urban, 2008). Pour répondre aux besoins des es- paces verts urbains, on utilise de plus en plus une approche fonctionnelle, dans laquelle différents matériaux terreux et holorganiques sont assem- blés pour former un sol aux propriétés précisément définies. En particulier, le mélange terre-pierres a été mis au point dans la ville d?Angers (France) pour augmenter la résistance du sol au compactage provoqué par la circula- tion des véhicules et des piétons (Gillig et al., 2008). Ce mélange consiste à ajouter des pierres dures (de dia- mètres homogènes, situés entre 4 à 12cm) à la terre végétale dans une pro- portion d?environ 2:1 (Damas & Coulon, 2016). Dans le mélange, les pierres se bloquent les unes contre les autres et forment le squelette rigide du sol : d?une part, elles assurent la portance du sol, ce qui permet la stabilité du revêtement de voirie et la circulation 44 des véhicules et des piétons; d?autre part, elles empêchent la compaction de la terre située aux interstices, qui maintient ainsi une densité appa- rente entre 1 et 1.5, ce qui permet les échanges d?eau et d?oxygène et la co- lonisation racinaire entre les pierres (Certu, 2002; Damas & Coulon, 2016). Le mélange est généralement préparé sur le site de plantation ou sur une plate-forme à proximité (ce qui évite la séparation des éléments pendant le transport et maintient son homo- généité) et il est déposé par une pelle- teuse en couches de 30 à 40cm com- pactées à la plaque vibrante (ce qui assure la stabilité du sol) (Gillig etal., 2008). Ce mélange terre-pierres est couramment utilisé dans les fosses de plantation d?arbres alignés, dans les accompagnements de voiries comme les terre-pleins ou les ronds-points (à une profondeur de 80 à 140 cm) ou dans les parcs de stationnement végétalisés (à une profondeur de 30 à 100cm selon le type de végétation) (Damas & Coulon, 2016). Équivalent au mélange terre-pierres dans l?est de la France et en Allemagne, les substrats de plantation circulables offrent les mêmes fonctions agronomiques et de portance, mais sont composés de mélanges homogènes de granulats, de faibles quantités de limons et d?argiles, et de matériaux organiques (environ 10 %) (Damas & Coulon, 2016). Construire un sol pour former un « Anthroposol construit » Face aux difficultés d?approvisionne- ment des grandes villes en terre végé- tale et en granulats pour des raisons économiques et environnementales, on s?oriente de plus en plus vers le recyclage des matériaux anthropiques terreux et la valorisation de matériaux anthropiques technologiques (déchets ou sous-produits issus de l?activité des villes) et holorganiques pour former les sols urbains (Damas & Coulon, 2016; Rossignol, 2012). L?utilisation de maté- riaux anthropiques technologiques et holorganiques incluent notamment les composts, les boues urbaines ou indus- trielles, les cendres d?incinération, les Horizon organique Paillis organique (5 à 10 cm) Horizon A Terre végétale +MO (compost ou fumier) (20 à 30 cm) Horizon B Sous-couche arable Roche sous-jacente Solum présent initiallement Germination et développement des racines Horizon de croissance (30 à 40 cm) Horizon de développement Capacité de portance Solum présent initiallement Autres fonctions Ancrage des racines et source de nutriments Support Profil de sol naturel Profil de sol reconstitué Profil de sol fonctionnel Profil de sol construit Figure 3.2Reconstitution et construction de sols pour les espaces verts urbains. Au cours de ces processus, différentes couches de matériaux sont superposées sur le solum initial présent pour former des horizons aux propriétés contrastées analogues aux horizons constitutifs de sols naturels et fonctionnels (Damas & Coulon, 2016). Le nombre, la dimen- sion et la position des horizons dépendent de chaque usage de végétalisation. (A) Reconstituer un sol consiste à reproduire les horizons d?un sol naturel à partir des matériaux terreux issus de sols naturels (basé sur un modèle de sol naturel). Mettre en place une couche superficielle, analogue à l?horizon organique des sols naturels, n?est pas systématique et permet de limiter l?évaporation, la compaction, la formation de croûtes et la colonisation des adventices (Rossignol, 2012). On peut aussi décompacter ou additionner de graviers le solum initial, pour former une couche correspondant à l?horizon C, de façon à améliorer le drainage (le décompactage permet aussi d?agrandir l?espace propice à la colonisation racinaire) (Urban, 2008; Rossignol, 2012). L?ajout de pierres dans la matrice de sol permet d?apporter une fonction de portance. (B) Construire un sol consiste à recréer à partir de matériaux anthropiques différents horizons ayant des fonctions analogues à ceux d?un sol fonctionnel (basé sur un modèle de sol fonctionnel). En plus des fonctions agronomiques (rétention d?eau, source de nutriments), ils sont conçus pour remplir des fonctions spécifiques en vue d?un un usage déterminé (Rossignol, 2012; Damas & Coulon, 2016). En particulier, l?horizon squelette permet une fonction de portance (aptitude à supporter le trafic de véhicules et de piétons) et l?horizon technique offre d?autres fonctionnalités (par ex., drainage). À noter que l?horizon de développement présenté ici n?a pas été mis en oeuvre dans le programme ADEME-SITERRE (Damas & Coulon, 2016). 45 terres dépolluées, et les matériaux de démolition. Il s?agit de construire, à par- tir d?association et de mélange de ma- tériaux, un sol qui soit aussi fonctionnel que les sols naturels et reconstitués, bien que de structure et de pédogénèse distinctes (Damas & Coulon, 2016). Damas & Coulon (2016) ont proposé une typologie fonctionnelle des diffé- rents horizons à superposer pour for- mer le sol construit (Figure 3.2.B). La construction de sol repose sur des connaissances et un savoir-faire issus du génie pédologique. Elle est détail- lée dans l?ouvrage « Créer des sols fer- tiles » de Damas & Coulon (2016), qui a été réalisé dans le cadre du programme de recherche SITERRE (acronyme de « Procédé de construction de sol à par- tir de matériaux innovants en substitu- tion à la terre végétale et aux granulats de carrière ») financé par l?Agence de l?environnement et de la maîtrise de l?énergie (ADEME). La construction de sol est définie dans un brevet à l?initia- tive de la société Valterra Dépollution Réhabilitation et du laboratoire Sols et Environnement UMR-INRA/Université de Lorraine (Damas & Coulon, 2016). La démarche présentée dans l?ou- vrage de Damas & Coulon (2016) pour construire un sol consiste à : ? Identifier les matériaux de substi- tution potentiels les plus adaptés : · Établir un recensement des déchets (par définition, tout matériau délaissé pour un usage quelconque) ou matières premières secondaires disponibles, dans la région considérée. · Sélectionner une liste réduite de matériaux, en appliquant divers critères d?élimination, basés notamment sur la dangerosité, la présence de contaminants (par ex., éléments traces), ou la texture inutilisable (liquides, gaz, graisses, cires, colles, silicones). · Poursuivre la sélection de matériaux potentiels, organiques et minéraux inertes, en appliquant un critère d?abondance sur le territoire, et un critère de propriétés adéquates (physiques, chimiques et biologiques), en se basant sur des analyses bibliographiques et des dires d?experts. · Distinguer des typologies de matériaux et proposer des regroupements de matériaux aux caractéristiques proches, sur la base de données bibliographiques qualitatives (portance, densité apparente, perméabilité à l?eau, structure, granulométrie, pH eau, CEC, C organique, N total, P assimilable, CaCO3 total, conductivité, pH sur éluat, concentration en polluants) (Tableau 3.1.A). ? Formuler des mélanges et vérifier leurs propriétés : · À partir des caractéristiques intrinsèques de chaque matériau sélectionné, définir des formulations de mélanges de 2 ou 3 matériaux (organiques et minéraux) capables de répondre aux fonctions de chaque horizon et chaque usage de végétalisation (selon les catégories d?espaces verts) (Tableau 3.1.B). · Vérifier les propriétés effectives des mélanges, par rapport aux propriétés prédites à partir de celles de chaque matériau par un modèle polynomial, et par rapport aux propriétés souhaitées pour chaque usage de sol, en effectuant des expériences en laboratoire et in situ. · Sélectionner les mélanges pour chaque horizon et chaque usage de sol (Tableau 3.1.C). ? Mettre en place les sols et faire le suivi · Vérifier les propriétés dans le temps, ce qui est particulièrement important pour les sols construits, dont l?évolution pédogénétique reste incertaine (Tableau 3.1.D). Pour rendre la démarche accessible à tout responsable de projet d?amé- nagement de sol, un outil d?aide à la décision est proposé par le programme ADEME-SITERRE. Cet outil prédit les caractéristiques de différentes formu- lations de mélange à partir des don- nées techniques des matériaux candi- dats (Damas & Coulon, 2016). Il prend aussi en compte les contraintes tech- niques (disponibilité et caractérisation des matériaux), économiques (prix des matériaux et des transports) et socié- tales (acceptabilité) (Damas & Coulon, 2016). c. Décompacter un sol Prévenir la compaction Pour ce faire, il est essentiel de main- tenir l?agrégation du sol, par des plantations ayant un enracinement vigoureux, superficiel ou profond (Moebius-Clune etal., 2016). Il est aus- si nécessaire d?éviter de perturber le sol par des manipulations, des travaux ou des passages de véhicules et de piétons, en particulier lorsqu?il est très humide (Moebius-Clune et al., 2016). Lorsque les travaux ou la circulation sont nécessaires, on pose des tapis de métal ou de bois, ou des paillis de matière organique (par ex., copeaux de bois ou d?écorce) pour protéger le sol (Craul, 1982; Shober etal., 2018; USDA, 2000). Décompacter Lorsque la compaction est déjà là, il existe plusieurs techniques de décom- pactage permettant de briser le sol en mottes (pédons). Pour une effica- cité maximale, ces techniques doivent 46 Tableau 3.1.Étapes mises en place dans le programme ADEME-SITERRE pour concevoir un sol construit adéquat pour un usage d?arbre d?alignement et un usage de square (Damas & Coulon, 2016). (A) Définition des typologies de matériaux par les données bibliographiques disponibles, et sélection de 11 matériaux-modèles du programme. (1er groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie grossière (>2mm), une bonne à très bonne portance, un pH à tendance basique. ? Écarts de fabrication de briques (BR) ? Béton concassé de démolition (BE) ? Ballasts usagés de chemins de fer (BA) (2e groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie sableuse à grossière, une pollution possible ou fréquente, un pH sur éluat à tendance basique. ? Déchets de déconstruction de bâtiments en mélange (DB) ? Terres de déblais excavées non contaminées acides (TA) ? Terres de déblais excavées non contaminées alcalines (TB) (3e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en carbone organique de 35 à 65 %, une teneur totale en azote de 1.5 à 3 % et une CEC de 50cmol+.kg-1 pour certains. ? Déchets verts broyés (DV) ? Déchets de balayage de rues (DR) (4e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en phosphore assimilable élevé (>0.12mg.kg-1), une CEC variable, un pouvoir structurant possible et le risque possible de présence de polluants. ? Boues papetières (SP) ? Boues de station d?épuration (BS) ? Compost de déchets verts et de boues de station d?épuration (CO) (B) Tests au laboratoire de mélanges de différents matériaux minéraux et organiques formulés en différentes proportions (car aucun matériau individuel ne présentait le niveau de qualité souhaité). Mélanges binaires Mélanges ternaires ? TB/BA/BS ? BA/DR/CO (C) Sélection des mélanges présentant les propriétés optimales pour chaque type d?horizon fonctionnel. Ils pourraient répondre aux fonctions attendues de sol construit pour un usage d?arbres d?alignement (formé par un horizon de croissance et un horizon squelette) et un usage de squares (formé par un horizon de croissance et un horizon technique). Horizon de croissance ? BR/CO ? BA/DR/CO ? TA/CO ? TA/BA/BS ? TA/BE/DV (D) Suivi de l?évolution dans le temps de la qualité des sols construits (propriétés physiques, chimiques et biologiques) 47 être réalisées lorsque le sol est friable, c?est-à-dire avec une humidité entre capacité au champ et point de flétris- sement permanent (cf. Figure 2.4) (Urban, 2008). Le choix de la tech- nique et de la taille de la machinerie dépend notamment de la profondeur de la compaction, de la surface à dé- compacter et de la présence de végé- tation alentour et d?infrastructures enfouies. Pour une compaction superficielle (<15cm), on peut labourer le sol avec un motoculteur (Shober et al., 2018; Urban, 2008). Cela n?abîme pas les réseaux, mais cela peut pulvériser la structure du sol et créer sous la sur- face labourée une couche compac- tée de charrue. Alternativement, on peut réaliser des prises d?aération sur les pelouses, même si ce n?est pas aussi efficace que le labourage (Shober et al., 2018). Mais ces tech- niques n?améliorent pas les conditions de croissance d?un sol profondément compacté (Urban, 2008). Pour une compaction plus pro- fonde (>15cm), on peut effectuer un labourage en profondeur par double bêchage, pelletage ou sous-solage (Shober et al., 2018; Somerville et al., 2018; Urban, 2008) : ? Le double-bêchage consiste à excaver la couche supérieure de 20 cm de sol, puis à retourner la couche sous-jacente de 20 cm en y ajoutant 5-8cm d?amendements organiques, et enfin à réinstaller la couche supérieure en y incorpo- rant 8-12cm d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique, adaptée aux petites surfaces (par ex., plates-bandes des jardi- niers), permet de ne pas mélanger la couche superficielle et la couche sous-jacente, et de diviser le sol compacté en grosses mottes tout en préservant la structure du sol au sein des mottes (Urban, 2008). ? Le pelletage consiste à reproduire le processus de double-bêchage avec le godet d?une pelle rétroca- veuse, puis, pour lisser la surface, on peut terminer par labourer légèrement en surface avec une couche d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique permet de diminuer plus profondément la compaction et de réduire la tendance au re-compac- tage. Adaptée aux sites de petite à moyenne taille, elle ne doit pas être réalisée proche du pavement ou des infrastructures (Urban, 2008). ? Le sous-solage consiste à tirer des burins de sous-solage par des équipements lourds (Urban, 2008). Cette technique est plus efficace si on ajoute des amendements orga- niques avant le sous-solage, si on passe les burins dans deux direc- tions perpendiculaires, et si on ter- mine par labourer légèrement la surface après addition de terre vé- gétale (Urban, 2008). Adapté aux grands chantiers, en l?absence de réseaux souterrains (qui seraient endommagés), le sous-solage peut briser les couches profondes et compactées à une profondeur de 60-75cm (Urban, 2008). Dans les petits espaces, le sous-solage peut être effectué avec une trancheuse (Urban, 2008). À proximité d?un arbre, des techniques spécialisées sont nécessaires pour évi- ter d?endommager les racines. Si le volume de sol à décompacter est petit, ou si le sol est peu compacté ou à tex- ture non fine, on peut utiliser un outil d?excavation pneumatique, qui souffle le sol avec de l?air comprimé (que l?on peut combiner avec un aspirateur de sol) (Shober etal., 2018; Urban, 2008). Si le volume de sol est grand, ou si le sol est très compacté ou à texture fine, on utilise plutôt une pelle hydraulique appliquant de l?eau à haute pression (Urban, 2008). Avec le temps, les sols décompactés se tassent et se recompactent communé- ment, notamment ceux à texture fine (Urban, 2008). Pour éviter cela, l?addi- tion d?amendements organiques (ou minéraux) en surface ou en profondeur lors du décompactage permet d?insé- rer la matière organique dans les es- paces entre les mottes et d?augmenter la résistance du sol à la re-compaction (Craul, 1982, 1985; Kranz etal., 2020; Shober et al., 2018). Au niveau des amendements, les déchets de jardins sont préférables dans le sol superficiel, les matières riches en lignine dans le sol profond, et le AAS expansé dans les zones soumises à la circulation piéton- nière ou automobile (Urban, 2008). À noter que l?ajout d?amendements ou de paillis sur un sol uniformément et sévèrement compacté ne réduira pas la compaction (Urban, 2008). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol compacté et à le remplacer par un sol de remplissage (reconstitué ou construit) (Shober etal., 2018). d. Ajuster l?humidité d?un sol En cas de manque d?eau On peut augmenter la capacité de stockage pour l?eau du sol, en ajou- tant des amendements de matière organique stable (par ex., compost, tourbe, biochar) ou des gels de poly- mères (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la tourbe peut retenir une quantité considérable d?eau et res- ter saturée, mais elle est difficile à remouiller après séchage complet (Ampim et al., 2010). On peut aussi limiter l?évaporation en ajoutant un paillis fait de compost, d?aiguilles, de feuilles en décomposition, de foin, de paille, d?écorce, de morceaux de bois, de pierres, de gravier ou de plas- tique noir (Moebius-Clune etal., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). 48 Un autre moyen consiste à irriguer, avec des tuyaux, des tuyaux suin- tants, des sacs d?irrigation, des bas- sins, des arroseurs, ou des arrosoirs, notamment pendant les périodes de sécheresse ou lors de l?établissement des arbres (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport à un système aé- rien, les systèmes souterrains évitent le ruissellement et l?évaporation, mais difficiles à surveiller, ils peuvent être obstrués par des débris ou des dépôts minéraux ou ne pas convenir aux plantes à racines peu profondes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est recommandé d?arroser la nuit ou tôt le matin (pour limiter l?évaporation), autour des arbres et arbustes de façon uniforme jusqu?à une profondeur de 30cm (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer la quantité d?eau à apporter, qui dépend de l?espèce et de la taille de couronne de l?arbre et du type de sol, il faut estimer la surface à irriguer, la profondeur d?enracinement, les contenus volumétriques en eau présents et souhaités (par ex., celui à la capacité au champ) (Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, le taux d?irriga- tion approprié (fréquence et quantité) doit être inférieur aux taux d?infiltration et de percolation afin d?éviter le ruis- sellement, les mares et la dégradation de la structure du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les sols argileux à texture fine ont un drainage faible et sont sujets à engorgements d?eau (Moebius-Clune et al., 2016). En cas de faible taux d?infiltration, un tuyau suintant ou un sac d?irrigation peut être préféré à l?irrigation par arro- seur (Scharenbroch & Smiley, 2021). S?il est difficile de généraliser le taux d?irrigation, Scharenbroch & Smiley (2021) donnent la règle, pour les arbres urbains nouvellement transplantés, d?apporter 40 L par 2.5cm de diamètre de tronc par semaine, durant la saison de croissance en l?absence de pluie. Davantage d?eau doit être fourni en cas de chaleur, d?ensoleillement, de séche- resse, d?arbres larges et à croissance rapide, de sols à texture grossière, de sites non paillés, de haute densité de plantations (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport aux arbres, les cycles d?arrosage des herbes doivent être plus courts et plus fréquents. S?il y a des restrictions ou des pénuries d?eau, les zones présentant le plus de racines fines doivent être arrosées en priorité (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas d?excès d?eau Pour les sites à faible drainage, on peut soit diminuer les entrées d?eau des pré- cipitations, soit améliorer l?infiltration et la percolation d?eau. Diminuer les entrées d?eau peut se faire en remode- lant la surface du site et en créant des zones surélevées (monticules, bermes) et des zones basses (fossés, rigoles, ponceaux), qui dispersent, redirigent ou collectent l?eau, et évitent son ac- cumulation. La plantation d?arbres ou d?arbustes sur des zones surélevées permet d?éviter l?immersion de leur système racinaire (Scharenbroch & Smiley, 2001). Améliorer l?infiltration et la percola- tion d?eau peut se faire en brisant les couches imperméables ou en utilisant des dispositifs de drainage superfi- ciels ou souterrains (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour briser une couche imperméable, intéressant s?il y a une couche perméable sous-jacente qui permet le drainage, on peut utiliser un labour mécanique, un forage à la tarière (5-10 cm de diamètre), un outil pneumatique ou d?hydroexcavation, un dispositif de fracturation sous pres- sion, une trancheuse ou une excava- trice (Scharenbroch & Smiley, 2021). Quant aux dispositifs de drainage de surface, les drains français consistent en des tranchées remplies de gravier ou de roche, éventuellement associées à un tuyau perforé au fond et parfois recouvertes de paillis ou de gazon. Ils permettent à l?eau de s?infiltrer et de drainer à travers le profil du sol et donc de s?éloigner (Scharenbroch & Smiley, 2021). Enfin, il est possible de mettre en place des conduites de drainage souterraines, adaptées aux zones ur- baines denses. Elles consistent en des tuyaux perforés vers le bas et entourés de gravier ou de sable grossier et de tissu filtrant adapté à la texture du sol. Elles sont installées avec une légère pente (au moins 1 %) afin de diriger l?eau vers une zone de collecte ou un système de pompage qui évacue l?eau du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une gestion à long terme Il est conseillé de choisir une espèce de plante pouvant supporter les condi- tions de climat et de sol, plus particu- lièrement en milieu urbain qui est plus chaud et sec que le milieu environnant (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est aussi conseillé de favoriser le maintien d?une bonne structure de sol avec de la matière organique, une bonne agré- gation et une bonne porosité, en main- tenant des racines en croissances, en ajoutant du paillage et en réduisant le travail du sol (Moebius-Clune etal., 2016). Cela est particulièrement im- portant pour les sols à texture gros- sière afin d?améliorer leur capacité de stockage pour l?eau et de diminuer l?évaporation (Moebius-Clune et al., 2016). e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol Traiter les carences en nutriments Il faut faire correspondre les apports en nutriments avec les prélèvements par les plantes et les pertes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour compléter les apports, des fertilisants peuvent être appliqués sur le sol, le tronc ou le feuil- lage (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les fertilisants peuvent être classés en fonction de la rapidité avec laquelle les ions nutritifs solubles dans l?eau sont libérés dans l?eau interstitielle du sol (Whalen etal., 2021). Par ex., la dissolu- tion du phosphate monoammoniaque granulaire (en NH4 + et H2PO4 - solubles 49 plus rapidement que l?hydrolyse des composés phosphorés organiques (en HPO4 2- par les enzymes phosphatases du sol) du fumier de poulet (contenant 4 % d?N total et 0.5 % de P total): les engrais à base de sel sont des engrais à « libération rapide » et le fumier est considéré comme un engrais à « libéra- tion lente » (Whalen etal., 2021). En cas de pH acides On utilise des amendements à base de chaux (par ex., carbonate de cal- cium ou de magnésium), pulvérisée ou granulée, pour augmenter le pH du sol, notamment lorsqu?il devient inférieur à 6 (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). La chaux calcitique contenant surtout du carbonate de calcium peut être préférée à la chaux dolomitique conte- nant du magnésium et du calcium si le sol a suffisamment de magnésium (Scharenbroch & Smiley, 2021). On peut aussi utiliser de la cendre de bois, mais comme elle nécessite plus d?ap- plication que la chaux, cela peut géné- rer des excès de potassium qui peut interférer avec le prélèvement de ma- gnésium et de calcium (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de pH alcalins Les amendements utilisés pour acidifier les sols alcalins nécessitent générale- ment plusieurs applications, notamment si le sol a un fort pouvoir tampon (par ex., argiles à texture fine et à forte CEC) ou si le matériel pourrait endommager les plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une action rapide, on peut utili- ser les sulfates de fer et d?aluminium, mais le sulfate d?aluminium peut être toxique à long terme (Scharenbroch & Smiley, 2021). Le soufre élémentaire a un potentiel de combustion moins élevé que les sulfates, mais a une ac- tion plus lente (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les engrais à base d?ammonium, d?urée et de protéines et les amendements organiques acides peuvent aussi être utilisés mais ne sont pas aussi efficaces et peuvent prendre plus de temps (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de sols calcaires, il est difficile d?abaisser le pH (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces adaptées au pH On distingue les neutrophiles, qui ne peuvent pas prospérer en milieu acide, et les acidophiles, qui fuient les sols saturés et résistent à l?acidité par complexation rhizosphérique d?Al3+ (Duchaufour, 2001). f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol Prévenir la salinisation Plutôt que de laisser la salinité aug- menter dans les sols et d?essayer ensuite de les restaurer, la préven- tion est une meilleure approche (Kumaragamage et al., 2021). Elle se fait d?une part en limitant les entrées de sels, c?est-à-dire en utilisant des eaux d?irrigation, des fertilisants et des sels de déglaçage ayant une faible sali- nité et sodicité (Urban, 2008). D?autre part, elle se fait en favorisant l?humi- dité et le drainage du sol, c?est-à-dire par l?irrigation, la mise en place d?un paillis, ou le drainage souterrain sous la zone racinaire (Urban, 2008). En effet, tant que le sol est bien drainé, le sodium et les sels étant très mobiles sont déplacés plus bas dans le solum, en dessous du niveau de développe- ment des racines fines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Dans les climats froids, où des sels de déglaçage sont utilisés, on peut dimi- nuer les quantités de sels, on peut opter pour des sels sans sodium ou des sels mélangés avec du sable, on peut rincer les sols au début du printemps avant que les températures n?atteignent 7°C, ou on peut changer au début du prin- temps le paillis contenant du sel par du nouveau paillis (Urban, 2008). En climat chaud et aride, on peut appli- quer du paillis pour réduire l?évapo- ration, on peut maintenir l?irrigation pour garder les sols humides et éviter le dessèchement, ou on peut éviter de planter sur les hauts des monticules dans lesquels les sels s?accumulent à cause de l?évaporation (Urban, 2008). Restaurer Afin d?identifier la technique de res- tauration appropriée, il est d?abord nécessaire de déterminer le type de sol affecté par les sels dans la zone d?enra- cinement (cf. Figure 2.8). Pour les sols salins, qui ont une bonne agrégation et une bonne infiltration, la méthode cou- ramment utilisée consiste à effectuer directement un rinçage de surface avec des précipitations naturelles ou de l?eau d?irrigation de bonne qualité (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les sels étant très solubles, ce rinçage permet leur lixiviation efficace du sol de surface. Pour les sols sodiques, caractéri- sés par une forte dispersion et un faible taux d?infiltration, l?application en surface d?amendements de Ca2+ tels que le gypse (CaSO4.2H2O) est généralement nécessaire avant l?irri- gation (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Selon le type de sol et la concentration en so- dium, le gypse doit être appliqué sous forme de poudre ou de granulés à un taux de 10 à 100kg pour 100m2, suivi d?un labourage pour augmenter l?effi- cacité (Scharenbroch & Smiley, 2021). Avec ce procédé, le Ca2+ ajouté rem- place le Na+ monovalent sur le complexe d?échange, ce qui réduit le pH, favorise la floculation (l?agrégation) et améliore l?infiltration d?eau du sol (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021). L?irrigation subséquente avec de l?eau de bonne qualité permet de lixi- vier le Na+ déplacé et les sels en excès (Kumaragamage etal., 2021). Pour évi- ter que les sels lixiviés dans l?eau drai- née ne s?accumulent dans les eaux sou- terraines, on peut détourner les eaux de drainage salines par des drains souter- rains (Kumaragamage etal., 2021). 50 Alternativement, on peut incorporer du biochar au sol afin de réduire les dom- mages causés par les excès de sel ou ajouter des agents mouillants à l?eau d?irrigation pour améliorer la percola- tion (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces tolérantes On peut utiliser, voire assainir, les sols salins en installant des espèces tolé- rantes aux sels, comme des arbustes tolérants à faible consommation d?eau (Tableau 3.2; Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces plantes peuvent améliorer les sols affectés par les sels en rédui- sant l?évaporation par leur ombrage, en augmentant l?infiltration et la percola- tion de l?eau par la formation de matière organique, d?agrégats et de larges pores et en absorbant les cations et les anions de la solution du sol (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Par ex., les plantes halophytes Suaeda maritima et Sesuvium portu- lacastrum ont été capables en 4 mois d?extraire respectivement 504 et 474 kg de NaCl sur un hectare de sol salin (Ali etal., 2013). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol de surface et à le rem- placer par un sol de remplissage (Kumaragamage etal., 2021). g. Décontaminer un sol Les méthodes de réhabilitation des terrains contaminés sont nombreuses et peuvent faire appel à des procé- dés biologiques (par des plantes ou des microorganismes), des procédés chimiques (par des substrats) ou des procédés physiques (par un courant électrique, de la chaleur, ou de la pres- sion) (Korjus, 2014; Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost.tpsgc- pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Pour choisir le type de réhabilitation et la méthode de décontamination, il faut préalablement caractériser : ? la contamination : nature et concen- tration des contaminants, étendue et profondeur de la contamination incluant la zone vadose (située au- dessus de la nappe phréatique) et la zone saturée (nappe phréatique), évolution potentielle; ? le sol : composition chimique, pro- priétés d?absorption, texture, pH, humidité, perméabilité, etc.; ? le site : accessibilité, infrastructures aériennes et souterraines, activités présentes et futures; ? le temps et le budget alloués au pro- jet (Morel etal., 2005; Zhioua, 2018). Si la prévention des contaminations reste la solution la plus souhaitable, les contaminations des terrains sont très fréquentes. Au Québec, le système de gestion des terrains contaminés mis en place en 1991 recense en moyenne 364 nouvelles inscriptions chaque année (Hébert & Bernard, 2013). Dans ces cas, trois options sont possibles pour réhabiliter un terrain. Prévenir la contamination La prévention repose sur les bonnes pratiques visant à limiter, voire à sup- primer les contaminations. Ces bonnes pratiques sont encadrées par divers réglementations relatives à la fabri- cation des produits potentiellement toxiques, à leur transport, à leur stoc- kage, à leur utilisation et à l?élimination des produits résiduels (Calvet, 2013). Tableau 3.2Classement des plantes selon leur sensibilité à la salinité du sol (modifié d?après Calvet, 2013; Dirr, 1976; et Kumaragamage etal., 2021). Les valeurs indiquées sont les conductivités électriques de l?extrait de pâte saturée. Plantes très résistantes (EC toléré = 10-12dS.m-1) Plantes moyennement résistantes (EC toléré = 4-10dS.m-1) Plantes sensibles, peu résistantes (EC toléré <4dS.m-1) Betterave maraîchère Asperge Épinard Orge Betterave à sucre Colza Coton Saule Amélanchier du Canada Mélèze laricin Pin gris Chêne rouge Tremble Bouleau à papier Chou Laitue Concombre Trèfle blanc Ray-grass anglais Luzerne Avoine Riz Maïs Fétuque Soja Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche Tremble Bouleau à papier Radis Céleri Haricot vert Trèfle rouge Érable Pin blanc Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche 51 Remplacer La première option de réhabilitation consiste à exporter la contamination en excavant les sols contaminés et en les remplaçant par des sols non conta- minés. Cette option est souvent envi- sagée en cas de projet de construc- tion résidentielle, et en cas d?absence de technique efficace de décontami- nation in situ des sols, par ex., les sols imperméables ou très contaminés (Zhioua, 2018). Elle permet de réha- biliter le terrain rapidement mais elle est coûteuse et ne traite pas systé- matiquement la pollution (Zhioua, 2018). Le matériel exporté sera éven- tuellement traité par un traitement physique, chimique ou biologique ex situ (Tableau 3.3), puis enfoui ou valorisé (Hébert & Bernard, 2013). En effet, bien que l?enfouissement dans les centres autorisés est la méthode la plus commune au Québec, les sols dont les concentrations en contami- nants dépassent les valeurs limites fixées par l?annexe I du règlement sur l?enfouissement des sols contaminés (RESC) doivent être préalablement traités (article 4 du RESC; Hébert & Bernard, 2013; Zhioua, 2018). Tableau 3.3.Technologies utilisées pour décontaminer les sols (d?après Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Traitement in situ, ou ex situ Composés organiques ou inorganiques Dégradation, extraction, ou immobilisation Désorption thermique ex situ Organiques Extraction Incinération ex situ Organiques Dégradation Pyrolyse ex situ Organiques Dégradation Solidification in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Électrocinétique in situ Inorganiques, Organiques Extraction Barrière gelée in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Systèmes de pompage et traitement in situ Organiques Extraction Chauffage du sol (par résistance électrique, électromagnétique, injection d?air ou d?eau chaude) in situ Organiques Extraction Adsorption ex situ, in situ Organiques Extraction Chimique Stabilisation in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Oxydation ex situ, in situ Organiques Dégradation Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols ex situ, in situ Inorganiques, Organiques Extraction Déshalogénation ex situ, in situ Organiques Dégradation Biologique Biopile aérobie ex situ Organiques Dégradation Compostage aérobie ex situ Organiques Dégradation Phytoimmobilisation in situ Inorganiques Immobilisation Phytoextraction in situ Inorganiques Extraction Bioventilation in situ Organiques Dégradation Bioaugmentation in situ Organiques Dégradation Phytodégradation in situ Organiques Dégradation Rhizodégradation in situ Organiques Dégradation 52 Immobiliser La deuxième option de réhabilita- tion consiste à confiner la pollution en l?immobilisant sur le site (Tableau 3.3). Cette option ne traite pas la pol- lution, mais protège l?environnement du terrain contaminé, notamment les eaux souterraines, et peut convenir aux sites d?enfouissement. On peut citer la solidification/stabilisation, et la phytoimmobilisation. ? La solidification / stabilisation consiste à mélanger des sols conta- minés avec un agent liant ou sta- bilisant pour lier physiquement (solidification) ou chimiquement (stabilisation) les contaminants (Désilets etal., 2017). Elle immobi- lise ainsi de façon in situ ou ex situ les contaminants des sols silteux, sablonneux ou graveleux, à faible ou forte profondeur, et empêche leur lixiviation ou leur migration (Désilets et al., 2017; Ricciardi- Rigault etal., 2017). Principalement utilisée pour les éléments traces, cette technique convient égale- ment aux radicaux libres, aux ma- tières radioactives, aux composés organiques non volatils et semi- volatils (par ex., éthènes chlorés, composants d?hydrocarbure pétro- liers, biphényles polychlorés, pesti- cides, dioxines, furannes) (Désilets etal., 2017). ? La phytostabilisation (ou phy- toimmobilisation) correspond à l?utilisation de certaines plantes pour stabiliser les contaminants dans les sols contaminés et réduire leur mobilité et leur biodisponibi- lité (Ali etal., 2013). Les plantes en question peuvent immobiliser les éléments traces dans les racines par sorption, ou dans la rhizos- phère par complexation, précipi- tation sous une forme insoluble ou réduction de valence (en excré- tant des enzymes redox) (Ali etal., 2013). La phytostabilisation limite ainsi l?accumulation des éléments traces dans la chaîne alimentaire et minimise leur lixiviation dans les eaux souterraines (Ali etal., 2013). Extraire ou dégrader La troisième option de réhabilitation consiste à traiter in situ la pollution en utilisant des processus physiques, chimiques ou biologiques soit pour extraire la pollution soit pour la dé- grader (Tableau 3.3). Cette option, permettant d?éviter les travaux d?ex- cavation ou le démantèlement des infrastructures, est moins coûteuse mais peut être plus longue à mettre en oeuvre (Zhioua, 2018). Ces mé- thodes sont généralement utilisées lorsque la zone contaminée n?est pas facilement accessible (sous un bâti- ment ou un stationnement, accès em- pêché par une infrastructure comme une route, une voie ferrée ou un bâti- ment, contamination trop en profon- deur, ou espace trop restreint). Elles pourraient être développées davan- tage pour les projets d?espaces verts, notamment en utilisant les méthodes de phytoremédiation. ? Parmi les techniques in situ adap- tées aux contaminants organiques et inorganiques, les systèmes de pompage consistent à appli- quer un vide à l?intérieur d?un puits avec une pression négative afin de pomper les liquides et les vapeurs, jusqu?à une profon- deur de 10 m, voire plus (Désilets et al., 2018a, 2018b, 2018c). Par ex., l?extraction multiphase per- met de simultanément récupérer les liquides en phase non aqueuse (LPNA), contrôler la pollution dis- soute dans les eaux souterraines et assainir l?eau et l?air des sols de la zone vadose. L?extraction mul- tiphase peut se faire avec un seul tuyau d?aspiration dans le puits au niveau de l?interface air-liquide (bioaspiration), ou à l?aide de deux pompes, une pompe submersible dans le liquide contaminé (LPNA et eau souterraine) et une pompe à vide dans la zone vadose pour extraire l?air uniquement (extrac- tion double phase) (Désilets etal., 2018c). L?extraction multiphase est adaptée en présence de LPNA légers comme le diesel et l?es- sence, mais aussi en présence de LPNA denses comme des solvants chlorés. L?extraction multiphase, adéquate dans les sols à perméa- bilité intermédiaire (entre 10-5 à 10-3 cm.s-1), est très énergivore et coûteuse (Désilets etal., 2018c). ? Également adéquat pour les contaminants organiques ou inorganiques, le lavage des sols consiste à utiliser une solution de lavage pour mobiliser les conta- minants vers un système de récu- pération des eaux souterraines (Thibodeau et al., 2019a). La solu- tion de lavage est soit injectée de façon continue en amont de la contamination (pour une contami- nation en zone saturée), soit injec- tée directement à la surface du sol du secteur contaminé (pour une contamination en zone vadose), puis elle est récupérée en aval par pompage (Thibodeau etal., 2019a). Cette solution est le plus souvent un surfactant ou un cosolvant, mais elle peut aussi être de l?eau, un acide, une base, un oxydant chimique, un agent chélateur, un polymère ou un solvant organique (Thibodeau et al., 2019a). Certains de ces produits, connus pour leur forte acidité, peuvent affecter la fertilité ou la structure du sol, ou la qualité des eaux souterraines. Le lavage est efficace dans les sols perméables sablonneux ou gra- veleux et homogènes, avec une teneur en particules fines (argiles, limons) inférieure à 20 %, et une teneur faible ou modérée en ma- tière organique (Thibodeau et al., 2019a). ? Pour les composés organiques, l?oxydation chimique est la tech- nique la plus répandue (Bathalon 53 et al., 2019; Delisle et al., 2019; Thibodeau et al., 2019b). Elle consiste à injecter une matière oxy- dante dans la zone vadose ou satu- rée, afin d?oxyder les contaminants et de les dégrader partiellement ou complètement en CO2, H2O et ions inorganiques (comme le chlorure). Le permanganate de potassium ou de sodium en solution est souvent utilisé en raison de sa stabilité, mais il est très sélectif : il peut dégrader les éthènes chlorés, les hydrocar- bures aromatiques polycycliques, des composés aliphatiques chlorés (perchloréthylène; trichloréthy- lène; dichloréthylène; chlorure de vinyle), mais n?est pas efficace pour oxyder le benzène, les benzènes chlorés, le MTBE, le tétrachlorure de carbone ou les éthanes chlorés (Thibodeau et al., 2019b). L?ozone gazeux, plus oxydant, est efficace sur une plus large gamme de subs- tances organiques toxiques ou dif- ficilement biodégradables, mais est très réactif et plus difficile à utiliser (Bathalon etal., 2019). Le peroxyde d?hydrogène mélangé avec un ca- talyseur (fer ferreux [Fe2+]) peut également servir d?oxydant (Delisle etal., 2019). ? L?électrocinétique est particuliè- rement intéressante pour extraire les éléments traces métalliques, même si elle peut aussi conve- nir aux contaminants organiques en utilisant un agent chimique (Ricciardi-Rigault et al., 2019). Il s?agit d?appliquer un courant élec- trique continu de faible inten- sité entre des paires d?électrodes (anodes et cathodes) situées au coeur et autour d?une zone contami- née (Ricciardi-Rigault etal., 2019). Le courant électrique induit l?élec- trolyse de l?eau, générant les ions H+ et OH- à l?anode et à la cathode, respectivement (Zhioua, 2018). Pour les métaux, le courant élec- trique permet leur solubilisation par le milieu acide créé à l?anode, leur migration vers le comparti- ment cathodique et leur précipita- tion avec OH- sous forme de sels d?hydroxydes (Zhioua, 2018). Plus généralement, les ions métalliques, l?ammonium et les composés orga- niques de charges positives se dé- placent vers la cathode, tandis que les anions tels que les chlorures, les fluorures, les nitrates et les composés organiques de charges négatives se dirigent vers l?anode (Ricciardi-Rigault et al., 2019). L?électrocinétique peut être com- binée à une autre technologie pour l?extraction des contaminants (par ex., pompage, Zhioua, 2018). La nature des électrolytes joue un rôle primordial dans l?efficacité du trai- tement électrocinétique. On peut augmenter la solubilité des métaux en utilisant des acides (par ex., acide citrique) ou des agents ché- lateurs (par ex., acide éthylène dia- minetétraacétique), mais certains composés de faible biodégradabi- lité peuvent persister dans le sol (Zhioua, 2018). Bien qu?énergivore et coûteuse, elle peut être utile dans le cas des sols à texture fine (argile, silt argileux) pour lesquels peu de technologies de réhabili- tation existent. Pour être efficace, les sols doivent avoir une teneur en eau supérieure à 10 % et être exempt de LPNA légers et denses (Ricciardi-Rigault etal., 2019). ? Les composés organiques peuvent aussi être dégradés par des traite- ments biologiques, c?est-à-dire en utilisant l?activité des microorga- nismes. Par ex., la bioventilation consiste à aérer les sols par injec- tion ou extraction d?air via des puits, ou d?autres structures afin de sti- muler l?activité biologique (Delisle et al., 2017). Utilisant les différen- tiels de pression (système passifs) ou l?énergie solaire, cette méthode convient pour dégrader les compo- sés organiques en condition aéro- bie (surtout les hydrocarbures) dans la zone vadose (Delisle etal., 2017). L?air est le gaz principale- ment injecté, mais le gaz méthane ou propane a également été utilisé pour la réhabilitation cométabo- lique des solvants chlorés (Delisle et al., 2017). L?injection plutôt que l?extraction d?air permet de réduire la volatilisation des contaminants mais est déconseillée s?il y a pré- sence de bâtiments ou d?infrastruc- tures souterraines (Delisle et al., 2017). Alternativement, la bioaugmen- tation se fait avec l?introduction de microorganismes indigènes ou exogènes dans les sols par vapori- sation en surface ou par des puits d?injection en profondeur afin de dégrader les contaminants, ou de réduire leur mobilité ou leur toxici- té (Turgeon etal., 2019). L?inoculum est préparé en laboratoire à par- tir d?échantillons de sol d?un site contaminé ou apte à dégrader les composés ciblés (Turgeon et al., 2019). La bioaugmentation a été appliquée pour le traitement aéro- bie de carburants (par ex., diesel) et la réduction anaérobie de sol- vants chlorés. Les sols doivent être propice à l?activité des mi- croorganismes, c?est-à-dire un pH idéalement situé entre 6 et 8, une concentration en contaminants ni trop élevée (toxique) ni trop faible (limitant), et une concentration en métaux modérée (Turgeon et al., 2019). ? La phytoremédiation utilise les plantes (et les microorganismes associés) pour réhabiliter des ter- rains contaminés par des compo- sés organiques ou inorganiques. C?est une méthode écologique- ment, économiquement et sociale- ment adéquate dans le cadre d?un projet d?espace vert. Cependant, elle implique que les contaminants soient sur une grande surface et dans la couche superficielle (zone d?exploration des racines), que les 54 concentrations en contaminants soient relativement faibles, qu?il n?y ait pas d?infrastructure souterraine ou de bâtiment, et que le temps dis- ponible soit long (>5 ans) (Turgeon etal., 2018b, 2018a). Le défi majeur de la phytoremédiation consiste à sélectionner les espèces de plantes appropriées (Dadea et al., 2017; Nikolic & Stevovic, 2015). Trois méthodes sont potentiellement intéressantes. Premièrement, dans la phytoextraction (ou phytoaccumulation), les contami- nants inorganiques (éléments traces) sont absorbés par les racines, translo- qués dans la partie aérienne, où ils s?ac- cumulent (Ali etal., 2013). La récolte de la partie aérienne des plantes permet de récupérer les contaminants, de les dispo- ser dans un endroit sécuritaire ou de les recycler après incinération ou compos- tage (Turgeon etal., 2018a). Les plantes hypertolérantes et hyperaccumulatrices qui accumulent beaucoup d?éléments traces dans peu de biomasse sont par- ticulièrement intéressantes pour la phy- toextraction, par rapport aux plantes qui accumulent autant d?éléments traces dans beaucoup de biomasse (par ex., Brassica juncea) (Ali et al., 2013). Les plantes qui génèrent plusieurs récoltes dans une saison de croissance ont un plus gros potentiel de phytoextraction d?éléments traces (par ex., Trifolium sp.). Les herbes sont préférables aux arbres ou arbustes, à cause de leur taux de croissance élevé, et de leur plus grande adaptabilité aux stress environnemen- taux (Ali et al., 2013). Les métaux faci- lement biodisponibles pour l?absorption par les plantes incluent le cadmium, le nickel, le zinc, l?arsenic, le sélénium et le cuivre (Turgeon etal., 2018a). Deuxièmement, dans la phytodé- gradation, les plantes absorbent et métabolisent les contaminants orga- niques par les enzymes produites dans leurs tissus (racines, feuilles ou tiges) comme les déshalogénases et les oxygénases (Ali et al., 2013; Turgeon etal., 2018b). Les contaminants cibles incluent les solvants chlorés, les herbi- cides, les insecticides, le pentachloro- phénol, ou les biphényles polychlorés (Turgeon etal., 2018b). Troisièmement, dans la rhizodégra- dation, les racines des plantes en se développant excrètent des exsudats racinaires et forment des canaux pré- férentiels, ce qui engendre des apports en nutriments, en air et en eau et donc stimule l?activité d?une diversité de microorganismes de la rhizosphère (Ali etal., 2013; Turgeon etal., 2018b). Ces microorganismes, ainsi que les en- zymes excrétées par les plantes, mé- tabolisent les composés organiques, et peuvent dégrader certains conta- minants, tels que les hydrocarbures, les pesticides, ou les solvants chlorés (Turgeon etal., 2018b). Choisir une méthode de réhabilitation parmi les différentes techniques est rendu complexe par l?hétérogénéité des sols et la diversité des contami- nants. De plus, certaines techniques de réhabilitation génèrent une pollu- tion additionnelle (utilisation de subs- trats polluants, dépenses en énergie et en ressources) ou déplacent la pol- lution existante dans l?eau ou l?atmos- phère (Zhioua, 2018). Pour réhabiliter un terrain, il s?agit donc d?élaborer des plans et devis, de réaliser les travaux, d?effectuer un contrôle et un suivi, pour enfin fermer le dossier lorsque la situation sur le terrain répond aux exigences légales et réglementaires (Hébert & Bernard, 2013). En France, la démarche d?interpréta- tion de l?état des milieux a été mise en place pour assurer que l?état des mi- lieux est compatible avec les usages fixés, en cohérence avec les disposi- tifs de gestion sanitaire et environne- mentale en place (MEDD, 2007). La méthodologie d?acquisition de l?état des milieux conduit à déterminer les usages réels des milieux, à connaître les modes de contaminations plau- sibles, et donc à identifier de manière précise les enjeux à protéger (MEDD, 2007). Elle se matérialise par des mesures qui comparent l?état des milieux d?exposition à l?état initial de l?environnement ou à l?état des milieux naturels voisins, ainsi qu?aux valeurs de gestion et aux dispositions réglementaires en vigueur (MEDD, 2007). Au final, la démarche vise à distinguer les milieux qui ne néces- sitent aucune action particulière, c?est-à-dire ceux qui permettent une libre jouissance des usages consta- tés sans exposer les populations, des milieux qui sont susceptibles de poser un problème et de nécessiter des actions à envisager dans le cadre d?un plan de gestion (MEDD, 2007). h. Cas des fosses de plantations : intégrer Contraintes Concilier les arbres avec le bâti et les activités urbaines de façon aussi intri- quée que dans le cas des arbres isolés et alignés pose de grosses contraintes sur la gestion du sol et de l?espace aé- rien et souterrain. Les sols urbains étant compactés par les infrastructures et le trafic, le défi majeur consiste à insérer dans ce milieu défavorable un espace suffisamment grand de sol superficiel peu compacté, bien aéré et riche en nutriments pour l?arbre. Cet espace, ap- pelé fosse de plantation, doit permettre le développement des racines, tout en cohabitant avec les réseaux souterrains et en étant résistant à la compaction générée par le trafic piétonnier et auto- mobile. Une mauvaise gestion mène généralement à des dommages sur les arbres (blocages du développement racinaire par les infrastructures, inci- vilités) et sur les infrastructures (cra- quement et soulèvement du trottoir par les racines) (Mullaney etal., 2015). La conception de la fosse va donc dé- pendre de l?espèce d?arbre, des condi- tions de sol environnant, des objectifs de l?implantation, de l?environnement urbain, des risques pris d?endommager l?arbre ou les infrastructures et du bud- get (Urban, 2008). 55 Végétation L?espèce d?arbre doit être définie en adéquation avec les caractéristiques du site de plantation, c?est-à-dire avec le climat, le sol et l?espace aérien et souterrain disponible. Pour choi- sir l?espèce, il ne faut pas se fier à la forme de l?arbre jeune, mais caractéri- ser l?arbre à maturité, notamment son collet et son système racinaire (Figure 3.3). Cependant, l?espace disponible en milieu urbain étant restreint, Urban (2008) conseille de ne pas choisir que des espèces d?arbres de petites tailles adaptées à cet espace. Au contraire, choisir des espèces à large canopée qui peuvent survivre dans des petites fosses laisse une chance à l?arbre de se développer dans le sol environnant, de croître à une grande taille et de former une canopée étendue. Fosse de plantation Concevoir les fosses de plantation nécessite de définir son ouverture, son volume, sa forme, sa protection de surface, son sol et son intégration dans le sol environnant. Les conflits entre le développement de l?arbre et le pavement étant inévitables dans les zones urbaines denses, la conception d?une fosse doit plutôt chercher à les minimiser en donnant un maximum de place à l?arbre, après avoir considéré le pavage minimum nécessaire à la cir- culation piétonnière et automobile et la présence des autres infrastructures aériennes et souterraines (Urban, 2008). L?ouverture de la fosse doit être suf- fisamment grande pour permettre le développement du collet et de la plaque racinaire (Figure 3.4). Pour cela, il faut considérer la forme de l?évasement du tronc de l?arbre à maturité en observant une quinzaine d?arbres matures de la même espèce. Le collet peut avoir un diamètre jusqu?à trois fois, et la plaque racinaire jusqu?à 10 fois le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité, pouvant ainsi s?étaler sur un cercle de 4 m de diamètre environ (Urban, 2008). Bien qu?il soit difficile de créer une ouverture de fosse aussi grande en ville, il est important que celle-ci soit la plus grande possible (Urban, 2008). Dans le cas d?arbres ali- gnés, on peut même concevoir une ou- verture de fosse commune avec un es- pace non pavé entre les arbres (Urban, 2008). Le volume de la fosse, qui en pratique est souvent entre 6 et 10 m³, devrait être bien plus grand, afin de donner un volume de sol suffisant aux racines pour répondre aux fonctions d?approvi- sionnement en eau, d?apport en nutri- ments et d?ancrage (Gillig etal., 2008; Mullaney et al., 2015; Urban, 2008). En France, le Cahier des clauses tech- niques générales (fascicule 35) fixe un minimum de 9 m³ pour les arbres à petit développement (hauteur entre 7 et 15 m), et de 12 m³ pour les arbres à moyen et grand développement (hauteur > 15 m) (Guinaudeau, 2010). Pour Guinaudeau (2010), le volume minimum requis serait de 15 m³ pour le développement durable d?un arbre. Sur le canton de Genève, on cite un volume supérieur à 9 m³ pour un arbre Jeune arbre Racine-contrefort Figure 3.3.Développement du collet (zone d?évasement du tronc; trunk flare) et du système racinaire d?un arbre. Le système racinaire est formé de racines-contreforts (au-dessus du sol, visibles) et de racines souterraines pouvant soulever le niveau du sol. Les racines initiales qui se déve- loppent sous le tronc se subdivisent et se rétrécissent rapidement (de 25-30cm au niveau du tronc à 7-10cm à 2m du tronc) pour former le système racinaire de l?arbre : on parle de plaque racinaire (zone de conicité rapide; zone of rapid taper). Au moment de la plantation Trou de plantation peut monter avec le soulèvement racinaireCollet Figure 3.4.Conception de la fosse en considérant le futur développement de la base du tronc entre un arbre au moment de la plantation et un arbre à maturité. L?ouverture de la fosse, initialement recouverte de sol nu et d?une motte de racines, va en 30-40 ans se remplir de matière ligneuse du collet et de la plaque racinaire. Les relations allométriques entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) et les diamètres du collet et la plaque racinaire sont indiquées (modifié d?après Urban, 2008). 56 de hauteur entre 15 et 20m dans une fosse aux parois latérales ouvertes, et à 15 m³ pour un arbre à grand dévelop- pement (hauteur > 20 m). Aux États- Unis, Urban (2008) conseille même une fosse de diamètre supérieure à 6m (~30m3) pour supporter un arbre fonctionnel à grande canopée. Pour définir précisément le volume adéquat, Urban (2008) propose une relation entre la taille de l?arbre et le volume minimal de la fosse nécessaire à son développement (Figure 3.5). Apporter un volume de sol aussi grand impliquera dans la majorité des cas d?intégrer le sol environnant la fosse (voir plus loin). Dans les cas excep- tionnels où les parois de la fosse sont fermées et bloquent le développement racinaire (par ex., les voûtes), le volume total de sol doit être fourni au sein de la fosse (Urban, 2008). La forme de la fosse doit être adaptée au système racinaire de l?arbre, au sol et à la configuration spatiale du site de plantation. Ainsi, on peut concevoir une surface de fosse ronde, ovale, carrée, rectangulaire ou autre. Une fosse allon- gée au détriment de la largeur permet d?agrandir la zone de plantation favo- rable au développement du système racinaire tout en maintenant une zone de circulation piétonnière suffisam- ment large (Urban, 2008). Cependant, on ne peut pas compenser un manque de volume en augmentant la profon- deur; celle-ci devrait se situer entre 1 et 1.5 m, au-delà de laquelle les conditions d?oxygénation ne permettent pas un bon développement des racines (Gillig et al., 2008). Pour les arbres alignés, concevoir une fosse de plantation conti- nue (tranchée) permet de maximiser le volume disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Une protection de surface est généra- lement utilisée pour recouvrir l?ouver- ture de la fosse avant la plantation et après lorsque l?arbre est jeune, afin d?éviter la compaction par le trafic pié- tonnier et automobile. Cette protec- tion ne sera plus nécessaire lorsque le tronc et les racines de l?arbre mature auront recouvert l?ouverture de la fosse. La meilleure pratique consiste à couvrir la surface du sol de l?ouverture de la fosse avec du paillis organique (par ex., copeaux de bois), qui, en plus de protéger de la compaction, va em- pêcher l?évaporation de l?eau, modérer la température, fournir de la matière organique et améliorer la reprise après la transplantation, sans provoquer de dommage à l?arbre (Urban, 2008). Le paillis peut être réapprovisionné ré- gulièrement jusqu?à la dixième année après la plantation, mais ne doit pas accumuler une épaisseur supérieure à 5-7cm pour éviter une forte rétention d?eau (le haut du paillis doit rester en dessous du pavage) (Urban, 2008). D?autres matériaux peuvent être uti- lisés pour le paillage des arbres : gra- vier naturel, AAS expansé, caoutchouc émietté, poussière de pierres, granit décomposé (Urban, 2008). Ils ont des fonctions similaires au paillis orga- nique, excepté le fait qu?ils ne contri- buent pas à la couche organique du sol. Les agrégats plus fins sont plus stables au mouvement que le paillis de pierres de plus grande taille (Urban, 2008). Les grilles d?arbre de différentes ma- tières (fonte, acier, plastique, béton) sont traditionnellement utilisées pour recouvrir l?ouverture des fosses (Urban, 2008). Cependant, les grilles d?arbre ont de nombreux inconvénients : en plus d?être coûteuses, elles peuvent ceinturer le tronc et étrangler l?arbre quand il croît; elles peuvent être soule- vées par les racines et créer des risques de trébuchement; et elles exigent un abaissement de la motte de l?arbre sous le niveau du pavage (Urban, 2008). Si les concepteurs insistent pour utili- ser une grille d?arbre, il faut choisir un modèle ayant une grande prise centrale (> 60 cm de diamètre), et agrandir le trou ou retirer la grille quand l?arbre s?est bien développé (Urban, 2008). Au moment de la plantation, Urban (2008) conseille même d?élever la motte au niveau de la chaussée pour que les racines en croissant soulève la grille et force son retrait. Une fois enlevée, on peut remplir l?espace restant de paillis (Urban, 2008). Les plantations couvre-sol (arbustes, vivaces, annuelles, bulbes, pelouse) sont des alternatives au paillis pour éviter le piétinement de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Cependant, lorsque l?arbre est nouvellement ins- tallé, ces plantes peuvent entrer en compétition avec les racines de l?arbre pour l?eau et les nutriments à un mo- ment critique pour sa croissance, et les pousser à se développer plus pro- fondément (Urban, 2008). Il n?est donc pas recommandé de planter dans la motte de racines de l?arbre nouvelle- ment planté (mettre du paillis dans cette zone). De plus, il peut être néces- saire d?apporter un arrosage supplé- mentaire ou des fertilisants organiques (Urban, 2008). Au fur et à mesure que l?arbre se développe, les changements des conditions microclimatiques au sol (dépendant de l?espacement avec les autres arbres) impliquent de rem- placer les espèces couvre-sol, ou de choisir des plantes pouvant tolérer des conditions ensoleillées à la plantation et ombragées à la maturité de l?arbre (par ex., liriope, lierre) (Urban, 2008). La plantation d?annuelles (ou autres) DH P 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 Figure 3.5.Relation entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité et le volume de sol requis dans la fosse de plantation (d?après Urban, 2008). 57 sous un arbre établi peut se faire en utilisant un outil de creusement pneu- matique pour ne pas endommager ses racines absorbantes et structurales (Urban, 2008). Dans les zones achalandées, on peut utiliser une bordure ou une clôture autour de l?ouverture de fosse pour empêcher la circulation des piétons et des véhicules, notamment lorsqu?il y a des plantations de couverture (Urban, 2008). Les bordures et les clôtures doivent reposer sur la base du pavement et non sur la fosse, au risque de diminuer le volume de sol disponible à l?arbre. Pour minimiser leur utilisation, on peut les instal- ler seulement sur les côtés de la fosse perpendiculaire à la circula- tion (Urban, 2008). Les bordures bloquent l?entrée d?eau et de sels du trottoir dans la fosse. Les clô- tures, pour les mêmes raisons que les grilles d?arbres, doivent être évitées; si on les utilise, elles doivent être suffisamment hautes (45 à 60 cm) pour éviter le trébuchement (Urban, 2008). Lorsque l?utilisation de l?espace par les piétons est trop intense et nécessite la surface additionnelle de l?ouverture de fosse, on peut requérir une surface de pavement flexible autour de l?arbre, qui s?adapte à la circulation des pié- tons (éviter les trébuchements) et à l?expansion des racines (permettre le soulèvement) (Urban, 2008). Ce pave- ment flexible inclut : ? Les pavés en pierre ou en brique (10 x 10cm), posés en vrac ou sur un lit de 2.5cm d?épaisseur fait de sable ou de poussière de pierre, avec des joints de sable de 1cm (Urban, 2008). Ce lit de pose et ces joints, pour assurer les flux d?air et d?eau, ne doivent pas être faits en mortier ou en ciment (Urban, 2008). Les pavés ne doivent pas être posés sur la motte de racines et devront être progressivement réinstallés ou reti- rés pour agrandir l?ouverture de la fosse au fur et à mesure que l?arbre se développe et que les racines sou- lèvent la surface, ceci afin d?éviter d?étrangler l?arbre (Urban, 2008). ? L?asphalte, le gravier et la poussière de pierre sont assez flexibles face aux soulèvements racinaires et né- cessitent moins de réparations que les pavés unitaires (Urban, 2008). ? Des briques en caoutchouc pour paver les trottoirs près des arbres ont aussi été testées afin de s?adap- ter au soulèvement des racines et réduire les conflits avec les usagers (Urban, 2008). ? Le pavage suspendu au-dessus du sol de la fosse est un moyen effi- cace de faire pousser des grands arbres et d?éviter les conflits entre les racines, le pavage et les usagers (Urban, 2008). Le sol de la fosse est conçu à partir de différents matériaux formant des horizons (couches superposées) et des volumes (zones juxtaposées) pour répondre aux fonctions assignées (cf. Figure 3.1.A). Selon que les matériaux anthropiques ajoutés sont terreux ou technologiques, on forme un sol recons- titué (Figure 3.6.A) ou un sol construit (Figure 3.6.B), respectivement. A BSol reconstitué Sol construit Composition des mélanges Solum présent initialement Couche de drainage Terres excavées acides Déchets verts broyés Figure 3.6.Profils de sols dans une fosse de plantation de berme latérale, avec: (A) un sol reconstitué (incluant un exemple avec mélange terre-pierres); et (B) un sol construit (incluant la composition en volume des mélanges) (A, modifié d?après Gillig etal., 2008; B, modifié d?après Damas & Coulon, 2016) 58 Les sols reconstitués sont générale- ment formés d?une couche de terre végétale, d?une sous-couche arable, et éventuellement d?une couche de drai- nage (Figure 3.6.A). La terre végétale et la terre arable sont idéalement de texture loemeuse (loam, loam sableux, loam sablo-argileux, loam argileux, loam limoneux; cf. Figure 2.2), avec un enrichissement en matière organique dans la terre végétale (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Les sols sableux, qui ont un bon drai- nage et tolèrent des niveaux de com- paction élevés, peuvent aussi être uti- lisés, mais, ayant une faible capacité de rétention en éléments nutritifs et en eau, ils doivent être enrichis en matière organique et associés aux sites ayant de bonnes précipitations ou une nappe phréatique superficielle (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). À Amsterdam, un mélange de sol spécial (sable moyen à grossier, avec 2-4 % d?argile et 4-5 % de matière organique) a été conçu pour être compacté à un taux élevé (80 % de la densité maximale) tout en permettant aux racines de croître (Urban, 2008). En revanche, il faut éviter les sols argi- leux et les limons lourds (Urban, 2008). Le mélange terre-pierres, étant un matériau propice au développement racinaire et incompressible face aux contraintes physiques des voiries, peut être utilisé dans les fosses continues et parfois dans les fosses individuelles (celles ayant un volume supérieur à 12 m3), ainsi que dans le sol environ- nant les fosses (Gillig et al., 2008). Il est néanmoins nécessaire d?apporter un volume minimum de 4m3 de terre végétale au pied de l?arbre (Figure 3.6.A). Le mélange n?est recommandé que si les contraintes du site le justi- fient, c?est-à-dire s?il est nécessaire d?étendre la fosse de plantation sous une surface carrossable (Gillig et al., 2008). Les 2/3 de son volume étant constitué de pierres, il faut prévoir, en fonction des besoins de l?arbre, que seul 1/3 est disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Pour un sol construit, Damas & Coulon (2016) ont testé un sol formé d?un hori- zon de croissance (mélange Briques - Compost) et d?un horizon sque- lette (mélange Terres acides ? Béton ? Déchets verts) (Figure 3.6.B). Les fonctions et services rendus par ces matériaux de substitution étaient aus- si performants que ceux du mélange terre-pierres, exceptés ceux de support de voiries (Damas & Coulon, 2016). Comme intermédiaire entre matériaux terreux et technologiques, on peut citer le mélange de sol structurel CU développé par l?Université Cornell. Il s?agit d?un mélange d?agrégats de pierre et de terre, avec une petite quantité de gel polymère pour les maintenir ensemble. Il peut être com- pacté à 95 % de la densité maximale tout en favorisant la croissance des racines (Urban, 2008). L?intégration du sol environnant à la fosse est généralement nécessaire afin d?apporter un volume de sol suffisant à la croissance des arbres à long terme (cf. Figure 3.5). Cela consiste à anticiper et favoriser le développement des racines à l?extérieur de la fosse en vue d?augmenter le volume de sol exploité (Urban, 2008). Pour ce faire, le sol de la fosse doit être mis en contact avec le sol environnant, sans barrière d?infrastructures qui empê- cherait la sortie des racines ou les entrées d?eau (Urban, 2008). Il faut aussi s?assu- rer que la qualité du sol aux abords des parois de la fosse soit propice au dévelop- pement racinaire (aéré, drainant, nutritif, réalimenté en eau) (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). La fosse deviendra ainsi le support des grosses racines structurales, tandis que les racines fines absorbantes rechercheront leurs sources d?air, d?eau et de nutriments sous la chaussée et le trottoir (Urban, 2008). Selon la qualité du sol autour de la fosse et la configuration de l?espace, plusieurs options seules ou combinées existent pour intégrer le sol environnant à la fosse. Cette extension sous le pavement est souvent la partie la plus coûteuse de la plantation d?un arbre en ville (Urban, 2008). La première option est, en cas de sous-sol compact, d?ameublir (décom- pacter) les parois et le fond de la fosse de façon à permettre la croissance des racines latérales et des racines pivots (Figure 3.7.A). Deuxièmement, la mise en place d?un cadre ajouré (volume >10m3; largeur >2m; profondeur >1m; décompaction du fond sur 30cm), avec les ouvertures sur le côté pour l?exploration racinaire, permet de résoudre les problèmes de stabilité des bords de chaussées (Gillig et al., 2008). On peut également ins- taller des drains d?arrosage, d?évacua- tion et d?aération si le sol environnant est compact (Figure 3.7.B). Une troisième option, lorsque la fosse est à proximité de la voirie, est d?étendre la fosse par un mélange terre-pierres (ou autre mélange struc- tural) sous la chaussée et le trottoir (Figure 3.7.C). Cela permet d?agrandir le volume de sol propice à l?extension des racines, tout en répondant aux contraintes physiques de stabilité des voiries (Gillig etal., 2008). Il est néces- saire de mettre en place un revêtement perméable à l?eau sur le mélange pour que sa partie terre soit fertile (Gillig etal., 2008). La quatrième option consiste, en cas de sol adjacent inadéquat, à mettre en place une structure contenant du sol fertile qui connecte le sol de la fosse à la fosse d?un autre arbre ou à un espace vert plus important (par ex., jardin), ce qui peut augmenter l?efficacité du sol sous la voirie de 20 à 30 % (Urban, 2008). On présente ici les chemins ra- cinaires, les tranchées et les structures cellulaires : ? Les chemins racinaires (root paths) consistent en des tranchées étroites (10 x 30cm) qui guident les racines hors de la fosse, et si possible les dirigent vers les fosses ou les es- paces verts contigus (en moyenne, trois tranchées espacées de 120cm entre deux arbres contigus) (Figure 59 A Avec décompactage B Avec cadre ajouré et drains C Avec mélange terre-pierres D Chemin racinaires E Tranchées F Cellules structurelles Solum présent initialement Solum présent initialement Sous-couche arable Terre végétale Terre- pierres (a., b. et c. modifiés d?après Gillig et al. 2008) (d., e. et f. modifiés d?après Urban, 2008) Vu e de p ro fil Vu e de d es su s Vu e 3D Terre végétale compactée à 80% Sol initial compacté à 95% Graviers 15 cm Pont Figure 3.7.Techniques d?intégration du sol environnant à la fosse afin d?augmenter le volume exploitable par les racines : (A) par le décompactage du fond et des parois de la fosse; (B) par la mise en place d?un cadre ajouré et de drains; (C) par un mélange terre-pierres; (D) par l?installation de chemins racinaires; (E) par l?installation de tranchées; et (F) par l?utilisation de cellules structurelles (A, B, C, modifiés d?après Gillig etal., 2008; D, E, F, modifiés d?après Urban, 2008) 60 3.7.D). Les tranchées sont creu- sées avec une trancheuse, remplies d?une bande de drainage et de terre végétale de texture loameuse, puis compactées avec un compacteur à plaque vibrante (Urban, 2008). Bien que de volume faible, les chemins racinaires permettent d?élargir le volume disponible aux racines pour l?exploitation des ressources du sol et leur développement. La bande de drainage augmente l?aération et la rétention d?eau du sous-sol (grâce à sa couche de géotextile non tissé), ce qui forme des conditions propices au développement des racines sur 15cm de chaque côté de la tranchée. ? Les tranchées de sol, comme les chemins racinaires, connectent la fosse à une fosse voisine ou à un sol au-delà du pavement, mais étant plus larges (1.5-1.8 m de largeur; ~14m3 avec des arbres espacés de 10 m) que les chemins racinaires, elles agrandissent significative- ment par elles-mêmes le volume de sol disponible aux racines (Figure 3.7.E; Urban, 2008). Les tranchées sont creusées à bords inclinés pour maintenir l?intégrité structurelle du matériau de fondation, puis rem- plies de terre végétale de texture loameuse compactée au niveau maximal de support des racines pour soutenir aussi le pavage en béton; ensuite, elles sont recou- vertes d?une couche de gravier pour faciliter les échanges d?air et d?eau et réduire l?incidence des conflits entre la chaussée et les racines; en- fin, elles sont surmontées de dalles de béton assez larges pour couvrir la largeur de la tranchée et 50cm de chaque côté sur le sol adjacent compacté. ? Les systèmes de cellules modu- laires consistent à suspendre la structure du trottoir au-dessus du sol par une structure modulaire constituée de cellules ouvertes (dont on choisit la disposition pour former la largeur et la hauteur du système) et surmontée d?un pont (Figure 3.7.F). Ce système apporte un grand volume de sol propice à l?enracinement tout en protégeant de la compaction et des dommages causés par les racines et en s?adap- tant à l?espace disponible et aux infrastructures sous le pavement. Enfin, pour protéger la voirie de conflits avec les racines qui se déve- loppent en-dessous, des couches de transition entre le pavage et les racines peuvent être ajoutées. Par ex., la pose d?une couche de géotextile ou de géo- grille sous le pavage ou l?asphalte per- met d?uniformiser l?élévation du pave- ment par les racines et de former une surface plus lisse (Urban, 2008). De plus, mettre une couche en granulats (~15 cm), sans particules fines, sous le pavage en béton crée un espace sec et répartit la force de soulèvement des racines, ce qui favorise un enracine- ment plus profond et réduit la péné- tration des racines sous la chaussée (Urban, 2008). Cela peut être combiné à un épaississement en béton comme bordure solide autour de l?ouverture de la fosse, qui peut être légèrement surélevée au-dessus de la surface du sol (Urban, 2008). Même si ces différents systèmes per- mettent à l?arbre d?utiliser le volume de sol sous la voirie, cela ne suffit pas tou- jours dans les zones urbaines denses. En conséquence, le manque de volume pourra endommager le pavement et limiter le développement de l?arbre (croissance plus lente, taille plus pe- tite et espérance de vie plus courte) (Urban, 2008). Gestion de l?eau Dans les fosses de plantation, le vo- lume d?eau disponible pour l?arbre est limité. Il peut donc être nécessaire, après avoir estimé les flux d?entrées (précipitations et irrigation), les flux de sorties (évapotranspiration et drai- nage), et le RUM du sol (en moyenne, 10 % du volume de sol, d?après Gillig et al., 2008), de mettre en place des dispositifs de drainage et d?irrigation adaptés à la situation pour une gestion optimale des flux. Lorsqu?il y a des risques d?excès d?eau et d?hydromorphie, des dispositifs qui augmentent le drainage (couche de granulats, conduite de drainage en fond de fosse, réseau de fossés) peuvent être mis en place (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). L?arrosage pendant la saison de crois- sance est souvent nécessaire pour la reprise et le développement des jeunes arbres pendant les premières années après leur plantation (~3 ans), et également pour l?arbre adulte en cas de sécheresse extrême, notamment si le drainage mis en place favorise l?assèchement de la fosse (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Pour ce faire, l?es- sentiel est de bien humidifier la motte sans infiltrer l?eau trop rapidement. Des arrosages manuels répétés dans une cuvette d?arrosage à partir d?un camion-citerne ou des systèmes d?ar- rosage intégré avec goutteurs autoré- gulés peuvent être utilisés (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Les systèmes souterrains (tuyaux, fils et vannes) sont difficiles et coûteux à entretenir dans les zones urbaines (Urban, 2008). Quel que soit le dispositif utilisé, il faut le garder hors de la motte, et même de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Pour un arrosage rationnel, il est pos- sible de suivre la teneur en eau du sol et l?état hydrique de l?arbre pendant la saison de croissance (Gillig et al., 2008). Après l?établissement de l?arbre, les apports d?eau par précipitations natu- relles, sans irrigation, devraient être suffisants à l?arbre (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Si l?eau apportée par l?ouverture de la fosse n?est pas suf- fisante, on peut mettre en place un dispositif autour de la fosse pour per- mettre à l?eau d?entrer dans le sol et d?atteindre les racines, par ex., un dispo- sitif de collecte d?eau souterraine ou un 61 pavage perméable (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Plus généralement, avec un bon choix d?espèce, une bonne éva- luation des potentialités en eau du site et une bonne conception du sol et de la collecte en eau de la fosse, les précipi- tations naturelles devraient suffire à la croissance de l?arbre (Gillig etal., 2008). Protection des réseaux Lorsque l?installation de réseaux sou- terrains (tuyaux, câbles) et la planta- tion d?arbres se font à proximité l?une de l?autre (<1.50m du tronc ou <3m de l?axe des plantations), les gestion- naires des réseaux et ceux du projet de plantation doivent se concerter sur les procédures de protection mutuelle à mettre en oeuvre (Certu, 2002; Gillig et al., 2008; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les réseaux, il faut favoriser leur regroupement, leur localisation et leur marquage, et les couvrir par un film plastique, une coque ou une cloison géotextile afin d?empêcher les racines de les atteindre (Gillig et al., 2008; USDA, 2000). On peut aussi adapter la forme de la fosse, la position de l?arbre et l?espèce d?arbre (éviter les essences à enracinement puissant ou susceptible de produire une importante masse de radicelles; par ex., Acer saccharinum; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les arbres, les excavations et la mise en place de tranchées doivent se faire avec les moyens appropriés pour ne pas en- dommager les racines, tels qu?une mini pelle, un terrassement hydraulique, ou une intervention manuelle (Gillig etal., 2008). Si un décapage du sol est prévu au voisinage des plantations pour en abaisser le niveau, il faudra maintenir le sol situé au-dessus de la zone racinaire grâce à un talus ou un muret. i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer Contraintes Pour concevoir le sol d?une toiture vé- gétalisée, deux contraintes majeures sont à considérer. D?abord, la masse de la toiture végétalisée ne doit pas excéder la charge limite de la structure du bâtiment, ce qui limite le volume et la profondeur de sol et donc la réserve en eau et en nutriments du sol et l?ex- tension des racines (Cao et al., 2013; Papafotiou et al., 2013). Ensuite, les conditions microclimatiques en hauteur sur la toiture sont caractérisées par une plus forte exposition au soleil, au froid et au vent et des fluctuations de tempé- ratures plus importantes que celles au niveau du sol (Papafotiou etal., 2013). Ces deux contraintes entraînent un risque de dessication du sol et de stress hydrique des plantes, d?autant plus fort que la profondeur du sol est faible, ce qui rend la croissance et la survie des plantes plus difficiles (Boivin et al., 2001; Dunnett et al., 2008; Nagase & Dunnett, 2010). La mise en place d?une toiture végé- talisée nécessite donc d?évaluer ces deux paramètres et de déterminer les fonctions et services souhaités avant de sélectionner le couple végétation- sol adapté à la capacité du bâtiment et aux conditions microclimatiques de température et d?humidité (Papafotiou etal., 2013). Végétation Les plantes adaptées aux toitures végétalisées sont donc tolérantes au stress hydrique, comme les plantes à croissance faible ou compacte, à feuilles persistantes ou succulentes, ou ayant une capacité de stockage d?eau ou une physiologie de type CAM (cras- sulacean acid metabolism). Par ex., les espèces de Sedum sont souvent utili- sées pour performer sur les toitures végétalisées peu profondes (<20cm), dites extensives (Durhman etal., 2007; Oberndorfer et al., 2007; Rowe et al., 2012; VanWoert et al., 2005). À côté, les toitures végétalisées plus pro- fondes (>20 cm), qualifiées d?inten- sives, peuvent recevoir des mélanges plus divers, incluant des arbustes et des arbres (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015). Sol Pour répondre aux contraintes pré- cédemment citées, la conception du sol d?une toiture végétalisée fait plu- tôt appel à des matériaux technolo- giques et au procédé de construction de sol, même si des matériaux terreux peuvent être utilisés. Il s?agit donc de définir la profondeur et la composition initiale d?un horizon de croissance et d?un horizon technique (Figure 3.8). Pour l?horizon de croissance, la pro- fondeur est un facteur très influent sur la croissance et la survie des plantes (Dunnett etal., 2008; Nektarios etal., 2011; Ondoño et al., 2016; Papafotiou etal., 2013). Augmenter la profondeur permet d?accroître le volume de sol disponible aux racines, la réserve en eau, et la disponibilité en nutriments, ce qui a une incidence sur la survie des plantes, notamment dans des climats secs et chauds (Nektarios et al., 2011; Papafotiou et al., 2013; Thuring et al., 2010). Dans le climat froid du Québec, l?étude de Boivin etal. (2001) montrait que la profondeur permettait une pro- tection contre les dommages du froid. En revanche, la profondeur augmente la charge sur le bâtiment (Thuring etal., 2010). Pour limiter cette charge, on peut adopter une disposition modu- laire en utilisant des bacs ou des jar- dinières (Figure 3.8), ce qui diminue la surface végétalisée au profit de la pro- fondeur de sol, ou on peut opter pour des matériaux de constitution plus légers (DEVE etal., 2017). Pour sélectionner la matière minérale de l?horizon de croissance, les principales propriétés à considérer sont la densité et la porosité. En effet, il est important de connaître la distribution des tailles de pores inter et intra-particules, de fa- çon à maximiser les larges pores (pour la circulation de l?eau de pluie et de l?air) et le RUM (pour le prélèvement par les plantes), tout en minimisant l?eau liée (porosité fine) inutilisable qui alourdit inutilement la toiture végétalisée (Best et al., 2015; Graceson et al., 2013). De 62 par leur densité faible et leur porosité et capacité de drainage élevées, cer- tains substrats grossiers naturels (lave, pierre ponce) ou artificiels (AAS expan- sé, laine de verre, vermiculite, perlite) ont l?avantage d?être légers, mais ils retiennent peu l?eau (Best etal., 2015). Les composants plus fins, comme cer- tains sols naturels, le limon ou l?argile, ont des pores plus petits, drainent plus lentement et retiennent mieux l?eau, mais ils sont sujets à engorgement, colmatage et compaction et ils sont lourds, notamment dans des conditions saturées (Kazemi & Mohorko, 2017). Le sable a une bonne capacité de drainage mais il est lourd (Ampim et al., 2010). Les matériaux recyclés ou de démoli- tion tels que la brique concassée ou la terre cuite sont aussi communément utilisés dans les substrats, ce qui per- met de les valoriser, mais ils peuvent contenir des produits toxiques (Carson et al., 2012; Kazemi & Mohorko, 2017; Molineux etal., 2009; Razzaghmanesh etal., 2014). Ajouter des matériaux holorganiques dans l?horizon de croissance permet d?augmenter la capacité de stockage pour l?eau, de fournir des nutriments et d?apporter des microorganismes, ce qui favorise la croissance et la sur- vie des plantes (Molineux et al., 2009; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013). Mais il faut veiller à appor- ter une matière organique stable, pour éviter une forte décomposition, surtout dans les climats chauds et humides, et une compétition entre les plantes et les microorganismes (Best etal., 2015; Emilsson etal., 2007; Rowe etal., 2006; Simmons, 2015). Le guide de la mairie de Paris recommande de 10 à 30 % en volume de matière organique dans l?ho- rizon de croissance (DEVE etal., 2017). Pour générer une rétention en eau plus stable qu?avec la matière organique, il est possible d?utiliser des additifs ou super-absorbants, comme les « hydro- gels » (Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014; Simmons, 2015). Mais les résul- tats montrent des réactions chimiques et une diminution de leur efficacité dans le temps (Kazemi & Mohorko, 2017; Nektarios etal., 2003; Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014). Pour l?horizon technique situé sous l?horizon de croissance, il s?agit prin- cipalement d?ajuster la composition et la profondeur d?une couche drainante, pour favoriser un drainage efficace des excès d?eau vers les dispositifs d?évacuation des eaux de pluie (Simmons, 2015). Cette couche est constituée de matériaux légers, gra- nuleux (graviers, briques concassées, pierre ponce, AAS expansé, etc.) ou autres (tapis de drainage, plaques en polystyrène alvéolé, etc.) (DEVE etal., 2017). Au-dessus de la couche drainante, on peut poser une couche filtrante pour éviter le transfert de particules de l?ho- rizon de croissance, et donc le colma- tage de la couche drainante. Elle doit avoir une forte perméabilité, être im- putrescible et avoir une grande résis- tance aux déchirements, comme une nappe de fibres synthétiques (polypro- pylène ou polyester non-tissé) (DEVE etal., 2017). Autres éléments Il est nécessaire d?ajouter entre la structure du bâtiment et la toiture vé- gétalisée une membrane d?étanchéité pour éviter les infiltrations d?eau et une couche d?isolation (Andenæs etal., 2018; DEVE etal., 2017). Idéalement, le Végétation Structure du bâtiment Étanchéité et isolation Figure 3.8. Superposition de couches pour former une toiture végétalisée en disposition continue ou modulaire, placée sur un bâtiment protégé par une membrane d?étanchéité et une couche d?isolation. L?horizon de croissance doit assurer les fonctions d?approvisionnement en eau, d?apport de nutriments et de support physique aux plantes, tandis que l?horizon technique doit assurer un drainage efficace de l?eau. 63 bâtiment doit également être équipé d?un point d?eau, d?un dispositif d?éva- cuation des eaux, d?un accès (échelle ou escaliers), d?un dispositif de sécu- rité (par ex., garde-corps) et de zones sans végétation (DEVE et al., 2017). Enfin, utiliser des intrants, comme de l?irrigation ou de la fertilisation, per- met de s?ajuster plus précisément aux conditions présentes sur la toiture végétalisée (Emilsson et al., 2007; Nektarios etal., 2011; Papafotiou etal., 2013; Rowe etal., 2006). Selon le climat Pour adapter une toiture végétalisée à un climat chaud et sec, on peut choi- sir une plante adaptée au climat (par ex., Sedum sp.), on peut augmenter la profondeur du sol, on peut sélectionner des composés qui améliorent la capa- cité de stockage pour l?eau (porosité moyenne, ajout de matière organique ou d?additif de rétention d?eau) ou on peut irriguer (Graceson et al., 2013; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013; Savi et al., 2014; Thuring et al., 2010). De plus, les matériaux comme la lave, la pierre ponce, les briques, les tuiles, ou l?AAS expansé qui ont une haute conduc- tivité thermique doivent dans un climat chaud être surmontés ou remplacés par une couche de matière organique ou minérale à faible conductivité thermique comme la vermiculite (Simmons, 2015). j. Augmenter le carbone d?un sol L?urbanisation modifiant la dynamique de carbone, gérer les sols dans le but d?y séquestrer davantage de car- bone (Figure 3.9) peut être un moyen efficace de lutter contre les change- ments climatiques (Lal, 2004; Pouyat et al., 2002). La principale stratégie consiste à végétaliser les espaces nus, ces derniers ayant des concentrations en carbone faibles et étant sujets à l?érosion (Bae & Ryu, 2015; Monteiro, 2017). La végétalisation, en favorisant la production d?exsudats racinaires, de litières de racines et de feuillages, et de débris ligneux, permet une entrée de carbone dans les sols (Bae & Ryu, 2015; Lal, 2004). Par ailleurs, décom- pacter, irriguer, fertiliser ou toute pra- tique rendant les sols fertiles, c?est- à-dire propices à la végétalisation, favoriseraient indirectement la sé- questration de carbone (Jarecki & Lal, 2003). Par ex., l?étude de Bae et Ryu (2015) a constaté une relation néga- tive entre la compaction et le stock de carbone du sol. L?afforestation, c?est-à-dire la for- mation par plantation ou semis d?un espace forestier sur un espace non forestier, est souvent citée comme un moyen de séquestrer du carbone dans les sols (Jandl etal., 2007; Mayer etal., Pour séquestrer du carbone 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier ou faire une rotation des espèces Fertiliser les sols en azote Ne pas travailler le sol Choisir des espèces aux racines développées Ne pas collecter les litières ni les résidus de récoltes Ajouter du compost, du fumier et des biosolides Augmenter la fixation de carbone par la production primaire 1 Favoriser l?entrée au sol de la biomasse végétale produite 3 Figure 3.9.Pratiques utilisées pour séquestrer du carbone dans les sols 64 2020). Le stockage de carbone se fai- sant surtout dans la couverture morte pendant les 30 premières années, puis transitant dans le sol minéral, l?afforestation sera particulièrement efficace si les chutes de litières sont laissées sur place (Mayer etal., 2020). Cependant, elle génère une séques- tration effective sur les sols nus et les terres cultivées, tandis qu?elle montre des effets variables sur des prairies ou des pâturages (Guo & Gifford, 2002; Korkanç, 2014; Laganière et al., 2010; Mayer et al., 2020). Les plantations d?arbres ne stockent donc pas systé- matiquement plus de carbone dans les sols que les plantes herbacées, même s?ils en séquestrent davantage dans la biomasse (Gibbon etal., 2010). Choisir entre une plante arborée ou herbacée pour végétaliser un espace devrait donc dépendre des autres services écosystémiques souhaités. Les feuillus et les conifères stockent une quantité équivalente de carbone dans les sols, bien que la distribution et la stabilité des composés orga- niques diffèrent (Mayer et al., 2020). L?utilisation de feuillus pourrait conve- nir davantage aux sols riches, tandis que les conifères seraient plus effi- caces dans les sols pauvres (Mayer et al., 2020). Augmenter la diversité des espèces d?arbres ou de plantes herbacées permettrait de séquestrer davantage de carbone dans les sols, en raison de la complémentarité entre espèces (Bae & Ryu, 2015; Lange etal., 2015; Mayer etal., 2020). De plus, les espèces aux racines plus profondes et développées permettent une plus grande stabilisation du carbone dans les sols (Poirier etal., 2018; Rasse etal., 2005). Bien qu?une plus grande den- sité de tiges pourrait être favorable à une plus grande production de litières et donc plus de carbone dans les sols, les effets ne sont pas clairement éta- blis (Mayer etal., 2020). Une fertilisation azotée, qu?elle soit ré- alisée par des fertilisants, des plantes fixatrices d?azote ou des dépôts ur- bains, entraîne un accroissement des stocks de carbone du sol (Mayer etal., 2020; Nave et al., 2009). Cela s?ex- plique d?une part par l?augmentation de la production de biomasse et donc de litières, notamment dans des fo- rêts déficientes en azote (Mayer etal., 2020). D?autre part, la décomposition diminue en raison (1) de la suppression de l?activité des enzymes de dégrada- tion de la lignine (par ex., peroxidases) en présence d?azote inorganique; (2) de la récalcitrance des composés phéno- liques liés à l?azote, et (3) de la produc- tion de composés microbiens stables riches en azote (Mayer et al., 2020). Considérant le coût environnemental de la production, du transport et de l?application de fertilisants, l?utilisation de plantes fixatrices pourrait être plus avantageuse, même si la quantité de carbone séquestré peut être légère- ment inférieure à celle avec les fertili- sants (Mayer et al., 2020; Nave et al., 2009). Les plantes fixant l?azote sont certaines espèces de légumineuses (famille Leguminosae ou Fabaceae) et le genre Parasponia en symbiose avec les bactéries rhizobia, les plantes actinorhiziennes (réparties sur 8 familles : Casuarinaceae, Coriariaceae, Eleagnaceae, Datisticaceae, Myricaceae, Betulaceae, Rhamnaceae et Rosaceae) en symbiose avec les bactéries Frankia, et plusieurs plantes (dont les Cycadophytes et les genres Gunnera et Azolla) qui font des sym- bioses avec les cyanobactéries Nostoc ou Anabaena (Franche et al., 2009). Comme arbres et arbustes fixateurs d?azote, on peut citer les espèces d?Alnus et de Ceanothus dans les forêts tempérées, et les espèces de Leucaena, de Falcataria, de Casuarina, et d?Acacia dans les tropiques (Binkley, 2005). Les plantes fixatrices d?azote peuvent être mélangées à d?autres espèces non fixatrices pour séquestrer du carbone (Forrester etal., 2013; Vidal etal., 2019). Enfin, plusieurs pratiques agricoles pourraient être utilisées dans les es- paces verts (notamment les espaces d?agriculture urbaine) pour séques- trer davantage de carbone dans les sols. Parmi ces pratiques, on peut citer le semis direct sans travail du sol, le maintien d?une couverture végétale permanente morte (paillis, débris de récoltes) ou vivante (culture interca- laire [dans l?espace] ou intermédiaire [dans le temps], haie ou agroforeste- rie), ou la diversification des cultures (rotation) (Chenu etal., 2014; Jarecki & Lal, 2003; Metay etal., 2007; Pellerin et al., 2020). Enfin, ne pas collecter les litières ou les résidus de récolte, et ajouter du compost, du fumier ou des biosolides favorisent le carbone des sols (Follett, 2001; Jarecki & Lal, 2003). 65 k. Préserver la biodiversité d?un sol La biodiversité des sols, incluant les microorganismes (bactéries, cham- pignons) et la micro, méso et macro- faune, assure la réalisation de plu- sieurs fonctions écosystémiques, en particulier celles de décomposition et de recyclage des nutriments (Delgado- Baquerizo et al., 2020; Swift et al., 1979). Préserver la biodiversité en milieux urbains, c?est-à-dire la diver- sité des gènes, des espèces, des éco- systèmes et des interactions, implique de mettre en place des approches par filtre brut et par filtre fin (Dunne etal., 2002; Hunter, 2005; Mace etal., 2005). Les approches par filtre brut visent à conserver les structures et les fonctions des écosystèmes de façon à répondre aux besoins de la majorité des espèces, tandis que les approches par filtre fin ciblent des besoins spé- cifiques d?espèces en particulier (par ex., espèces clés, espèces parapluies, espèces porte-drapeau, espèces ingé- nieures, espèces vulnérables) (Figure 3.10). Comme approches par filtre brut, les trois moyens de préserver la biodi- versité dans un contexte urbain sont de maintenir les sols vivants, diver- sifier les habitats et connecter ces habitats. Les organismes du sol étant principalement hétérotrophes et se nourrissant de matières organiques vivantes ou mortes, le premier moyen pour préserver la biodiversité des sols consiste à maintenir des sols vivants. Cela se fait en végétalisant les sols nus, en maintenant une couverture vé- gétale, en ajoutant des amendements de matières organiques, et en conser- vant ou restaurant les sols pour qu?ils restent propices à cette végétalisation (Moebius-Clune etal., 2016; Swift etal., 1979; Vukicevich et al., 2016; Zhao etal., 2012). Il faut aussi éviter l?utilisa- tion de biocides (pesticides, fongicides, herbicides) et les interventions qui al- tèrent les propriétés du sol (travail du sol, circulation, compactage, contami- nation avec des éléments traces ou des sels) (Moebius-Clune et al., 2016). De plus, il peut être nécessaire d?inoculer des microorganismes qui promeuvent la croissance des plantes (mycorhizes, bactéries fixatrices d?N) ou qui les pro- tègent en contrôlant des pathogènes (Trichoderma, Pseudomonas, Bacillus) (Scharenbroch & Smiley, 2021). La relation surface-diversité étant bien connue, maintenir une couverture vé- gétale sur au moins 10 % de la surface Pour préserver la biodiversité des sols APPROCHES PAR FILTRE BRUT APPROCHES PAR FILTRE FIN 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier les espaces verts Concevoir les corridors écologiques Mettre en place des mesures de connexion (déminéraliser, dalles non jointes, etc.) Connaître leurs besoins pour définir les mesures Maintenir les sols vivants Connecter les habitats 3 Figure 3.10.Pratiques utilisées pour préserver la biodiversité dans les sols 66 de la ville serait nécessaire pour pré- server la biodiversité urbaine (Beninde etal., 2015). Le deuxième moyen de favoriser la biodiversité des sols est de diversifier leurs habitats à l?échelle de la ville, en concevant des espaces verts différant par leur microclimat, leur végétation et leur sol (Beninde etal., 2015; De Deyn & Van der Putten, 2005; Nielsen etal., 2010; Tews etal., 2004). Cela consiste à mettre en place des espaces verts dans des zones de la ville distinctes par leur microclimat (en fonction des caractéristiques géométriques des infrastructures et des activités hu- maines) (Dimoudi et al., 2013). Cela consiste aussi à favoriser une diversité de types de végétation, de groupes fonctionnels et d?espèces de plantes, à l?échelle de l?espace vert et à celle de la ville. Diversifier les plantes peut entraî- ner un effet ascendant sur la diversité des organismes des sols, même si ce n?est pas systématique (De Deyn & Van der Putten, 2005; Hooper etal., 2000; Korboulewsky et al., 2016; Scherber etal., 2010; Vukicevich etal., 2016). En outre, les espaces verts formés par une végétation distincte vont impacter dif- féremment la température, l?humidité, la quantité de matière organique, la structure et la chimie des sols (Eviner & Chapin, 2003). Enfin, pour favoriser la biodiversité des sols, on peut créer ou maintenir l?hétérogénéité des sols en microhabitats et en ressources, via la mise en place d?une diversité d?espaces verts et via une gestion lais- sant au sol les éléments structuraux (litières, débris de bois mort, creux et monticules). Les corridors écologiques consti- tuent pour les espèces des zones de refuges, de déplacement et de disper- sion, et leur permettent d?accomplir leur cycle de vie, de recoloniser faci- lement des zones isolées et de réduire les extinctions locales (MacDonald, 2003). Créer des corridors écolo- giques pour connecter les espaces végétalisés urbains à différentes échelles (périurbaine, urbaine, quar- tier) est essentielle pour le maintien de la biodiversité dans un contexte de changements climatiques, bien que leurs effets sur les communautés des sols ne soient pas clairement établis (Beninde etal., 2015; Damschen etal., 2006; MacDonald, 2003; Rantalainen etal., 2008; Savard etal., 2000). Pour ce faire, la première étape est d?iden- tifier aux échelles précédemment mentionnées des espaces végétalisés (par ex., parcs, jardins) et des zones potentielles de connexion (par ex., boulevards) (Savard etal., 2000). Peng et al. (2017) proposent différentes méthodes, comme l?analyse de réseau (mesure de la connectivité d?un réseau modélisé par des points, des lignes et des surfaces, basée sur la théorie des graphes), ou l?analyse de résistance cumulative minimum (mesure de la ré- sistance rencontrée par la faune sau- vage en déplacement dans le paysage). La deuxième étape consiste à conce- voir les corridors, c?est-à-dire déter- miner leur configuration spatiale, leur contexte paysager, leur type d?habitat et la nature des espaces connectés (MacDonald, 2003). Dans la troisième étape, il s?agit plus concrètement de mettre en place les mesures pour créer le réseau. Déminéraliser (désasphal- ter) les rues, installer des dalles non jointes, installer des sols fertiles et non pollués ou végétaliser sont quelques exemples de mesures permettant de créer une « trame brune », à l?image de la « trame verte et bleue » (Joimel etal., 2021; Savard etal., 2000). Enfin, comme approche par filtre fin, il peut être important de mettre en place des dispositifs pour des espèces en particulier (Hunter, 2005). Pour cela, il est nécessaire de connaître la niche écologique de l?espèce, son habitat et sa vulnérabilité aux perturbations et changements environnementaux. 67 Conclusion La conception des sols en milieu urbain est une étape essentielle à la gestion et la préservation des espaces verts, et à leur cohabitation avec la population et les infrastructures urbaines. Comme le précisent Gillig etal. (2008), « concep- teurs et praticiens s?accordent à affir- mer que 80 % des problèmes rencon- trés par l?arbre en ville trouvent leurs causes dans le sol ». Adopter les bonnes pratiques est donc indispensable pour apporter les services écosystémiques à la population, tout en respectant l?ensemble des contraintes, incluant le budget et le temps alloués au pro- jet. Les techniques présentées ici sont diverses et permettent de s?adapter aux différentes situations rencontrées en ville. En outre, la conception des sols est complexe et fait intervenir une multi- tude d?acteurs, qui ont des responsabi- lités et des rôles variés, et qui doivent travailler en cohérence avec les objec- tifs à atteindre (Figure 4.1). Ainsi, les sols urbains doivent être abordés à travers une approche mul- tidisciplinaire et une innovation per- manente afin de répondre aux futurs défis environnementaux, sociaux et économiques des villes et des sociétés urbaines. Espaces verts et sols urbains RÉALISATION Les chefs de chantier et les ouvriers DÉCISION Les politiques et les collectivités BÉNÉFICIAIRES Les citoyens ÉTUDES Les chercheurs (unités de recherche) réseaux) APPROVISIONNEMENT Les fournisseurs (machines, matériaux, plantes) Figure 4.1.Les différents acteurs participant à la gestion des espaces verts et des sols urbains 68 Références Abrahams, P. W. (2002). Soils?: Their implica- tions to human health. Science of The Total Environment, 291(1), 1?32. Alexandri, E., & Jones, P. (2008). Temperature de- creases in an urban canyon due to green walls and green roofs in diverse climates. Building and Environment, 43(4), 480?493. Ali, H., Khan, E., & Sajad, M. A. (2013). Phytoremediation of heavy metals?Concepts and applications. Chemosphere, 91(7), 869?881. Amacher, M. C., O?Neill, K. P., & Perry, C. H. (2007). Soil vital signs?: A new soil quality index (SQI) for assessing forest soil health (p. 12) [Res. Pap. RMRS-RP-65WWW]. United States Department of Agriculture, Forest Service, Rocky Mountain Research Station. Ampim, P. A. Y., Sloan, J. J., Cabrera, R. I., Harp, D. A., & Jaber, F. H. (2010). Green roof growing substrates?: Types, ingredients, composition and properties. Journal of Environmental Horticulture, 28(4), 244?252. Andenæs, E., Kvande, T., Muthanna, T. M., & Lohne, J. (2018). Performance of blue-green roofs in cold climates?: A scoping review. Buildings, 8(4), 55. Angold, P. G., Sadler, J. P., Hill, M. O., Pullin, A., Rushton, S., Austin, K., Small, E., Wood, B., Wadsworth, R., Sanderson, R., & Thompson, K. (2006). Biodiversity in urban habitat patch- es. Science of The Total Environment, 360(1), 196?204. Bae, J., & Ryu, Y. (2015). Land use and land cover changes explain spatial and temporal vari- ations of the soil organic carbon stocks in a constructed urban park. Landscape and Urban Planning, 136, 57?67. Baer, S. G., Collins, S. L., Blair, J. M., Knapp, A. K., & Fiedler, A. K. (2005). Soil heterogeneity effects on tallgrass prairie community hetero- geneity?: An application of ecological theory to restoration ecology. Restoration Ecology, 13(2), 413?424. Bailey, V. L., Bolton, H. Jr., & Smith, J. L. (2007). Substrate-induced respiration and selective inhibition as measures of microbial biomass in soils. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 515?526). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Baize, D., & Girard, M.-C. (2009). Référentiel pédologique 2008. Association française pour l?étude du sol. Éditions Quae. Baize, D., & Jabiol, B. (2011). Guide pour la descrip- tion des sols. Éditions Quae. Balestrini, R., Lumini, E., Borriello, R., & Bianciotto, V. (2015). Plant-soil biota interactions. Chapter 11. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 311?338). Academic Press, Elsevier Inc. Barker, A. V., & Pilbeam, D. J. (2006). Handbook of plant nutrition. CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Basiliko, N., Dunfield, K., & Tenuta, M. (2021). Soil biodiversity and ecology. Chapter 6. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 194?233). Canadian Society of Soil Science. Bathalon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement à l?ozone?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=15&lang=fra Beninde, J., Veith, M., & Hochkirch, A. (2015). Biodiversity in cities needs space?: A me- ta-analysis of factors determining intra-urban biodiversity variation. Ecology Letters, 18(6), 581?592. Berg, B., & McClaugherty, C. (2020). Plant litter. Decomposition, humus formation, carbon se- questration (4e éd.). Springer Nature. Besir, A. B., & Cuce, E. (2018). Green roofs and facades?: A comprehensive review. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 82, 915?939. Best, B. B., Swadek, R. K., & Burgess, T. L. (2015). Soil-based green roofs. Chapter 6. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 139?174). Springer International Publishing Switzerland. Beyaert, R. P., & Fox, C. A. (2007). Assessment of soil biological activity. Chapter 40. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 527?545). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Binkley, D. (2005). How nitrogen-fixing trees change soil carbon. Chapter 8. In D. Binkley & O. Menyailo (Éds.), Tree species effects on soils?: Implications for global change (Vol. 55, p. 155?164). Kluwer Academic Publishers, Springer. Blanco, H., & Lal, R. (2008). Principles of soil con- servation and management. Springer Science + Business Media B. V. Boivin, M.-A., Lamy, M.-P., Gosselin, A., & Dansereau, B. (2001). Effect of artificial substrate depth on freezing injury of six herbaceous perennials grown in a green roof system. HortTechnology, 11(3), 409?412. Bounoua, L., Zhang, P., Mostovoy, G., Thome, K., Masek, J., Imhoff, M., Shepherd, M., Quattrochi, D., Santanello, J., Silva, J., Wolfe, R., & Toure, A. M. (2015). Impact of urbanization on US sur- face climate. Environmental Research Letters, 10(8), 084010. Bouyoucos, G. J. (1962). Hydrometer method improved for making particle size analyses of soils. Agronomy Journal, 54(5), 464?465. Brevik, E. C. (2013). Soils and human health?: An overview. Chapter 2. In E. C. Brevik & L. C. Burgess (Éds.), Soils and human health (p. 29?58). Taylor&Francis Group. Brown, S., Biswas, A., Caron, J., Dyck, M., & Si, B. (2021). Soil physics. Chapter 4. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An intro- duction to soil science (p. 100?149). Canadian Society of Soil Science. Brusseau, M. L., Pepper, I. L., & Gerba, C. P. (2019). Environmental and pollution science (3e éd.). Academic Press, Elsevier Inc. Burton, A. J., & Pregitzer, K. S. (2008). Measuring forest floor, mineral soil, and root carbon stocks. Chapter 10. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 129?142). Springer Science + Business Media B. V. Byomkesh, T., Nakagoshi, N., & Dewan, A. M. (2012). Urbanization and green space dynam- ics in Greater Dhaka, Bangladesh. Landscape and Ecological Engineering, 8(1), 45?58. Calvet, R. (2013). Le sol (2e éd.). Éditions France Agricole. Campbell, C. D., Chapman, S. J., Cameron, C. M., Davidson, M. S., & Potts, J. M. (2003). A rapid microtiter plate method to measure carbon dioxide evolved from carbon substrate amend- ments so as to determine the physiological profiles of soil microbial communities by using whole soil. Applied and Environmental Microbiology, 69(6), 3593-3599. Canadell, J., Jackson, R. B., Ehleringer, J. B., Mooney, H. A., Sala, O. E., & Schulze, E.-D. (1996). Maximum rooting depth of vegetation types at the global scale. Oecologia, 108(4), 583-595. Cao, J., Tamura, Y., & Yoshida, A. (2013). Wind tunnel investigation of wind loads on rooftop model modules for green roofing systems. Journal of Wind Engineering and Industrial Aerodynamics, 118, 20?34. Carson, T., Hakimdavar, R., Sjoblom, K., & Culligan, P. (2012). Viability of recycled and waste ma- terials as green roof substrates. Geotechnical Engineering, 3644?3653. 69 Carter, M. R., & Gregorich, E. G. (2007). Soil sam- pling and methods of analysis (2e éd.). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Certu. (2002). Les plantations d?arbres en ville. Le long des rues et sur les places. Ministère de l?Équipement, des Transports et du Logement. Centre d?études sur les réseaux, les transports, l?urbanisme et les constructions publiques. Charzynski, P., Hulisz, P., Piotrowska-Dlugosz, A., Kaminski, D., & Plak, A. (2018). Sealing effects on properties of urban soils. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban Soils (p. 155?174). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Chenu, C., Klumpp, K., Bispo, A., Angers, D., Colnenne, C., & Metay, A. (2014). Stocker du carbone dans les sols agricoles?: Évaluation de leviers d?action pour la France. Innovations Agronomiques, 37, 23?37. Churkina, G. (2012). Carbon cycle of urban eco- systems. Chapter 16. In R. Lal & B. Augustin (Éds.), Carbon sequestration in urban eco- systems (p. 315?330). Springer Science + Business Media B. V. Cimon-Morin, J., Darveau, M., & Poulin, M. (2013). Fostering synergies between ecosystem services and biodiversity in conservation planning?: A review. Biological Conservation, 166, 144?154. Coleman, D. C., & Wall, D. H. (2015). Soil fauna?: Occurrence, biodiversity, and roles in ecosys- tem function. Chapter 5. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 111?150). Academic Press, Elsevier Inc. Combs, G. F. Jr. (2013). Geological impacts on nu- trition. Chapter 8. In O. Selinus, B. Alloway, J. A. Centeno, R. B. Finkelman, R. Fuge, U. Lindh, & P. Smedley (Éds.), Essentials of medical geology. Revised edition (p. 179?194). Springer Science+Business Media. Comerford, N. B., Franzluebbers, A. J., Stromberger, M. E., Morris, L., Markewitz, D., & Moore, R. (2013). Assessment and evalua- tion of soil ecosystem services. Soil Horizons, 54(3), 1?14. Costanza, R., d?Arge, R., deGroot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O?Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P., & van denBelt, M. (1997). The value of the world?s ecosystem services and natural capital. Nature, 387(6630), 253?260. Craul, P. J. (1982). Urban forest soils. A reference workbook. University of Maryland. Craul, P. J. (1985). A description of urban soils and their desired characteristics. Journal of Arboriculture, 11(11), 330?339. Craul, P. J. (1991). Urban soil?: Problems and promise. Arnoldia, 51(1), 23?32. Craul, T. A., & Craul, P. J. (2006). Introduction to the soil. In Soil design protocols for landscape architects and contractors (p. 1?28). John Wiley & Sons. Czemiel Berndtsson, J. (2010). Green roof perfor- mance towards management of runoff water quantity and quality?: A review. Ecological Engineering, 36(4), 351?360. Dadea, C., Russo, A., Tagliavini, M., Mimmo, T., & Zerbe, S. (2017). Tree species as tools for biomonitoring and phytoremediation in urban environments?: A review with special regard to heavy metals. Arboriculture & Urban Forestry, 43(4), 155?167. Dalpé, Y., & Hamel, C. (2007). Arbuscular Mycorrhizae. Chapter 30. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 355?377). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Damas, O., & Coulon, A. (2016). Créer des sols fertiles. Du déchet à la végétalisation urbaine. In C. De Gramont, T. Kremer, & D. Galtier (Éds.). Éditions du Moniteur. Damschen, E. I., Haddad, N. M., Orrock, J. L., Tewksbury, J. J., & Levey, D. J. (2006). Corridors increase plant species richness at large scales. Science, 313(5791), 1284?1286. Danquechin Dorval, A. (2015). Architecture raci- naire et stabilité chez le pin maritime (Pinus pin- aster Ait.) au stade jeune [Doctorat en Sciences et environnements]. Université de Bordeaux. Day, S. D., Wiseman, P. E., Dickinson, S. B., & Harris, J. R. (2010). Tree root ecology in the urban environment and implications for a sustainable rhizosphere. Arboriculture & Urban Forestry, 36(5), 193?205. De Deyn, G. B., & Van der Putten, W. H. (2005). Linking aboveground and belowground di- versity. Trends in Ecology & Evolution, 20(11), 625?633. Delgado-Baquerizo, M., Reich, P. B., Trivedi, C., Eldridge, D. J., Abades, S., Alfaro, F. D., Bastida, F., Berhe, A. A., Cutler, N. A., Gallardo, A., García-Velázquez, L., Hart, S. C., Hayes, P. E., He, J.-Z., Hseu, Z.-Y., Hu, H.-W., Kirchmair, M., Neuhauser, S., Pérez, C. A., ? Singh, B. K. (2020). Multiple elements of soil biodiversity drive ecosystem functions across biomes. Nature Ecology & Evolution, 4(2), 210?220. Delisle, S., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique avec peroxyde d?hydrogène (réaction de Fenton)?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=30&lang=fra Delisle, S., Drouin, K., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Bioventilation. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=10&lang=fra Désilets, M., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Solidification/stabili- sation in situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=43&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Pompage et traitement. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=44&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Pompage et traitement des liquides denses en phase non aqueuse (LDPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=45&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018c). Fiche descriptive?: Système d?ex- traction multiphase pour liquides en phase non aqueuse (LPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=36&lang=fra DEVE (Direction des Espaces verts et de l?En- vironnement), Direction du Patrimoine et de l?Architecture, & Direction de l?Urbanisme. (2017). Guide des toitures végétalisées et cultivées. Toutes les étapes pour un projet de qualité (Végétalisons Paris, p. 100). Mairie de Paris. Dimoudi, A., Kantzioura, A., Zoras, S., Pallas, C., & Kosmopoulos, P. (2013). Investigation of urban microclimate parameters in an urban center. Energy and Buildings, 64, 1?9. Dirr, M. A. (1976). Selection of trees for tolerance to salt injury. Journal of Arboriculture, 2(11), 209?216. Dominati, E., Patterson, M., & Mackay, A. (2010). A framework for classifying and quantifying the natural capital and ecosystem services of soils. Ecological Economics, 69(9), 1858?1868. Douglas, I. (2011a). Urban geomorphology. Chapter 14. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 159?163). Routledge. Douglas, I. (2011b). Urban hydrology. Chapter 13. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 148?158). Routledge. Duchaufour, P. (2001). Introduction à la science du sol. Sol, végétation, environnement (6è éd.). Dunod. Dunfield, K. E. (2007). Lipid-based community analysis. Chapter 42. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 557?566). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. 70 Dunne, J. A., Williams, R. J., & Martinez, N. D. (2002). Network structure and biodiversity loss in food webs?: Robustness increases with connectance. Ecology Letters, 5(4), 558?567. Dunnett, N., Nagase, A., & Hallam, A. (2008). The dynamics of planted and colonising species on a green roof over six growing seasons 2001?2006?: Influence of substrate depth. Urban Ecosystems, 11(4), 373?384. Dupuy, L., Fourcaud, T., & Stokes, A. (2005). A numerical investigation into the influence of soil type and root architecture on tree anchor- age. Eco-and ground bio-engineering: The use of vegetation to improve slope stability, 278, 119?134. Durhman, A. K., Rowe, D. B., & Rugh, C. L. (2007). Effect of substrate depth on initial growth, coverage, and survival of 25 succulent green roof plant taxa. HortScience, 42(3), 588?595. Emilsson, T., Czemiel Berndtsson, J., Mattsson, J. E., & Rolf, K. (2007). Effect of using con- ventional and controlled release fertiliser on nutrient runoff from various vegetated roof systems. Ecological Engineering, 29(3), 260?271. Eviner, V. T., & Chapin, F. S. I. (2003). Functional matrix?: A conceptual framework for predicting multiple plant effects on ecosystem process- es. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 34, 455?485. FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations). (2006). Guidelines for soil description (4e éd., p. 97). FAO. Follett, R. F. (2001). Soil management concepts and carbon sequestration in cropland soils. Soil & Tillage Research, 61(1), 77?92. Forrester, D. I., Pares, A., O?Hara, C., Khanna, P. K., & Bauhus, J. (2013). Soil organic carbon is increased in mixed-species plantations of Eucalyptus and nitrogen-fixing Acacia. Ecosystems, 16(1), 123?132. Franche, C., Lindström, K., & Elmerich, C. (2009). Nitrogen-fixing bacteria associated with legu- minous and non-leguminous plants. Plant and Soil, 321(1), 35?59. Gaston, K. J., Ávila-Jiménez, M. L., & Edmondson, J. L. (2013). Managing urban ecosystems for goods and services. Journal of Applied Ecology, 50(4), 830?840. Gibbon, A., Silman, M. R., Malhi, Y., Fisher, J. B., Meir, P., Zimmermann, M., Dargie, G. C., Farfan, W. R., & Garcia, K. C. (2010). Ecosystem Carbon Storage Across the Grassland?Forest Transition in the High Andes of Manu National Park, Peru. Ecosystems, 13(7), 1097?1111. Gillig, C.-M., Bourgery, C., & Amann, N. (2008). L?arbre en milieu urbain. Conception et réalisa- tion de plantations. Infolio éditions. Girard, M.-C., Schvartz, C., & Jabiol, B. (2011). Étude des sols. Description, cartographie, utilisation. Dunod. Goddard, M. A., Dougill, A. J., & Benton, T. G. (2010). Scaling up from gardens?: Biodiversity conservation in urban environments. Trends in Ecology & Evolution, 25(2), 90?98. Gómez-Baggethun, E., & Barton, D. N. (2013). Classifying and valuing ecosystem services for urban planning. Ecological Economics, 86, 235?245. Goode, D. (2011). Planning for nature in towns and cities?: A historical perspective. Chapter 8. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 84?92). Routledge. Graceson, A., Hare, M., Monaghan, J., & Hall, N. (2013). The water retention capabilities of growing media for green roofs. Ecological Engineering, 61, 328?334. Gregorich, E. G., & Beare, M. H. (2007). Physically uncomplexed organic matter. Chapter 47. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 607?616). Taylor&Francis Group, LLC. Gregory, P. J. (2006). Plant roots?: Growth, activity and interactions with soils. Blackwell Publishing. Grimmond, C. S. B. (2011). Climate of cities. Chapter 10. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 103?119). Routledge. Guilland, C., Maron, P. A., Damas, O., & Ranjard, L. (2018). Biodiversity of urban soils for sustain- able cities. Environmental Chemistry Letters, 16(4), 1267?1282. Guinaudeau, C. (2010). L?arbre en milieu ur- bain. Choix, plantation et entretien. Centre Scientifique et Technique du Bâtiment. Güneralp, B., & Seto, K. C. (2013). Futures of global urban expansion?: Uncertainties and implications for biodiversity conservation. Environmental Research Letters, 8(1), 014025. Guo, L. B., & Gifford, R. M. (2002). Soil carbon stocks and land use change?: A meta analysis. Global Change Biology, 8(4), 345?360. Haaland, C., & van denBosch, C. K. (2015). Challenges and strategies for urban green- space planning in cities undergoing densi- fication?: A review. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 760?771. Hanski, I., vonHertzen, L., Fyhrquist, N., Koskinen, K., Torppa, Laatikainen, T., Karisola, P., Auvinen, P., Paulin, L., Mäkelä, M. J., Vartiainen, E., Kosunen, T. U., Alenius, H., & Haahtela, T. (2012). Environmental biodiversity, human microbiota, and allergy are interrelated. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(21), 8334?8339. Hao, X., Ball, B. C., Culley, J. L. B., Carter, M. R., & Parkin, G. W. (2007). Soil density and porosity. Chapter 57. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 743?759). Taylor&Francis Group, LLC. Harris, J. A. (1991). The biology of soils in urban areas. In P. Bullock & P. J. Gregory (Éds.), Soils in the urban environment (p. 139?152). Blackwell Scientific Publications. Hartig, T., Mitchell, R., deVries, S., & Frumkin, H. (2014). Nature and health. Annual Review of Public Health, 35(1), 207?228. Hébert, J., & Bernard, J. (2013). Bilan sur la ges- tion des terrains contaminés au 31 décembre 2010. Gouvernement du Québec, Ministère du Développement durable, de l?Environnement, de la Faune et des Parcs. Hendershot, W. H., Lalande, H., & Duquette, M. (2007). Soil reaction and exchangeable acidi- ty. Chapter 16. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 173?178). Taylor&Francis Group, LLC. Hess, G. R., Moorman, C. E., Thompson, J., & Larson, C. L. (2014). Integrating wildlife con- servation into urban planning. Chapter 12. In R. A. McCleery, C. E. Moorman, & M. N. Peterson (Éds.), Urban wildlife conservation. Theory and practice (p. 239?278). Springer Science + Business Media, LLC. Hooper, D. U., Bignell, D. E., Brown, V. K., Brussard, L., Dangerfield, J. M., Wall, D. H., Wardle, D. A., Coleman, D. C., Giller, K. E., Lavelle, P., Van Der Putten, W. H., De Ruiter, P. C., Rusek, J., Silver, W. L., Tiedje, J. M., & Wolters, V. (2000). Interactions between aboveground and be- lowground biodiversity in terrestrial ecosys- tems?: Patterns, mechanisms, and feedbacks. BioScience, 50(12), 1049?1061. Horneck, D. A., Sullivan, D. M., Owen, J. S., & Hart, J. M. (2011). Soil test interpretation guide (E. C. No 1478). Oregon State University. Hunter, M. L. Jr. (2005). A mesofilter conserva- tion strategy to complement fine and coarse filters. Conservation Biology, 19(4), 1025?1029. IUSS Working Group WRB. (2006). World Reference Base for soil resources 2006. A framework for international classification, correlation and communication (World Soil Resources Reports No 103). Food and Agriculture Organization of the United Nations. Jandl, R., Lindner, M., Vesterdal, L., Bauwens, B., Baritz, R., Hagedorn, F., Johnson, D. W., Minkkinen, K., & Byrne, K. A. (2007). How strongly can forest management influence soil carbon sequestration? Geoderma, 137(3), 253?268. Jarecki, M. K., & Lal, R. (2003). Crop management for soil carbon sequestration. Critical Reviews in Plant Sciences, 22(5), 471?502. 71 Jiang, Y., Fu, P., & Weng, Q. (2015). Assessing the impacts of urbanization-associated land use/ cover change on land surface temperature and surface moisture?: A case study in the Midwestern United States. Remote Sensing, 7(4), 4880?4898. Joergensen, R. G., & Emmerling, C. (2006). Methods for evaluating human impact on soil microorganisms based on their activity, biomass, and diversity in agricultural soils. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 169(3), 295?309. Joimel, S., Grard, B., Gonod, L. V., & Chenu, C. (2021). Le fonctionnement écologique des villes?: Et si on pensait aux sols? Métropolitiques, 1?8. Karberg, N. J., Scott, N. A., & Giardina, C. P. (2008). Methods for estimating litter de- composition. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 103?111). Springer Science + Business Media B. V. Kazemi, F., & Mohorko, R. (2017). Review on the roles and effects of growing media on plant performance in green roofs in world climates. Urban Forestry & Urban Greening, 23, 13?26. Kooch, Y., Zaccone, C., Lamersdorf, N. P., & Tonon, G. (2014). Pit and mound influence on soil features in an Oriental Beech (Fagus orienta- lis Lipsky) forest. European Journal of Forest Research, 133(2), 347?354. Korboulewsky, N., Perez, G., & Chauvat, M. (2016). How tree diversity affects soil fauna diversity?: A review. Soil Biology and Biochemistry, 94, 94?106. Korjus, H. (2014). Polluted soils restoration. Chapter 7. In Climate change and restoration of degraded land (p. 413?480). Colegio de Ingenieros de Montes. Korkanç, S. Y. (2014). Effects of afforestation on soil organic carbon and other soil properties. Catena, 123, 62?69. Kowarik, I. (2011). Novel urban ecosystems, bio- diversity, and conservation. Environmental Pollution, 159(8), 1974?1983. Kranz, C. N., McLaughlin, R. A., Johnson, A., Miller, G., & Heitman, J. L. (2020). The effects of com- post incorporation on soil physical properties in urban soils ? A concise review. Journal of Environmental Management, 261, 110209. Kroetsch, D., & Wang, C. (2007). Particle size distribution. Chapter 55. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 713?725). Taylor&Francis Group, LLC.. Kumaragamage, D., Warren, J., & Spiers, G. (2021). Soil chemistry. Chapter 5. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An in- troduction to soil science (p. 150?193). Canadian Society of Soil Science. Laganière, J., Angers, D. A., & Paré, D. (2010). Carbon accumulation in agricultural soils after afforestation?: A meta-analysis. Global Change Biology, 16(1), 439?453. Lal, R. (2004). Soil carbon sequestration to miti- gate climate change. Geoderma, 123(1), 1?22. Lal, R. (2015). Restoring soil quality to miti- gate soil degradation. Sustainability, 7(5), 5875?5895. Lange, M., Eisenhauer, N., Sierra, C. A., Bessler, H., Engels, C., Griffiths, R. I., Mellado-Vázquez, P. G., Malik, A. A., Roy, J., Scheu, S., Steinbeiss, S., Thomson, B. C., Trumbore, S. E., & Gleixner, G. (2015). Plant diversity increases soil micro- bial activity and soil carbon storage. Nature Communications, 6(1), 6707. Lapointe, M., Gurney, G. G., Coulthard, S., & Cumming, G. S. (2021). Ecosystem services, well-being benefits and urbanization asso- ciations in a Small Island Developing State. People and Nature, 3(2), 391?404. Laroche, B., Thorette, J., & Lacassin, J.-Cl. (2006). L?artificialisation des sols?: Pressions urbaines et inventaire des sols. Étude et Gestion des Sols, 13(3), 223?235. Lehmann, A., & Stahr, K. (2007). Nature and sig- nificance of anthropogenic urban soils. Journal of Soils and Sediments, 7(4), 247?260. Li, G., Sun, G.-X., Ren, Y., Luo, X.-S., & Zhu, Y.-G. (2018). Urban soil and human health?: A re- view. European Journal of Soil Science, 69(1), 196?215. Li, Z., Zhang, G., Liu, Y., Wan, K., Zhang, R., & Chen, F. (2013). Soil nutrient assessment for urban ecosystems in Hubei, China. Plos One, 8(9), e75856. Liang, L., Wang, Z., & Li, J. (2019). The effect of urbanization on environmental pollution in rapidly developing urban agglomerations. Journal of Cleaner Production, 237, 117649. Livingston, N. J., & Topp, G. C. (2007). Soil water potential. Chapter 71. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 963?979). Taylor&Francis Group, LLC. MacDonald, M. A. (2003). The role of corridors in biodiversity conservation in production forest landscapes?: A literature review. Tasforests, 14, 41?52. Mace, G., Masundire, H., Baillie, J., Ricketts, T., Brooks, T., Hoffmann, M., Stuart, S., Balmford, A., Purvis, A., Reyers, B., Wang, J., Revenga, C., Kennedy, E., Naeem, S., Alkemade, R., Allnutt, T., Bakarr, M., Bond, W., Chanson, J., ? Williams, P. (2005). Biodiversity. Chapter 4. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 77?122). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. Mayer, M., Prescott, C. E., Abaker, W. E. A., Augusto, L., Cécillon, L., Ferreira, G. W. D., James, J., Jandl, R., Katzensteiner, K., Laclau, J.-P., Laganière, J., Nouvellon, Y., Paré, D., Stanturf, J. A., Vanguelova, E. I., & Vesterdal, L. (2020). Influence of forest management activities on soil organic carbon stocks?: A knowledge synthesis. Forest Ecology and Management, 466, 118127. McDonald, R. I., Mansur, A. V., Ascensão, F., Colbert, M., Crossman, K., Elmqvist, T., Gonzalez, A., Güneralp, B., Haase, D., Hamann, M., Hillel, O., Huang, K., Kahnt, B., Maddox, D., Pacheco, A., Pereira, H. M., Seto, K. C., Simkin, R., Walsh, B., ? Ziter, C. (2020). Research gaps in knowledge of the impact of urban growth on biodiversity. Nature Sustainability, 3(1), 16?24. McGranahan, G., Marcotullio, P., Bai, X., Balk, D., Braga, T., Douglas, I., Elmqvist, T., Rees, W., Satterthwaite, D., Songsore, J., & Zlotnik, H. (2005). Urban systems. Chapter 27. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 795?825). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. McKinney, M. L. (2008). Effects of urbanization on species richness?: A review of plants and animals. Urban Ecosystems, 11(2), 161?176. MEDD. (2007). La démarche d?interprétation de l?état des milieux. Ministère de l?Écologie et du Développement Durable (MEDD). Menefee, D. S., & Hettiarachchi, G. M. (2018). Contaminants in urban soils?: Bioavailability and transfer. Chapter 8. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 175?198). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Metay, A., Moreira, J. A. A., Bernoux, M., Boyer, T., Douzet, J.-M., Feigl, B., Feller, C., Maraux, F., Oliver, R., & Scopel, E. (2007). Storage and forms of organic carbon in a no-tillage under cover crops system on clayey Oxisol in dryland rice production (Cerrados, Brazil). Soil and Tillage Research, 94(1), 122?132. Moebius-Clune, B. N., Moebius-Clune, D. J., Gugino, B. K., Idowu, O. J., Schindelbeck, R. R., Ristow, A. J., vanEs, H. M., Thies, J. E., Shayler, H. A., McBride, M. B., Kurtz, K. S. M., Wolfe, D. W., & Abawi, G. S. (2016). Comprehensive as- sessment of soil health. The Cornell framework (3e éd.). Cornell University. 72 Molineux, C. J., Fentiman, C. H., & Gange, A. C. (2009). Characterising alternative recycled waste materials for use as green roof grow- ing media in the U.K. Ecological Engineering, 35(10), 1507?1513. Monteiro, J. A. (2017). Ecosystem services from turfgrass landscapes. Urban Forestry & Urban Greening, 26, 151?157. Moore, M., Gould, P., & Keary, B. S. (2003). Global urbanization and impact on health. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 206(4), 269?278. Morel, J.-L., Schwartz, C., Florentin, L., & deKimpe, C. (2005). Urban soils. In Encyclopedia of Soils in the Environment (p. 202?208). Elsevier. Mullaney, J., Lucke, T., & Trueman, S. J. (2015). A review of benefits and challenges in growing street trees in paved urban environments. Landscape and Urban Planning, 134, 157?166. Müller, N., Ignatieva, M., Nilon, C. H., Werner, P., & Zipperer, W. C. (2013). Patterns and trends in urban biodiversity and landscape design. Chapter 10. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodiversity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 123?174). Springer. Naeth, M. A., Archibald, H. A., Nemirsky, C. L., Leskiw, L. A., Brierley, A. J., Bock, M. D., VandenBygaart, A. J., & Chanasyk, D. S. (2012). Proposed classification for human modified soils in Canada?: Anthroposolic order. Canadian Journal of Soil Science, 92(1), 7?18. Nagase, A., & Dunnett, N. (2010). Drought tol- erance in different vegetation types for ex- tensive green roofs?: Effects of watering and diversity. Landscape and Urban Planning, 97(4), 318?327. Nagase, A., & Dunnett, N. (2011). The relationship between percentage of organic matter in substrate and plant growth in extensive green roofs. Landscape and Urban Planning, 103(2), 230?236. Nave, L. E., Vance, E. D., Swanston, C. W., & Curtis, P. S. (2009). Impacts of elevated N inputs on north temperate forest soil C storage, C/N, and net N-mineralization. Geoderma, 153(1), 231?240. Nektarios, P. A., Amountzias, I., Kokkinou, I., & Ntoulas, N. (2011). Green roof substrate type and depth affect the growth of the native spe- cies Dianthus fruticosus under reduced irriga- tion regimens. HortScience, 46(8), 1208?1216. Nektarios, P. A., Tsiotsiopoulou, P., & Chronopoulos, I. (2003). Soil amendments reduce roof gar- den weight and influence the growth rate of Lantana. HortScience, 38(4), 618?622. Nielsen, U. N., Osler, G. H. R., Campbell, C. D., Burslem, D. F. R. P., & van derWal, R. (2010). The influence of vegetation type, soil prop- erties and precipitation on the composition of soil mite and microbial communities at the landscape scale. Journal of Biogeography, 37(7), 1317?1328. Niemuth, N. D., Estey, M. E., & Pritchert, R. D. (2021). Developing useful spatially explicit habitat models and decision-support tools for wildlife management. Chapter 12. In W. F. Porter, C. J. Parent, R. A. Stewart, & D. M. Williams (Éds.), Wildlife management and land- scapes. Principles and applications (p. 173?193). Johns Hopkins University Press. Nikolic, M., & Stevovic, S. (2015). Family Asteraceae as a sustainable planning tool in phytoremediation and its relevance in urban areas. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 782?789. Oberndorfer, E., Lundholm, J., Bass, B., Coffman, R. R., Doshi, H., Dunnett, N., Gaffin, S., Köhler, M., Liu, K. K. Y., & Rowe, B. (2007). Green roofs as urban ecosystems?: Ecological structures, functions, and services. BioScience, 57(10), 823?833. OECD (Organisation for Economic Co-operation and Development). (2015). The metropolitan century?: Understanding urbanisation and its consequences. OECD Publishing. Oliver, M. A. (1997). Soil and human health?: A review. European Journal of Soil Science, 48(4), 573?592. Olszewski, M. W., Holmes, M. H., & Young, C. A. (2010). Assessment of physical properties and stonecrop growth in green roof sub- strates amended with compost and hydrogel. HortTechnology, 20(2), 438?444. Ondoño, S., Martínez-Sánchez, J. J., & Moreno, J. L. (2016). The composition and depth of green roof substrates affect the growth of Silene vulgaris and Lagurus ovatus species and the C and N sequestration under two irrigation con- ditions. Journal of Environmental Management, 166, 330?340. O?Riordan, R., Davies, J., Stevens, C., Quinton, J. N., & Boyko, C. (2021). The ecosystem ser- vices of urban soils?: A review. Geoderma, 395, 115076. Osman, K. T. (2014). Soil degradation, conservation and remediation. Springer Science+Business Media. Pallardy, S. G. (2008). Physiology of woody plants. Academic Press. Papafotiou, M., Pergialioti, N., Tassoula, L., Massas, I., & Kargas, G. (2013). Growth of native aromatic xerophytes in an extensive mediterranean green roof as affected by sub- strate type and depth and irrigation frequency. HortScience Horts, 48(10), 1327?1333. Pataki, D. E., Alig, R. J., Fung, A. S., Golubiewski, N. E., Kennedy, C. A., McPherson, E. G., Nowak, D. J., Pouyat, R. V., & Romero Lankao, P. (2006). Urban ecosystems and the North American carbon cycle. Global Change Biology, 12(11), 2092?2102. Pataki, D. E., Carreiro, M. M., Cherrier, J., Grulke, N. E., Jennings, V., Pincetl, S., Pouyat, R. V., Whitlow, T. H., & Zipperer, W. C. (2011). Coupling biogeochemical cycles in urban en- vironments?: Ecosystem services, green solu- tions, and misconceptions. Frontiers in Ecology and the Environment, 9(1), 27?36. Pellerin, S., Bamière, L., Launay, C., Martin, R., Schiavo, M., Angers, D., Augusto, L., Balesdent, J., Basile-Doelsch, I., Bellassen, V., Cardinael, R., Cécillon, L., Ceschia, E., Chenu, C., Constantin, J., Darroussin, J., Delacote, P., Delame, N., Gastal, F., ? Réchauchère, O. (2020). Stocker du carbone dans les sols français. Quel potentiel au regard de l?objectif 4 pour 1000 et à quel coût? [Rapport scientifique de l?étude]. INRAE; Agence de l?Environne- ment et de la Maîtrise de l?Energie (ADEME); Ministère de l?Agriculture et de l?Alimentation (MAA). Peng, J., Zhao, H., & Liu, Y. (2017). Urban eco- logical corridors construction?: A review. Acta Ecologica Sinica, 37(1), 23?30. Pereira, P., Bogunovic, I., Muñoz-Rojas, M., & Brevik, E. C. (2018). Soil ecosystem services, sustainability, valuation and management. Current Opinion in Environmental Science & Health, 5, 7?13. Poirier, V., Roumet, C., & Munson, A. D. (2018). The root of the matter?: Linking root traits and soil organic matter stabilization processes. Soil Biology and Biochemistry, 120, 246?259. Pouyat, R., Groffman, P., Yesilonis, I., & Hernandez, L. (2002). Soil carbon pools and fluxes in urban ecosystems. Environmental Pollution, 116, S107?S118. Pouyat, R. V., Szlavecz, K., Yesilonis, I. D., Groffman, P. M., & Schwarz, K. (2010). Chemical, physical, and biological characteris- tics of urban soils. In J. Aitkenhead-Peterson & A. Volder (Éds.), Urban ecosystem ecology (p. 119?152). American Society of Agronomy; Crop Science Society of America; Soil Science Society of America. Prévost, D., & Antoun, H. (2007). Root nodule bacteria and symbiotic nitrogen fixation. Chapter 31. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 379?397). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Quideau, S., Simpson, M., & Gillespie, A. (2021). Soil organic matter. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduc- tion to soil science (p. 66?99). Canadian Society of Soil Science. 73 Rantalainen, M.-L., Haimi, J., Fritze, H., Pennanen, T., & Setälä, H. (2008). Soil decomposer community as a model system in studying the effects of habitat fragmentation and habitat corridors. Soil Biology and Biochemistry, 40(4), 853?863. Rasse, D. P., Rumpel, C., & Dignac, M.-F. (2005). Is soil carbon mostly root carbon?? Mechanisms for a specific stabilisation. Plant and Soil, 269(1), 341?356. Razzaghmanesh, M., Beecham, S., & Kazemi, F. (2014). The growth and survival of plants in urban green roofs in a dry climate. Science of The Total Environment, 476?477, 288?297. Reis, C., & Lopes, A. (2019). Evaluating the cool- ing potential of urban green spaces to tackle urban climate change in Lisbon. Sustainability, 11(9), 2480. Reynolds, W. D., & Topp, G. C. (2007). Soil water analyses?: Principles and parameters. Chapter 69. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 913?937). Taylor&Francis Group, LLC. Ricciardi-Rigault, M., Désilets, M., Charette, D., & Kimmerly, C. T. (2017). Fiche descrip- tive?: Solidification/stabilisation ex situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=24&lang=fra Ricciardi-Rigault, M., Holdner, J., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019). Fiche descriptive?: Électrocinétique?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=49&lang=fra Richards, D. R., & Thompson, B. S. (2019). Urban ecosystems?: A new frontier for payments for ecosystem services. People and Nature, 1(2), 249?261. Rietra, R. P. J. J., Heinen, M., Dimkpa, C. O., & Bindraban, P. S. (2017). Effects of nutrient an- tagonism and synergism on yield and fertilizer use efficiency. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 48(16), 1895?1920. Rizwan, A. M., Dennis, Y. C. L., & Liu, C. (2008). A review on the generation, determination and mitigation of Urban Heat Island. Journal of Environmental Sciences, 20(1), 120?128. Rossignol, J.-P. (2012). Les sols dans les planta- tions arborées urbaines. Académie d?Agricul- ture de France. Rowe, D. B., Getter, K. L., & Durhman, A. K. (2012). Effect of green roof media depth on Crassulacean plant succession over seven years. Landscape and Urban Planning, 104(3), 310?319. Rowe, D. B., Monterusso, M. A., & Rugh, C. L. (2006). Assessment of heat-expanded slate and fertility requirements in green roof sub- strates. HortTechnology, 16(3), 471?477. Rubino, F. M., Floridia, L., Tavazzani, M., Fustinoni, S., Giampiccolo, R., & Colombi, A. (1998). Height profile of some air quality markers in the urban atmosphere surrounding a 100m tower building. Atmospheric Environment, 32(20), 3569?3580. Saint Cast, C. (2019). Modélisation du développe- ment architectural, de l?acclimatation au vent dominant et de l?ancrage du système racinaire du pin maritime [Doctorat en Science de l?Envi- ronnement]. Université de Bordeaux. Savard, J.-P. L., Clergeau, P., & Mennechez, G. (2000). Biodiversity concepts and urban ecosystems. Landscape and Urban Planning, 48(3), 131?142. Savi, T., Marin, M., Boldrin, D., Incerti, G., Andri, S., & Nardini, A. (2014). Green roofs for a drier world?: Effects of hydrogel amendment on substrate and plant water status. Science of the Total Environment, 490, 467?476. Scharenbroch, B. C., & Smiley, E. T. (2021). Soil management for urban trees (2e éd.). International Society of Arboriculture. Scherber, C., Eisenhauer, N., Weisser, W. W., Schmid, B., Voigt, W., Fischer, M., Schulze, E.-D., Roscher, C., Weigelt, A., Allan, E., Beßler, H., Bonkowski, M., Buchmann, N., Buscot, F., Clement, L. W., Ebeling, A., Engels, C., Halle, S., Kertscher, I., ? Tscharntke, T. (2010). Bottom- up effects of plant diversity on multitrophic interactions in a biodiversity experiment. Nature, 468(7323), 553?556. Scheyer, J. M., & Hipple, K. W. (2005). Urban soil primer (National Soil Survey Center) [Natural Resources Conservation Service]. United States Department of Agriculture. Schulze, E.-D., Beck, E., Buchmann, N., Clemens, S., Müller-Hohenstein, K., & Scherer-Lorenzen, M. (2019). Plant ecology (2e éd.). Springer- Verlag GmbH. Seto, K. C., Güneralp, B., & Hutyra, L. R. (2012). Global forecasts of urban expansion to 2030 and direct impacts on biodiversity and carbon pools. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(40), 16083?16088. Seto, K. C., Parnell, S., & Elmqvist, T. (2013). A global outlook on urbanization. Chapter 1. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodi- versity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 1?12). Springer. Shober, A. L., Denny, G. C., Reisinger, A. J., & Bean, E. Z. (2018). Soil compaction in the urban landscape. Series of the Soil and Water Science Department, SL 317, 1?4. Simmons, M. T. (2015). Climates and microcli- mates?: Challenges for extensive green roof design in hot climates. Chapter 3. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 63?80). Springer International Publishing Switzerland. Skjemstad, J. O., & Baldock, J. A. (2007). Total and organic carbon. Chapter 21. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 225?237). Taylor&Francis Group, LLC. Somerville, P. D., May, P. B., & Livesley, S. J. (2018). Effects of deep tillage and municipal green waste compost amendments on soil properties and tree growth in compact- ed urban soils. Journal of Environmental Management, 227, 365?374. Steffan, J. J., Brevik, E. C., Burgess, L. C., & Cerdà, A. (2018). The effect of soil on human health?: An overview. European Journal of Soil Science, 69(1), 159?171. Stokes, A., & Mattheck, C. (1996). Variation of wood strength in tree roots. Journal of Experimental Botany, 47(298), 693?699. Susca, T., Gaffin, S. R., & Dell?Osso, G. R. (2011). Positive effects of vegetation?: Urban heat is- land and green roofs. Environmental Pollution, 159(8), 2119?2126. Sutton, R. K. (2015). Introduction to green roof ecosystems. Chapter 1. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 1?25). Springer International Publishing Switzerland. Swann, C. (2016). The compaction of urban soil. Technical Note #107 from Watershed Protection Techniques, 3(2), 661?665. Swift, M. J., Heal, O. W., Anderson, J. M., & Anderson, J. (1979). Decomposition in terrestri- al ecosystems (Vol. 5). University of California Press, Blackwell Scientific Publications. Tews, J., Brose, U., Grimm, V., Tielbörger, K., Wichmann, M. C., Schwager, M., & Jeltsch, F. (2004). Animal species diversity driven by habitat heterogeneity/diversity?: The im- portance of keystone structures. Journal of Biogeography, 31(1), 79?92. Thibodeau, J., Drouin, K., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019a). Fiche descriptive?: Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=31&lang=fra Thibodeau, J., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019b). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement au permanganate?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=29&lang=fra 74 Thies, J. E. (2015). Molecular approaches to studying the soil biota. Chapter 6. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochem- istry (4e éd., p. 151?185). Academic Press, Elsevier Inc. Thuring, C. E., Berghage, R. D., & Beattie, D. J. (2010). Green roof plant responses to different substrate types and depths under various drought conditions. HortTechnology, 20(2), 395?401. Topp, G. C., Parkin, G. W., & Ferré, T. P. A. (2007). Soil water content. Chapter 70. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 939?961). Taylor&Francis Group, LLC. Trammell, T. L. E., Day, S., Pouyat, R. V., Rosier, C., Scharenbroch, B., & Yesilonis, I. (2018). Drivers of urban soil carbon dynamics. Chapter 4. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 93?120). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Turgeon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Bioaugmentation?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=3&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés inorganiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=33&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés organiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=16&lang=fra United Nations. (2019). World urbanization prospects. The 2018 revision (ST/ESA/SER.A/ No 420). United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Population Division. Urban, J. (2008). Up by roots. Healthy soils and trees in the built environment. International Society of Arboriculture. USDA (United States of Department of Agriculture). (1999). Soil quality test kit guide. USDA, Agriculture Research Service, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. USDA. (2000). Urban soil compaction (Urban Technical Note No 2; Soil quality, p. 4). USDA, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. Van Renterghem, T., Hornikx, M., Forssen, J., & Botteldooren, D. (2013). The potential of build- ing envelope greening to achieve quietness. Building and Environment, 61, 34?44. VanWoert, N. D., Rowe, D. B., Andresen, J. A., Rugh, C. L., & Xiao, L. (2005). Watering regime and green roof substrate design affect Sedum plant growth. HortScience, 40(3), 659?664. Vasenev, V. I., Stoorvogel, J. J., Dolgikh, A. V., Ananyeva, N. D., Ivashchenko, K. V., & Valentini, R. (2018). Changes in soil organic carbon stocks by urbanization. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 61?91). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Verma, P., Singh, R., Singh, P., & Raghubanshi, A. S. (2020). Urban ecology?Current state of research and concepts. In P. Verma, P. Singh, R. Singh, & A. S. Raghubanshi (Éds.), Urban ecology. Emerging patterns and social-ecologi- cal systems (p. 3?16). Elsevier. Vidal, D. F., Trichet, P., Puzos, L., Bakker, M. R., Delerue, F., & Augusto, L. (2019). Intercropping N-fixing shrubs in pine plantation forestry as an ecologically sustainable management option. Forest Ecology and Management, 437, 175?187. Vodyanitskii, Y. N. (2015). Organic matter of urban soils?: A review. Eurasian Soil Science, 48(8), 802?811. vonHertzen, L., & Haahtela, T. (2006). Disconnection of man and the soil?: Reason for the asthma and atopy epidemic? Journal of Allergy and Clinical Immunology, 117(2), 334?344. Vukicevich, E., Lowery, T., Bowen, P., Úrbez-Torres, J. R., & Hart, M. (2016). Cover crops to increase soil microbial diversity and mitigate decline in perennial agriculture. A review. Agronomy for Sustainable Development, 36(3), 48. Whalen, J., Ziadi, N., Schoenau, J., Paré, M. C., Burton, D., & Bruulsema, T. (2021). Soil nutri- ent cycling. Chapter 7. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 234?277). Canadian Society of Soil Science. Whittinghill, L. J., & Rowe, D. B. (2012). The role of green roof technology in urban agriculture. Renewable Agriculture and Food Systems, 27(4), 314?322. Williams, N. S. G., Lundholm, J., & Scott MacIvor, J. (2014). Do green roofs help urban biodiver- sity conservation? Journal of Applied Ecology, 51(6), 1643?1649. Yang, J.-L., & Zhang, G.-L. (2015). Formation, characteristics and eco-environmental impli- cations of urban soils ? A review. Soil Science and Plant Nutrition, 61(sup1), 30?46. Yang, M. (2014). Ancrage racinaire des arbres?: Modélisation et analyses numériques des facteurs clés de la résistance au vent du Pinus pinaster [Doctorat en Sciences et Environnements]. Université de Bordeaux. Yang, Y., Campbell, C. D., Clark, L., Cameron, C. M., & Paterson, E. (2006). Microbial indicators of heavy metal contamination in urban and rural soils. Chemosphere, 63(11), 1942?1952. Zhang, S., Howard, K., Otto, C., Ritchie, V., Sililo, O. T. N., & Appleyard, S. (2004). Sources, types, characteristics and investigation of urban groundwater pollutants. In D. N. Lerner (Éd.), Urban groundwater pollution (Vol. 24, p. 53?107). Swets & Zeitlinger B.V. Zhao, J., Chen, S., Jiang, B., Ren, Y., Wang, H., Vause, J., & Yu, H. (2013). Temporal trend of green space coverage in China and its rela- tionship with urbanization over the last two decades. Science of The Total Environment, 442, 455?465. Zhao, Y., Sun, Y., Cai, X., Liu, H., & Lammers, P. S. (2012). Identify plant drought stress by 3D-based image. Journal of Integrative Agriculture, 11(7), 1207?1211. Zhioua, M. (2018). Décontamination électro- cinétique des sols principalement contaminés par du Zinc et du Chrome [Maîtrise en Sciences de la terre]. Université du Québec. Zhu, W., Egitto, B. A., Yesilonis, I. D., & Pouyat, R. V. (2018). Soil carbon and nitrogen cycling and ecosystem service in cities. Chapter 5. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 121?136). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Graphisme : Julie Ferland, Université Laval Introduction a. Urbanisation c. Environnement urbain a. Effets indirects de l?environnement urbain b. Effets directs sur les matériaux formant le sol c. Effets directs par les manipulations et les perturbations d. Conséquences sur l?hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle des sols e. Taxonomie des sols 1.3. De la reconnaissance des rôles des espaces verts urbains à la nécessité de gérer leurs sols a. Services écosystémiques des espaces verts b. Deux catégories d?espaces verts c. Fonctions des sols pour les plantes 2 Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains 2.1. Environnement urbain b. Infrastructures urbaines et activités humaines c. Usages passés du sol et du territoire 2.2. Évaluation générale du sol a. Plan d?échantillonnage b. Éléments grossiers (de diamètre >2mm) c. Matière organique e. Stockage et flux hydriques 2.4. Propriétés chimiques 2.5. Propriétés biologiques 3.1. Principes a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps b. Conserver c. Décompacter un sol e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol g. Décontaminer un sol i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer j. Augmenter le carbone d?un sol k. Préserver la biodiversité d?un sol Conclusion Références INVALIDE) (ATTENTION: OPTION entiel matriciel (?m), ce dernier correspondant aux forces de capillarité et d?adsorption permettant la rétention de l?eau sur les particules solides du sol (Girard etal., 2011). Plus la teneur en eau d?un sol est faible, plus cette eau est fortement retenue par les particules solides, et plus son ?m est négatif et faible (Girard et al., 2011). Dans un sol saturé où ?h > 0 et où ?m = 0, on peut mesurer ? par un piézomètre (Livingston & Topp, 2007). Dans un sol non saturé où ?h = 0 et où ? résulte principalement de ?m et ?g, on peut utiliser soit un tensio- mètre quand -0.08 MPa ? ?m ? 0, soit un psychromètre par thermocouple quand ?m ? -0.1 MPa (Livingston & Topp, 2007). Alternativement, le bloc de résistance fournit un estimé du ?m dans les sols relativement secs carac- térisés par ?m ? -0.05 MPa (Livingston & Topp, 2007). Le potentiel osmotique peut être mesuré par la conductivité électrique corrigée pour la teneur en eau, ou par un psychromètre par ther- mocouple après avoir extrait l?eau des pores du sol (Reynolds & Topp, 2007). (4) Pour établir la capacité de stockage pour l?eau du sol, on peut estimer ce qu?on appelle la teneur en eau à la ca- pacité au champ (?CC), la teneur en eau 27 au point de flétrissement permanent (?FP) et le réservoir utilisable maximal (RUM) (Figure 2.4). ?CC correspond au volume d?eau retenue par capillarité et adsorption après ressuyage spontané lorsque l?eau gravitationnelle, non uti- lisable par les plantes et les microorga- nismes, a drainé (?CC correspond à l?eau des pores fins <~50µm; Duchaufour, 2001; Gregory, 2006; Moebius-Clune etal., 2016; Brown etal., 2021). ?FP cor- respond à l?eau liée qui n?est pas ab- sorbable par les racines, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores <0.2µm; Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). Le RUM, défini par la dif- férence entre ?CC et ?FP, correspond au réservoir d?eau disponible et absor- bable par les racines (Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016). C?est pourquoi on estime le RUM dans un vo- lume de sol colonisé par les racines, ce qui implique de déterminer la profon- deur d?enracinement maximale (Baize & Jabiol, 2011). Le RUM est faible pour les sols sableux (caractérisés par des larges pores et moins de matière organique), et maximal pour les sols limoneux (Duchaufour, 2001; Moebius- Clune etal., 2016). Pour estimer ?CC et ?FP, on peut d?abord utiliser soit des moyennes établies par classes texturales, soit des équations mathématiques appelées « fonctions de pédotransfert » établies à partir de la composition granulométrique et de la teneur en matière organique (Baize & Jabiol, 2011; Calvet, 2013). Ces moyennes et ces équations ne sont valables que pour la station où elles sont établies et ne sont pas gé- néralisables (Baize & Jabiol, 2011). Également, ?CC peut être estimée sur le terrain en mesurant l?humidité lors d?un prélèvement hivernal une dizaine d?heures après une pluie, ou en mesu- rant l?humidité pondérale sur plusieurs années à différentes profondeurs et en constatant que des valeurs se repro- duisent régulièrement (méthode des paliers) (Baize & Jabiol, 2011). La RUM est alors calculé comme étant la moitié ou le tiers de ?CC selon la texture du sol (Baize & Jabiol, 2011). Enfin, ?CC et ?FP peuvent être estimées au laboratoire, en mesurant la teneur en eau d?échan- tillons mouillés à saturation et soumis dans des chambres de pressions à une contrainte de 10 kPa et 1600 kPa, res- pectivement (Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune et al., 2016). (5) Finalement, on peut estimer le bilan hydrique, c?est-à-dire l?équilibre entre les flux d?entrée d?eau (précipi- tations, irrigation, montée capillaire, fluctuation de la nappe phréatique) et Ph as e so lid e Es pa ce d es p or es Co nt en u en e Teneur en eau à la capacité au champ (?CC) Teneur en eau au point de flétrissement permanent (?FP) Figure 2.4.Comportement hydrique du sol caractérisé par quatre niveaux d?hu- midité (modifié d?après Duchaufour, 2001; Baize & Jabiol, 2011; Moebius-Clune etal., 2016 et Brown etal., 2021) Le sol « idéal » est constitué, en volume, de 50% de phase solide (matières minérales et organiques), 25% de phase liquide (solution du sol) et 25% de phase gazeuse. La phase liquide et la phase gazeuse sont plus dynamiques que la phase solide. Ainsi, la phase liquide varie entre quatre niveaux d?humidité : la teneur en eau maximale, correspondant à la quantité d?eau maximale, quand elle occupe la totalité de l?espace des pores, le sol étant alors saturé en eau ou engorgé; la teneur en eau à la capacité au champ, correspondant à la quantité d?eau restant dans le sol quand l?eau libre de la macroporosité (pores >50?m) a drainé par force gravitationnelle; la teneur en eau au point de flétrissement permanent, correspondant à la quantité d?eau liée au sol, retenue très énergiquement par une porosité très fine (pores < 0.2?m); et la teneur en eau <1 % (en cas de sécheresse extrême). 28 les flux de sortie (évaporation, absorp- tion des racines, percolation profonde, ruissellement et autre flux latéral) (Duchaufour, 2001; Calvet, 2013; Brown etal., 2021). À ce titre, il peut être inté- ressant d?estimer le taux d?infiltration, c?est-à-dire la vitesse d?entrée d?eau dans les sols, et le taux de percolation, c?est-à-dire la vitesse de drainage et de redistribution d?eau dans les sols (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour mesurer le taux d?infiltration, une méthode simple est d?enfoncer légère- ment un anneau métallique dans le sol, de le remplir avec 2.5 à 15 cm d?eau et de mesurer le temps d?infiltration de l?eau dans le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021; USDA, 1999). Le taux de percolation est déterminé en creusant un trou, en le remplissant d?eau et en mesurant le temps de percolation de l?eau (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les taux d?infiltration et de percolation sont plus élevés dans les sols sableux que dans les sols argileux et loameux, et plus élevés dans les sols poreux que dans les sols compacts (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la percolation est liée à la direction et à la discontinuité des larges pores (Duchaufour, 2001). De plus, la perco- lation est distincte entre les horizons humifères de surface et les horizons minéraux sous-jacents (Duchaufour, 2001). Pour finir, on peut décrire la va- riation temporelle de la teneur en eau de la couche de surface du sol, afin de définir le régime hydrique du sol, sui- vant une classification comme celle de l?USDA (Calvet, 2013). 2.4. Propriétés chimiques Afin d?assurer la nutrition des plantes, il est essentiel d?évaluer la fertilité du sol (cf. 2.4.a), ainsi que son pH (cf. 2.4.b), celui-ci affectant la disponibilité des nutriments pour les plantes. De plus, l?urbanisation et les activi- tés urbaines modifient les propriétés chimiques des sols en apportant des éléments en excès (cf. 2.4.c) et des contaminants (cf. 2.4.d), qui peuvent impacter la santé des plantes et des humains. a. Nutriments et fertilité (6) La fertilité d?un sol correspond à sa capacité à fournir des nutriments (cf. Tableau 1.1) pour la croissance des plantes (Whalen et al., 2021). Ces nutriments peuvent se trouver dans les sols soit sous formes de cations ou d?anions assimilables (immédiatement disponibles pour les plantes), solubles ou échangeables, soit sous formes de réserves organiques ou minérales, stables ou mobilisables (c?est-à-dire pouvant se transformer rapidement en formes assimilables) (Duchaufour, 2001). Les nutriments alternent entre ces différentes formes par différents processus physico-chimiques et bio- logiques (Figure 2.5). Jouant un rôle essentiel dans ces changements de formes, les particules fines (< 2 µm) organiques et minérales de la phase solide du sol constituent ce qu?on appelle les colloïdes du sol ou com- plexe organo-minéral (Duchaufour, 2001; Kumaragamage et al., 2021). Caractérisés par leur grande surface spécifique (surface par unité de masse) et leurs charges électriques, les col- loïdes ont une large surface de contact avec la solution du sol et peuvent faci- lement adsorber les formes ioniques des nutriments (Kumaragamage et al., 2021). Ils influencent ainsi les échanges entre les ions échangeables qu?ils ont adsorbés et les ions solubles de la solution du sol, et régissent la fer- tilité du sol (Duchaufour, 2001). Les surfaces des colloïdes minéraux et organiques étant généralement de charges négatives, ils repoussent les anions (lixiviation), alors qu?ils retiennent les cations. La quantité de cations qu?ils peuvent adsorber de manière échangeable correspond à la capacité d?échange cationique (CEC, en cmol(+).kg-1). À côté, les colloïdes minéraux à charges posi- tives (par ex., oxy-hydroxydes aux pH faibles) retiennent, de la même façon, les anions (PO43-, SO42-), générant la capacité d?échange d?anions, moins élevée que la CEC (Duchaufour, 2001; Kumaragamage etal., 2021). La fertilité inhérente du sol dépend ainsi de quatre facteurs principaux : le matériel parental (source de miné- raux), la végétation (source de com- posés organiques), les microorga- nismes (minéralisation de la matière organique, fixation d?N atmosphérique, association mycorhizienne, utilisation des exsudats racinaires) et les condi- tions climatiques et pédologiques (influence de la température, de l?hu- midité, de l?oxygénation et du pH sur ces processus) (Berg & McClaugherty, 2020; Gregory, 2006; Schulze et al., 2019; Whalen et al., 2021). Plus spé- cifiquement, la disponibilité des élé- ments pour les plantes dépend, outre de la forme, de la nature et de la teneur de l?élément dans les sols, du pH, de la concentration en oxygène, et de la synergie ou l?antagonisme entre les éléments (Kumaragamage etal., 2021; Rietra etal., 2017; Whalen etal., 2021). Les sols urbains présentant une forte hétérogénéité spatiale et tempo- relle, en particulier due à la parcelli- sation, les nutriments peuvent être en quantité déficiente, suffisante ou excessive selon le nutriment et la plante considérés. De nombreuses interventions humaines en milieu urbain modifient les cycles des nutri- ments et engendrent des déficiences en nutriments : imperméabilisation du sol (béton, asphalte, gravier) 29 empêchant l?intégration des litières et des dépôts atmosphériques; mise en place de conditions peu propices à la productivité des plantes (par ex., volume d?enracinement restreint); création de sols sans matériel parental qui aurait libéré des nutriments par altération; utilisation de gravats de construction créant un déséquilibre ionique lorsqu?ils s?altèrent; compaction restreignant les flux vertical et latéral d?eau et le mouvement concomitant des nutriments; ramassage des litières de feuilles réduisant la quantité de matière organique; et réduction de matière organique restreignant la quantité et l?activité des microorganismes du sol (Craul, 1985, 1991; Craul & Craul, 2006). À l?opposé, les excès de nutriments résultent des sous-produits de la décomposition ou de l?altération de contaminants anthropiques, de dépôts atmosphériques et de nourriture (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015; Zhu et al., 2018). La quantité excessive des micronutriments peut entraîner la toxicité, ce qui sera discuté dans le paragraphe sur la toxicité (cf. 2.4.d). La toxicité est néanmoins peu commune pour les macronutriments comme N, P, K, Ca, Mg et S (transport actif ré- gulé) (Whalen et al., 2021). Les excès SOL Prélèvements (flux d?eau ou diffusion) ENTRÉES Fertilisation, irrigation, dépôts atmosphériques, précipitations. SORTIES Lixiviation, ruissellement, érosion. Nutriments échangeables Figure 2.5.Formes des nutriments et processus physico-chimiques et biologiques gouvernant les changements de formes dans les sols (modifié d?après Pallardy, 2008; Kumaragamage etal., 2021 et Whalen etal., 2021). Dans les sols, les formes assimilables solubles sont en équilibre avec les formes assimilables échangeables par des processus de désorption et d?adsorption. Les formes assimilables sont générées à partir des réserves du sol par altération physico-chimique des roches, par dissolu- tion des minéraux secondaires, et par décomposition (fragmentation, dépolymérisation, minéralisation, solubilisation) de la matière orga- nique issue des plantes, des organismes fixateurs d?N atmosphérique et des autres organismes vivants. Les formes assimilables proviennent aussi directement des plantes et de l?atmosphère (par excrétion des exsudats racinaires et par infiltration des précipitations qui ont entraîné avec elles des nutriments du feuillage), ainsi que des apports de fertilisants et d?eau d?irrigation. À l?inverse, les formes assimilables peuvent précipiter sous forme de minéraux secondaires, sortir de la zone d?enracinement par lixiviation (notamment les ions négatifs), ruissellement ou érosion, être immobilisées par les microorganismes ou être absorbées par les racines des plantes. 30 de ceux-ci seront considérés dans le paragraphe sur la salinité et sodicité (cf.2.4.c). Pour détecter les carences en nutriments, on peut d?abord effectuer une évaluation visuelle des plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les plantes avec des déficiences ou des débalancements montrent des symptômes comme la chlorose (jaunissement des feuilles), un feuillage pauvre en couleur, peu dense ou en dépérissement, une faible densité de fleurs ou d?inflorescence, un avortement des graines, un retard de croissance, ou une faible résistance des tiges aux intempéries (Craul, 1982; Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen etal., 2021). Plus spécifiquement, les symptômes détectés sur les feuilles plus âgées ou inférieures indiquent plutôt un problème des nutri- ments mobiles (facilement transloqués) comme N, P, K, Ni, Mg ou Cl, tandis que les symptômes sur les feuilles plus jeunes sont plutôt associés aux nutriments im- mobiles, comme Ca, S, Fe, Mn, Zn, B ou Cu (Scharenbroch & Smiley, 2021). Afin de confirmer les déficiences en nutriments, on peut collecter et analyser au laboratoire des échan- tillons des plantes (entières ou tis- sus spécifiques) ou des sols. À ce propos, il peut être utile de compa- rer des échantillons associés à des plantes présentant des symptômes à d?autres associés à des plantes sans symptômes (Scharenbroch & Smiley, 2021; Whalen et al., 2021). Quant à l?interprétation des analyses et des recommandations, il faut considérer les besoins spécifiques en nutriments des espèces (Scharenbroch & Smiley, 2021). Utilisé pour les sols agricoles, le test de fertilité des sols est une méthode permettant de déterminer si un sol contient suffisamment de nutriments pour rencontrer les besoins d?une plante annuelle durant sa vie (une saison de croissance), ou d?une plante pérenne pour son établissement et sa production (plusieurs saisons de croissance). Il permet ainsi d?éva- luer la nécessité d?approvisionner un sol en nutriments (Whalen et al., 2021). Pour ce faire, on analyse les différentes formes des nutriments, assimilables ou non, les conditions environnementales influençant ces processus, et les besoins des plantes (Whalen etal., 2021). (6) Évaluer la qualité du sol :les teneurs en nutriments , par évaluation visuelle des plantes (d?après les descriptions de Barker & Pilbeam, 2006; et Craul, 1982) et par analyse chimique des sols (d?après les données de Amacher etal., 2007; Damas & Coulon, 2016; Horneck etal., 2011; et Li etal., 2013). Pour chaque nutriment, on peut observer les symptômes de déficiences chez les plantes ou estimer des indicateurs de la teneur en nutriments dans les sols. On peut aussi noter qu?une capacité d?échange cationique est optimale quand >40 méq.100g-1, et trop faible quand <12 méq.100g-1 (Damas & Coulon, 2016). Nutriment Symptômes de déficience chez les plantes Indicateur du sol (mg.g-1) Valeurs optimales Conditions limitantes N Plante et feuillage rabougris, feuillage vert clair ou jaune pâle uniforme. Ntotal 10-20 <2 Nassimilable 0.05-0.1 P Plante rabougrie, feuilles pouvant virer au gris ou bleuâtre (par ex., Picea sp., Larix sp.), au violet ou rouge (par ex., Pinus sp.), ou au vert foncé ou rougeâtre (par ex., Quercus sp.). Passimilable [Bray I, sols acides] 0.04-0.1 >0.1 ou <0.02 Passimilable [Olsen, sols alcalins] 0.025-0.05 >0.05 ou <0.01 Kassimilable 0.25-0.8 <0.15 ou >0.8 Mg Chlorose des feuilles plus âgées, d?apparence marbrée ou à chevrons, voire nécrose (des pointes d?aiguilles chez les conifères) ou chute du feuillage. Mgassimilable >0.3 <0.06 Ca Déficience en Ca rare. Parties supérieures de la pousse jaune-vert, et parties supérieures vert foncé. Caassimilable >1 <0.1 Sassimilable [Sulfate] >0.02 <0.002 (7) Le pH du sol correspond à l?activité des protons H+ dans le sol (pH=-log[H+]) et indique si celui-ci est neutre (pH=7), acide (pH<7) ou alcalin (pH>7) (Kumaragamage etal., 2021). Les ions H+ en solution étant en équilibre avec ceux du complexe organo-minéral, on distingue le pH actuel mesuré sur les ions H+ libres en solution (« acidité ac- tive ») du pH potentiel qui tient compte des ions H+ échangeables présents sur le complexe organo-minéral (« aci- dité de réserve »; Girard et al., 2011; Kumaragamage et al., 2021). Les H+ échangeables peuvent donc participer à maintenir le pH de la solution du sol (tampon produit par le complexe orga- no-minéral) en cas d?ajout de compo- sés acides ou basiques (par ex., fertili- sant). Ainsi, l?équilibre entre H+ libres et H+ échangeables résulte des carac- téristiques du complexe organo-miné- ral et donc du sol (Girard etal., 2011). Facteurs affectant le pH Les sols urbains sont souvent faible- ment à fortement alcalins, à cause des déchets de construction, tels que le bé- ton et le ciment, et de l?eau d?irrigation alcaline (Scharenbroch & Smiley, 2021; Yang & Zhang, 2015). Plus générale- ment, le pH du sol dépend de la ma- tière organique, du matériel parental et des dépôts atmosphériques. Les sols dérivés de granite sont acides, tandis que les sols dérivés de carbo- nates de Ca ou Mg (comme le calcaire ou la dolomie) ou les sols riches en Na sont alcalins (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage et al., 2021). Les dépôts atmosphériques humides (pluie, neige, brouillard) ou secs (par- ticules organiques et inorganiques) peuvent aussi être à l?origine de subs- tances chimiques acidifiantes, par ex., le CO2 (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Ainsi, les sites ayant de faibles préci- pitations sont plutôt alcalins, tandis que les sites ayant des fortes pluies (dont le pH est environ 5.6) entraî- nant une lixiviation élevée sont plutôt acides (Scharenbroch & Smiley, 2021; Kumaragamage etal., 2021). De plus, la minéralisation de l?azote organique, la lixiviation (des cations basiques et des nitrates), l?absorption des nutriments par les racines, ou les réactions d?oxydo-réduction (du fer, du manganèse ou du soufre) sont des mécanismes physico-chimiques ou biologiques qui peuvent générer la production ou la consommation d?un ion H+ (Girard etal., 2011; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). En parti- culier, les cations Al3+ en solution dis- socie leur molécule d?eau d?hydrata- tion, ce qui produit des ions H+ (Calvet, 2013). L?application d?engrais tels que l?urée et l?ammoniaque anhydre peut aussi acidifier les sols (Kumaragamage et al., 2021). Enfin, le pH fluctue avec les variations saisonnières intra-an- nuelles (variations de l?activité bio- logique, de la teneur en eau, etc.), et Sols minéraux Sols organiques 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 4.54.0 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 Azote Phosphore Potassium Soufre Calcium Magnésium Fer Manganèse Bore Zinc Cuivre Molybdène Figure 2.6. Disponibilité des nutriments dans les sols minéraux et organiques influencés par le pH du sol (d?après Kumaragamage etal., 2021). La plupart des éléments ont une solubilité plus importante aux pH neutres. D?autres sont plus solubles aux pH acides, comme Al, Mn, Fe, Cu, Ni et Zn (la plupart des éléments traces métalliques), dont certains sont potentiellement toxiques pour les plantes et dont certains peuvent réagir avec d?autres nutriments (Ca, Mo) et les rendre indisponibles. D?autres encore sont plus solubles aux pH alcalins, comme As, Mo, Se et Ca, qui peut réagir et rendre indisponibles d?autres nutriments (par ex., le phosphate) (Gregory, 2006; Girard etal., 2011; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). (7) Évaluer la qualité du sol :le pH (d?après les données de Damas & Coulon, 2016 et Scharenbroch & Smiley, 2021) Les pH trop acides ou trop alcalins peuvent avoir des effets indésirables sur la qualité du sol et sur la croissance des plantes. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes pH 6.5-7.5 <5 ou >8.5 32 plus lentement avec l?évolution de la couverture pédologique (processus d?altérations sur des centaines, voire des milliers d?années). Les effets de ces différents facteurs dépendent du pouvoir tampon du sol, c?est-à-dire de sa capacité à neutraliser les apports acidifiants (Girard etal., 2011). Conséquences du pH sur les sols Le pH a de nombreuses incidences directes et indirectes sur les pro- priétés du sol (Girard etal., 2011). En établissant des liaisons covalentes avec les minéraux argileux et surtout la matière organique (à la différence des autres cations), les ions H+ dimi- nuent les charges négatives à l?ori- gine de la CEC (Girard et al., 2011). C?est pourquoi une diminution de pH (acidification) affecte négativement la capacité d?échange cationique (CEC) effective (c?est-à-dire la CEC au pH du sol), ainsi que le taux de saturation (c?est-à-dire la proportion de la CEC occupée par les minéraux Ca2+, Mg2+, K+ et Na+), et la capacité à attirer les molécules d?eau (Girard et al., 2011). Le pH modifie aussi l?équilibre entre les formes solubles (qui sont assi- milables) et insolubles (Figure 2.6). De plus, le pH influence les méca- nismes d?absorption des racines et la solidité de la structure du sol (Girard et al., 2011). Le pH joue ainsi un rôle essentiel à l?égard de la nutrition des plantes (Duchaufour, 2001). Évaluation sur le terrain Préalablement au laboratoire, le pH peut être mesuré selon plusieurs mé- thodes, d?où l?importance de préciser la méthode utilisée et de corréler les mesures issues des différentes mé- thodes (FAO, 2006). Sur le terrain, le pH peut être estimé avec soit du papier indicateur de pH, soit du liquide indi- cateur de pH (e.g., Hellige-Truog), ou soit un pH-mètre à électrodes en verre portable (FAO, 2006; Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer si un sol est calcaire, et donc alcalin et hau- tement résistant au changement de pH (pouvoir tampon), on peut appli- quer quelques gouttes d?un acide doux (comme le vinaigre de nettoyage), et voir si cela provoque un pétillement (effervescence, en cas de sol calcaire; Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, notons que certains symptômes des plantes expriment leur sensibilité aux limitations de nutriments et peuvent refléter le pH du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire La mesure du pH à l?aide d?un pH- mètre à électrodes se fait sur un mé- lange du sol dans une matrice aqueuse (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). Comme matrice aqueuse, le pH peut être mesuré dans l?eau : ce pH correspond à celui de la solution du sol. Pour ce faire, il faut veiller à garder un ratio sol/ solution faible (par ex., 1/ 1) afin de limiter les effets du degré de dilution sur le pH (Duchaufour, 2001; Hendershot et al., 2007). On peut aussi mesurer le pH dans une solu- tion saline de CaCl2 ou KCl, ce qui va prendre en compte des ions H+ échan- geables, et donc diminuer le pH d?envi- ron 0.5 (Duchaufour, 2001; FAO, 2006; Hendershot et al., 2007). D?après Hendershot et al. (2007), une mesure dans CaCl2 0.01M est moins dépen- dante de la fertilisation du sol, du de- gré de dilution, de la concentration en sels, et du séchage et stockage du sol qu?une mesure dans l?eau. c. Salinité et sodicité La salinité du sol correspond à la concentration en sels minéraux dis- sous dans la solution du sol, incluant les cations Na+, Ca2+, Mg2+ et K+, et les anions Cl-, SO42-, HCO3 -, CO3 2- et NO3 - (Kumaragamage etal., 2021). La sodi- cité, reliée à la salinité, réfère spécifi- quement à la concentration de Na+ par rapport à celles de Ca2+ et Mg2+ dans la solution de sol (Kumaragamage etal., 2021). On parle de sol salin lorsqu?il y a salinisation, c?est-à-dire accumulation des sels dans le sol, et de sol sodique lorsqu?il y a concentration excessive en Na+ (Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage etal., 2021). Causes L?accumulation de sels dans les sols a plusieurs causes, naturelles ou anthro- piques (Figure 2.7; Kumaragamage etal., 2021). D?abord, elle peut provenir de l?altération de la roche sous-jacente (Calvet, 2013). Elle peut aussi provenir de déposition atmosphérique et d?ap- port d?eaux chargées en sels minéraux, telles que l?eau marine dans les zones côtières (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Par ex., dans les prairies et les plaines boréales canadiennes, les sels sont principalement des sulfates de calcium et de magnésium (sels de gypse et d?Epsom) dérivés de l?évaporation des eaux souterraines salines rejetées par le substrat rocheux sous le till glaciaire (Kumaragamage etal., 2021). Enfin, l?ac- cumulation de sels peut être issue d?eaux saumâtres utilisées pour irriguer, de sels de déglaçage, ou de fertilisants synthé- tiques et organiques d?origine agro-in- dustrielle (fumier, compost, biosolides, etc.) (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Conséquences Les concentrations élevées en sels peuvent provoquer la formation de minéraux résultant de l?évaporation de l?eau et de la cristallisation des sels dissous, ce qui peut faire appa- raître une croûte blanche en sur- face du sol (Figure 2.7; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Au niveau de la structure du sol, les concentra- tions élevées en sels promeuvent la floculation (l?agrégation) des colloïdes du sol. Au contraire, les concentrations élevées en Na+ dans les sols sodiques neutralisent les forces électrosta- tiques et génèrent le gonflement et la dispersion des colloïdes ou des argiles, d?autant plus si les ions monovalents du complexe organo-minéral sont hy- dratés; et le pH élevé disperse égale- ment la matière organique du sol (par ex., les Black Solonetz; Kumaragamage 33 etal., 2021). En conséquence, les par- ticules de sol dispersées bloquent les pores, réduisent la perméabilité et l?infiltration et augmentent l?érosion, ce qui conduit, pendant les événe- ments d?irrigation, de pluie et de fonte des neiges, à des conditions de satu- ration et d?anaérobie en surface du sol (Kumaragamage etal., 2021). Au niveau des plantes, les concentra- tions élevées en sels, en plus des effets indirects via la structure du sol, peuvent réduire directement leur croissance par des effets phytotoxiques : (1) inca- pacité des racines à absorber l?eau par des mécanismes osmotiques à cause de l?abaissement du potentiel osmotique de la solution du sol par les sels (et ce, même si la teneur en eau est suffisante, on parle alors de sécheresse physiolo- gique); (2) inhibition de la croissance par la pression osmotique intracel- lulaire élevée suite à l?absorption de sels; et (3) toxicité propre à certains éléments chimiques en quantité exces- sive (chlorure issu du NaCl) (Calvet, 2013; Moebius-Clune et al., 2016; Kumaragamage et al., 2021). L?effet osmotique des sels rendent aussi les microorganismes du sol incapables d?obtenir de l?eau (Kumaragamage et al., 2021). La salinisation amène ainsi à la dégradation des terres, à la désertification des écosystèmes secs, et à la réduction des terres cultivées (Kumaragamage etal., 2021). Les concentrations élevées en sels et en sodium sont un problème com- mun pour les arbres en milieu urbain (Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces problèmes sont particulièrement pré- sents dans les zones côtières, dans les zones à faibles drainages, dans les climats froids (à cause des sels de déglaçage) et dans les zones à climats arides et chauds (à cause de la faible lixiviation, de la remontée d?eau et de sels par capillarité, de la forte évapo- ration et de l?irrigation par des eaux salées) (Calvet, 2013; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation sur le terrain Pour évaluer la concentration en sels dans les sols, plusieurs observations peuvent être effectuées sur le terrain au niveau du sol (croûtes de sel à la sur- face du sol, perte d?agrégation du sol, réduction de l?infiltration d?eau menant à la formation de mares à la surface) ou au niveau des plantes, les symptômes ressemblant à ceux du stress hydrique (flétrissement, brunissement, nécrose des feuilles et des racines, chute des feuilles, retard de croissance, balai de sorcière) (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). Évaluation au laboratoire Pour obtenir plus de précision, au la- boratoire, la méthode la plus simple, rapide, fiable et peu coûteuse consiste à mesurer la conductivité électrique, proportionnelle à la concentration en sels, sur un extrait de pâte satu- rée (extrait de la phase liquide d?une pâte faite en mélangeant le matériau terreux avec de l?eau à saturation), avec un conductimètre électrique (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour le sodium qui est particulièrement problématique, on peut réaliser une analyse spécifique des sels en labo- ratoire, et déterminer des indices comme le rapport de sodium adsorbé (sodium adsorption ratio, SAR) ou le pourcentage de sodium échangeable (exchangeable sodium percentage, ESP) (Scharenbroch & Smiley, 2021). Comme le complexe organo-minéral est saturé par des cations alcalino-ter- reux, principalement des cations Ca2+, l?indice SAR rapporte souvent la pro- portion de Na+ à celle du Ca2+ : SAR = [Na+]s / [Ca2+]s 1/2 CAUSES CONSÉQUENCES Anions HCO3 Sels de déglaçage, eaux d'irrigation, fertilisants Apport Précipitation Cristallisation Flucolation Dispersion Sécheresse physiologique Toxicité Figure 2.7.Causes et conséquences des concentrations élevées en sels dans les sols (modifié d?après Calvet, 2013). Pourcentage de sodium échangeable (ESP, %) Rapport de sodium absorbé (SAR) Co nd uc tiv ité é le ct riq ue (E C dS .m 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Sol salin pH < 8.5 Sol salin - sodique Sol normal pH > 8.5 Figure 2.8. Classification des sols affectés par les sels (d?après Kumaragamage etal., 2021). Les sols salins ont des concentrations en sels élevées (EC > 4 dS.m-1) mais de faibles concentrations en Na+ (SAR < 13; ESP < 15%), et ont un pH < 8.5. Les sols sodiques ont de faibles concentrations en sels (EC <4 dS.m-1) mais des concentrations élevées en Na+ (SAR > 13; ESP > 15%), et ont un pH >8.5 à cause de l?hydrolyse de Na2CO3. Les sols salins - sodiques ont des concentrations élevées en sels (EC > 4 dS.m-1) et en Na+ (SAR >13; ESP >15%). 34 Ou parfois, l?indice SAR est rapporté à la moyenne entre Ca2+ et Mg2+ : SAR = [Na+]s / (0.5 x ([Ca2+]s + [Mg2+]s))1/2 Où [Na+]s, [Ca2+]s et [Mg2+]s sont res- pectivement les concentrations en Na+, Ca2+ et Mg2+ solubles dans la phase li- quide du sol (extrait de pâte saturée). L?indice ESP correspond à : ESP (%) = [Na+]e x 100/ CEC Où [Na+]e est la concentration en Na+ échangeable, et CEC est la capacité d?échange cationique (Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021). Ainsi, on distingue différents types de sols (voir Figure 2.8). d. Toxicité des contaminants chimiques On parle de contamination chimique lorsqu?un élément ou un composé se trouve à des concentrations supé- rieures à celles présentes naturelle- ment. Cela résulte généralement d?un apport anthropique qui s?est rajouté à l?apport naturel (Calvet, 2013). Dans les sols, ces contaminants chimiques, au-delà d?un certain seuil, peuvent engendrer des effets toxiques (c?est-à- dire la morbidité ou la mortalité) sur les plantes, ainsi que sur toute la chaîne trophique alimentée par ces plantes et ces sols (Brusseau etal., 2019; Menefee & Hettiarachchi, 2018). Quant à la santé humaine, les effets des contami- nants des sols peuvent être directs, via leur ingestion (généralement involon- taire), leur inhalation ou leur contact (Abrahams, 2002; Oliver, 1997). Les contaminants des sols ont aussi des effets indirects en impactant la qua- lité d?air, d?eau et de plantes qui seront inhalés ou ingérés (Abrahams, 2002). Les effets des contaminants chimiques sont d?autant plus toxiques qu?ils sont persistants et bioaccumulables dans l?environnement (Steffan et al., 2018). Les milieux urbains, en concentrant les zones résidentielles, les activités industrielles et commerciales et la circulation automobile, sont des hauts lieux de contaminations chimiques. Parmi les contaminants chimiques, on trouve des éléments inorganiques, des éléments radioactifs et des composés organiques (Brusseau etal., 2019). Éléments inorganiques Les éléments inorganiques poten- tiellement toxiques incluent des élé- ments métalliques (Al, Cd, Cu, Pb, Hg, Cr, Ni et Zn) et des éléments non- métalliques (As, Se, B). Ce sont des éléments abondants (Fe, Al) ou des éléments traces (Cd, Cr, Zn, Pb, Hg, As, Se, B) (Abrahams, 2002; Ali etal., 2013; Duchaufour, 2001; Girard et al., 2011; Oliver, 1997; Yang et al., 2006). La plupart de ces éléments sont non essentiels (Al, Cd, Pb, Hg, As) et de- viennent toxiques au-delà d?un seuil de tolérance (Figure 2.9 A). Mais il y a aussi des micronutriments, essen- tiels (B, Cu, Zn, Mn, Fe), qui deviennent toxiques lorsqu?ils sont en quantité excessive (Figure 2.9 B). Par ex., les micronutriments B, Fe, Mn, Zn et Cu, peuvent endommager les cellules sen- sibles photosynthétiques des feuilles (Whalen et al., 2021). Les plantes ont des mécanismes de défense pour contrôler l?absorption, l?accumulation et la translocation des micronutri- ments et des éléments non essentiels. Ceux-ci, retenus dans les cellules des racines, sont détoxifiés par complexa- tion avec des acides aminés, des acides organiques ou des peptides de liaison, ou sont séquestrés dans des vacuoles, ce qui empêche leur translocation vers les tissus foliaires sensibles (Gregory, 2006; Whalen etal., 2021). Les éléments inorganiques potentielle- ment toxiques sont naturellement pré- sents dans les roches, et sont libérés par dissolution lors de leur altération. Ils peuvent donc se retrouver à faible concentration (qq mg.kg-1) dans les sols, ce qui correspond au fond pédo-géochi- mique (Girard etal., 2011; Calvet, 2013). Si leur concentration devient supérieure à celle du fond pédo-géochimique, cela indique soit une contamination du sol, soit la présence d?anomalies géochi- miques à proximité (gisements miniers) (Calvet, 2013). On peut calculer le facteur d?enrichissement, c?est-à-dire le rapport de la teneur d?un élément dans un hori- zon sur sa teneur dans la roche mère: un facteur d?enrichissement supérieur à 2 peut signifier un apport anthropique et donc une contamination (Calvet, 2013). En milieu urbain, ces éléments ont de nombreuses sources provenant du dé- veloppement humain actuel ou passé (Li et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Ces sources anthropiques incluent les déchets domestiques (ordures, B Micronutriments essentiels Optimal Toxicité Figure 2.9.Effets toxiques d?une teneur excessive: (A) en éléments non essentiels (par ex., Cd), et (B) en micronutriments, essentiels (par ex., Zn) (d?après Schulze etal., 2019) 35 résidus de combustion, peinture, engrais, boues d?épuration), les rési- dus industriels (exploitation minière, transformation, fabrication, centrales électriques, combustion du charbon et fumées), les activités agricoles (en- grais phosphatés sources de Cd, et produits phytosanitaires sources de Cu) et le transport (utilisation de com- bustibles fossiles, par ex., l?essence au Pb; abrasion des pneus contenant du Zn) (Calvet, 2013; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Par ex., les élé- ments de platine (Pt), de palladium (Pd) et de rhodium (Rh), utilisés dans les catalyseurs d?échappement des automobiles, se retrouvent dans les sols urbains proches des routes (Yang & Zhang, 2015). Éléments radioactifs Les éléments radioactifs (radionu- cléides), incluant notamment l?uranium (U), le radium (Ra), le plutonium (Pu) et le radon (Rn), sont des atomes qui, lors de leur désintégration spontanée en différents isotopes, émettent un rayonnement (Brusseau et al., 2019). Ce rayonnement peut endommager les tissus vivants et provoquer le dé- veloppement de cancers (Brusseau etal., 2019; Oliver, 1997; Steffan etal., 2018). Outre les sources naturelles des sols, des roches et des minéraux, les éléments radioactifs proviennent de l?extraction et du traitement des com- bustibles nucléaires, de la production d?énergie nucléaire, du développement d?armes militaires et d?activités biomé- dicales et industrielles (Brusseau etal., 2019). Composés organiques Les sols contiennent une grande diver- sité de composés organiques, d?ori- gine naturelle ou anthropique (Calvet, 2013). Certains peuvent être toxiques pour les plantes et la santé humaine : ce sont principalement les pesticides (par ex., chlorpyriphos-éthyl, glyphosate, DDT, atrazine), les hydrocarbures aro- matiques polycycliques, les biphényles polychlorés, les naphtalènes polychlo- rés, les dioxines, ainsi que les produits pharmaceutiques et vétérinaires (par ex., antibiotiques) (Brusseau et al., 2019; Calvet, 2013; Kumaragamage etal., 2021; Steffan etal., 2018; Yang & Zhang, 2015). Les hydrocarbures aromatiques polycycliques peuvent être dégra- dés par des bactéries (Menefee & Hettiarachchi, 2018). Mais cela est plus difficile pour les composés organiques de synthèse (xénobiotiques) formés par l?insertion d?un halogène (Cl, F, Br) ou d?un atome non métallique multiva- lent (S, N) sur une molécule naturelle (Steffan et al., 2018). Les microorga- nismes n?étant pas adaptés pour les métaboliser, ils sont très résistants à la décomposition et peuvent se bioac- cumuler tout au long de la chaîne tro- phique, d?où leur nom de polluants organiques persistants (Steffan et al., 2018). Les composés organiques toxiques sont très présents dans les zones ur- baines (Calvet, 2013; Li etal., 2018). Ils proviennent des activités agricoles et industrielles, des déchets pharmaceu- tiques et électroniques, des émissions de véhicules motorisés, de la créosote, de la combustion du charbon et de la biomasse, et des incinérations de déchets (Li et al., 2018; Steffan et al., 2018; Yang & Zhang, 2015). Certains hydrocarbures peuvent aussi être émis par des processus naturels, tels que des feux de forêts et des éruptions vol- caniques (Calvet, 2013). Analyses En raison des effets toxiques des conta- minants chimiques sur la santé humaine, la faune, la flore et les microorganismes, il est essentiel d?analyser les sols au la- boratoire pour déterminer leur teneur en contaminants (Menefee & Hettiarachchi, 2018; Yang & Zhang, 2015). Au préalable, il peut être utile d?étudier l?historique d?utilisation du site afin de cibler les contaminants potentiels à analyser. Au Québec, les valeurs de concentrations limites autorisées pour les contaminants sont présentées dans le guide d?inter- vention (https://www.environnement. gouv.qc.ca/sol/terrains/guide-inter- vention/index.htm) du Ministère de l?Environnement, de la Lutte contre les Changements Climatiques, de la Faune et des Parcs, en accord avec la Politique de protection des sols et de réhabilitation des terrains contaminés, avec le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains (Q-2, r. 37), et avec la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2). Ce guide visant essentiellement à préser- ver la santé humaine, il faut savoir que certains éléments comme Zn peuvent être toxiques pour les plantes à des niveaux inférieurs aux valeurs basées sur la santé humaine (Moebius-Clune etal., 2016). 2.5. Propriétés biologiques Les propriétés biologiques à analyser incluent les racines (cf. 2.5.a) et les organismes du sol (cf. 2.5.b). a. Racines (8) Le système racinaire des plantes, de par ses interactions mutuelles avec les propriétés physiques, chimiques et biologiques du sol, est un bon indi- cateur de la fertilité du sol et de la profondeur d?enracinement maximale (c?est-à-dire la profondeur limite ex- ploitable par les racines ou profon- deur utile) (Baize & Jabiol, 2011; Day et al., 2010; Gregory, 2006). En effet, la morphologie du système racinaire dépend des propriétés de la plante (espèce, stade de développement, physiologie) et des propriétés du sol, les racines préférant les transitions graduelles aux changements brusques et pénétrant les horizons peu com- pacts, non toxiques et non engorgés (Baize & Jabiol, 2011). En milieu urbain, la croissance du système racinaire est contrainte par la compaction, la conta- mination, l?élévation du pH, les maté- riaux anthropiques, le scellement et d?autres infrastructures urbaines, ainsi que par le climat relativement sec et chaud (Day etal., 2010; Scharenbroch & Smiley, 2021). L?architecture raci- naire y est moulée dans des formes complexes par la présence de murs, de pavages, d?obstructions souter- raines, de tranchées de services publics ou de fondations de bâtiments (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les systèmes racinaires poussent donc rarement dans un cercle parfait autour de l?arbre, et peuvent être situés dans des profondeurs ou des directions difficiles à prévoir (Scharenbroch & Smiley, 2021). L?étude du système racinaire peut s?effectuer, dépendamment du site d?intervention et des objectifs de l?échantillonnage, en creusant une fosse, en prélevant des carottes à la tarière (Figure 2.10.A) ou en exca- vant la totalité du système racinaire (Baize & Jabiol, 2011). Ensuite, il s?agit de décrire le système racinaire quan- titativement (abondance, diamètre, longueur, volume, masse) et qualita- tivement (profondeur, localisation, ra- mification, orientation, état sanitaire, forme, nature), pour aboutir éventuel- lement à une représentation spatiale (Baize & Jabiol, 2011). Afin d?estimer l?abondance et le diamètre des racines, on peut s?aider d?une grille constituée de fils de nylon croisés et appliquée à la surface de la fosse (Figure 2.10.B; FAO, 2006; Baize & Jabiol, 2011). Alternativement, plutôt que de décrire le système racinaire, on peut décrire les obstacles à son développement, (8) Évaluer la qualité du sol:la profondeur utile (d?après les données de Urban, 2008) Il est essentiel d?estimer la profondeur du sol (notamment dans le cas d?un espace vert à implanter dans le bâti, cf. 1.3.b) et de déterminer si elle sera suffisante pour permettre l?enracinement de la plante, cet enracinement étant très variable selon les espèces (Canadell etal., 1996) Indicateur Végétation Gamme idéale Conditions limitantes Profondeur utile, ayant des propriétés favorables à l?enracinement (horizons A-B) (encm) Herbacées >12 <6 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.9.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). <0.5mm; >5mm) (d?après FAO, 2006). B a 1 m 2 m 3 m 4 m 5 mTronc Abondance Très peu Peu Commun Ta ill e M oy en ne Fi ne Tr ès fi 1 cm Figure 2.10.Échantillonnage des racines. (A) Exemple de répartition des prélève- ments à la tarière autour d?un tronc d?arbre (d?après Weller, in Baize & Jabiol, 2011). (B) Grille pour estimer l?abondance et la taille des racines (très fine, <0.5mm; fine, 0.5-2mm; moyenne, 2-5mm; ou grossière, >5mm) (d?après FAO, 2006). 37 incluant ceux de nature physique (roche sous-jacente massive, horizon compact, abondance de cailloux et de pierres, discontinuité lithologique, ca- vité, encroûtement calcaire induré, ho- rizon durci par un ciment ferrugineux), ceux de nature chimique (excès de CaCO3 actif, aluminium échangeable toxique) ou encore ceux de nature hy- drique (horizon engorgé, asphyxiant) (Baize & Jabiol, 2011). Ainsi, la profondeur d?enracinement maximale peut être estimée de deux manières. Soit à partir des données sur les racines, notamment quand le solum supporte une végétation; dans ce cas on estime la profondeur d?enracine- ment effective des plantes présentes, bien qu?elle puisse différer des espèces végétales cibles (Baize & Jabiol, 2011). Soit à partir des données sur les obs- tacles, notamment quand le solum ne supporte pas de végétation ou quand l?espèce ou le stade de développement souhaité n?est pas présent; dans ce cas on évalue la profondeur des obstacles éventuels à l?enracinement (Baize & Jabiol, 2011). b. Organismes du sol (9) Les organismes du sol, incluant les microorganismes et la faune du sol, jouent un rôle essentiel dans la dé- composition des litières, le recyclage des nutriments, l?incorporation dans le sol de la matière organique et le développement des agrégats et de la structure du sol (Harris, 1991). De plus, les microorganismes, en formant des interactions mutualistes avec les plantes, participent à leur nutrition (Balestrini etal., 2015). À côté des ef- fets bénéfiques, les sols sont l?habitat de plusieurs espèces de pathogènes (helminthes, protozoaires, cham- pignons, bactéries, virus et prions) dommageables à la santé humaine (Brevik, 2013; Li et al., 2018; Steffan et al., 2018). L?activité, la biomasse et la structure des communautés d?orga- nismes du sol dépendent de la tempé- rature, de l?humidité, de l?état d?oxygé- nation, du pH et de l?état nutritif du sol (Girard et al., 2011). En milieu urbain, les communautés du sol sont affectées par la contamination, la compaction, la réduction de matière organique, l?élé- vation du pH et l?altération du microcli- mat (Craul, 1985; Yang & Zhang, 2015). Microorganismes Les microorganismes, dominants en termes de biomasse, incluent principa- lement les bactéries et les champignons (Balestrini etal., 2015). Les bactéries, organismes procaryotes unicellulaires, s?adaptent rapidement aux nouveaux environnements (Basiliko etal., 2021). Ayant différentes stratégies métabo- liques (source d?ATP, d?électrons et de carbone), les bactéries peuvent être hétérotrophes ou autotrophes (par ex., cyanobactéries), avoir une respiration anaérobie (sans oxygène) ou aérobie (avec oxygène), être symbiotiques ou non (Basiliko et al., 2021). Par ex., les bactéries symbiotiques fixatrices d?N (principalement rhizobium avec les légumineuses, Frankia avec Alnus, Nostoc, Anabaena) s?associent avec les plantes dans les nodules racinaires et réduisent le N2 atmosphérique en NH3 (Prévost & Antoun, 2007). Les champignons sont des organismes eucaryotes, unicellulaires ou pluricel- lulaires, hétérotrophes, aérobies, sym- biotiques ou non (Basiliko etal., 2021). Parmi les symbioses, les champignons mycorhiziens s?associent spécifique- ment avec les racines des plantes de façon à augmenter l?apport en eau et en nutriments (Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). On distingue : ? les ectomycorhizes, qui entourent les couches externes des cellules des racines des plantes, et qui sont associées aux Basidiomycota et Ascomycota; ? les mycorhizes à arbuscules, qui s?étendent à travers les parois cel- lulaires du cortex racinaire, qui sont des symbiotes obligatoires (ne pouvant vivre sans leur plante hôte), et qui sont associées aux Glomeromycota; et ? les mycorhizes éricoïdes associées aux Ascomycota et aux plantes de la famille des Éricacées (Balestrini et al., 2015; Basiliko et al., 2021; Dalpé & Hamel, 2007). (9) Évaluer la qualité du sol:la respiration microbienne (d?après les données de Scharenbroch & Smiley, 2021) La respiration microbienne est un indicateur important de la qualité du sol. Indicateur Valeurs optimales Conditions limitantes Respiration microbienne (mg CO2. kg-1.d-1) 100-300 <50 ou >500 38 Par rapport aux bactéries, les champi- gnons supportent les sols plus acides, de plus faibles disponibilités en eau, mais ne peuvent vivre sans oxygène (Basiliko etal., 2021). Faune Sur le terrain Pour évaluer l?activité globale des organismes du sol sur le terrain, on peut estimer la décomposition (perte de masse) d?échantillons de litières placés au sol dans des sacs de litières pendant différents intervalles de temps (Beyaert & Fox, 2007; Karberg et al., 2008). On peut également me- surer la respiration (libération de CO2) d?échantillons de sol à l?aide d?un kit de test, par ex., Solvita® ou Dräger® (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour les ectomycorhizes, on peut les ob- server en examinant les extrémités des racines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Mais les méthodes sur le ter- rain comportent certaines limites (voir Joergensen & Emmerling, 2006; Karberg etal., 2008). Au laboratoire Afin d?obtenir des informations pré- cises sur l?activité, la biomasse, la com- position et la structure des commu- nautés microbiennes, on peut effectuer des analyses en laboratoire, comme la respiration induite par des substrats, les analyses des esters méthyliques d?acides gras (FAME) et des acides gras phospholipidiques (PLFA), ou des ana- lyses métagénomiques (Bailey et al., 2007; Campbell etal., 2003; Dunfield, 2007; Thies, 2015). D?autres méthodes sont décrites par Carter et Gregorich (2007). 39 3.1. Principes Les sols étant considérés comme une ressource non renouvelable et étant irréversiblement dégradés par l?urba- nisation et les activités urbaines, leur protection est essentielle. Les inter- ventions sur les sols doivent donc se faire selon plusieurs principes de ges- tion (cf. 3.1.a) et suivant une approche de conservation (cf. 3.1.b). De plus, en milieu urbain, où une grande partie des espaces sont privés et appartiennent à de nombreux propriétaires, il est nécessaire d?établir un cadre institu- tionnel favorisant les bonnes pratiques (cf. 3.1.c). a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps Gérer adéquatement les sols consiste à concilier les différents usages des espaces, et à mettre en adéquation les pratiques avec les objectifs d?aména- gement, les contraintes et les besoins de la ville, tout en minimisant les res- sources humaines (interventions), matérielles (intrants) et financières nécessaires, ainsi que les impacts sur l?environnement. Le premier principe consiste à inscrire la conception d?un espace vert et de son sol dans une vision d?aménagement urbain globale, qui définit à l?échelle de la ville les objectifs paysagers et l?en- semble des projets urbains. Avoir une vision globale permet d?harmoniser la gestion des espaces verts avec les autres interventions prévues sur l?es- pace public et de l?établir en cohérence avec la culture de la ville (histoire, tra- ditions, valeurs esthétiques), les réali- tés socio-économiques, les contraintes géographiques et climatiques et les enjeux écologiques. Au niveau écolo- gique, une vision à l?échelle de la ville permet d?assurer la préservation des sols, la connectivité du réseau des es- paces verts et l?approvisionnement en matériaux anthropiques et en eau. Le deuxième principe de cette gestion est de conserver les données de sols afin d?optimiser les nouvelles analyses à réaliser. Il s?agit de constituer une base de données et des archives sur les sols urbains et leur environnement. Celles-ci rassemblent les informations sur les aménagements urbains passés, les flux de matériaux anthropiques et les analyses de sols (propriétés, mor- phologie) déjà effectuées. Cela permet de ne faire de nouvelles analyses que lorsque c?est nécessaire, lorsque les données disponibles ne sont pas suffi- santes pour préparer les interventions. Le troisième principe est d?optimiser les flux de matériaux anthropiques. Cela consiste d?abord à vérifier avant les interventions la qualité du sol par des analyses et à n?apporter des maté- riaux allochtones que si ces analyses montrent des déficiences (Damas & Coulon, 2016). Quant aux interventions sur les sols, il s?agit d?utiliser préféren- tiellement des matériaux de proximité issus de la ville (excavation ou recy- clage de matériaux terreux urbains, va- lorisation des déchets, c?est-à-dire des matériaux technologiques ou holorga- niques), au détriment de matériaux ter- reux de terres agricoles ou de carrières transportées depuis les zones rurales environnantes (Damas & Coulon, 2016). Pour ce faire, il est nécessaire de gérer à l?échelle de la ville, voire de la région, les flux de matériaux anthropiques. Le quatrième principe est de préserver les sols fonctionnels (notamment les sols naturels, préservés des effets de l?urba- nisation), ce qui peut être appréhendé à deux échelles. À l?échelle régionale, il s?agit de préserver les sols des zones rurales en limitant l?expansion urbaine et en limitant le prélèvement de matériaux de terres agricoles et de carrières (selon le troisième principe énoncé précédem- ment) (Laroche etal., 2006). À l?échelle urbaine et péri-urbaine, il s?agit de pré- server les sols urbains en adoptant une approche de conservation et en mettant en place des mesures de protection lors des travaux de construction (cf. 3.1.b pour la méthodologie). Le cinquième principe est de sélec- tionner le type d?espace vert et la vé- gétation en fonction du site d?implan- tation, ce qui permettra de minimiser les interventions dans le temps (Urban, 2008). La gestion dans le temps cor- respond à la planification, aux opéra- tions de mise en place et de mainte- nance, et aux prévisions d?évolution. Bien que la gestion doive minimiser les interventions, celles-ci seront quand même nécessaires pour assurer la sé- curité des habitants et pour entretenir les plantations notamment dans les climats extrêmes. Les outils de modé- lisation aident à prévoir la dynamique des espaces verts, notamment des arbres, et à céduler les interventions dans le temps. b. Conserver La conservation des sols peut se faire simultanément et selon les mêmes principes que la conservation des écosystèmes. L?approche consiste généralement à établir des objec- tifs de conservation, puis à délimiter spatialement les sols en utilisant des modèles spatiaux et des outils d?aide à la décision, et enfin à mettre en place des actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Nous décrivons ici ces trois principales étapes. 40 La première étape consiste à déter- miner les objectifs, les cibles et les critères de conservation. Plus précisé- ment, il s?agit de : ? Identifier les objectifs et les cibles de conservation, tels que des ser- vices écosystémiques (par ex., ges- tion passive des eaux pluviales), des fonctions (par ex., dévelop- pement de la végétation), des propriétés (par ex., porosité) ou d?autres caractéristiques (par ex., groupe taxonomique) que l?on veut conserver. On peut aussi établir des cibles d?éléments spéciaux, c?est-à- dire des sols ou des espèces rares et uniques, et des cibles de repré- sentation, c?est-à-dire un gradient écologique de sols (Hess et al., 2014). ? Traduire ces cibles en indicateurs adaptés, basés sur des études précédentes (Cimon-Morin et al., 2013). Comme exemple d?indica- teur, on peut citer le RUM (cf. 2.3.e), qui est lié à de nombreuses pro- priétés du sol (texture, éléments grossiers, densité apparente, pro- fondeur d?enracinement maxi- male) (Laroche et al., 2006). Un autre exemple est la polyvalence d?usage, un indicateur synthétique combinant 5 fonctions remplies par les sols (eau, nutriments, biodiver- sité, filtre, support); plus cet indica- teur est élevé, plus les possibilités d?usages des sols (agriculture, ur- banisation résidentielle, etc.) sont grandes (Damas & Coulon, 2016). Une évaluation économique des services écosystémiques (analyse coûts-bénéfices) est aussi possible (Cimon-Morin etal., 2013). ? Caractériser qualitativement ou quantitativement les indicateurs sélectionnés en utilisant les don- nées disponibles et en planifiant éventuellement de nouvelles ana- lyses (cf. chapitre 2). La deuxième étape consiste à car- tographier, élaborer un outil d?aide à la décision et déterminer les zones à conserver. Plus précisément, il s?agit de : ? Cartographier les sols en représen- tant spatialement par un zonage leurs typologies définies par les indicateurs sélectionnés (Damas & Coulon, 2016). En utilisant un sys- tème d?information géographique, on peut rapprocher ces typologies avec les données d?occupation et d?utilisation des sols (Damas & Coulon, 2016; Laroche etal., 2006). ? Développer un outil d?aide à la dé- cision, qui va permettre de déter- miner spatialement la quantité, le type et l?emplacement des trai- tements de conservation, à partir de multiples modèles spatiaux et de seuils spécifiques aux actions de conservation (Niemuth et al., 2021). Cet outil spatial d?aide à la décision permet d?orienter les déci- sions et d?augmenter l?efficacité de la conservation, en se basant sur des données scientifiques, sur des étendues spatiales qui dépassent les connaissances des experts lo- caux (Niemuth etal., 2021). ? À partir de cet outil d?aide à la décision, sélectionner des zones à conserver et des actions de conser- vation en accord avec les objec- tifs définis initialement (Damas & Coulon, 2016). La sélection des zones devrait se baser sur le paradigme « noeud, tampon, corridor », bien que cela soit complexe en milieu urbain (Hess et al., 2014). Ce paradigme consiste à conserver un réseau de sols formé par des noeuds (réserves centrales avec peu ou pas d?alté- ration et d?activité humaine), des zones tampon autour de ces noeuds (ayant des niveaux d?altération et d?activité humaine modérés) et des corridors d?habitat tamponné pour relier ces noeuds entre eux (Hess etal., 2014). Cette sélection devrait aussi reposer sur les principes de complémentarité, complétude, na- turalité, rareté, représentation et taille (Hess etal., 2014). Pour définir les zones à conserver, on peut citer l?approche de planifi- cation systématique de la conser- vation, qui répond aux principes précédemment cités et qui « vise à optimiser les réseaux de conser- vation par l?identification itérative du plus petit ensemble d?unités territoriales (en termes de nombre ou de superficie) nécessaires pour atteindre les objectifs de conserva- tion » (Cimon-Morin etal., 2013). La troisième étape consiste à mettre en place des mesures de conservation des sols à long terme. Différentes me- sures sont possibles : ? Implanter ou maintenir les espaces verts sur les zones sélectionnées. ? Favoriser la résilience des sols, c?est-à-dire leur capacité intrin- sèque à retrouver leur intégrité fonctionnelle et structurelle initiale après perturbations (Blanco & Lal, 2008). Pour ce faire, il faut main- tenir la structure et la teneur en matière organique des sols, et donc limiter l?érosion, la désertification et la déforestation, et pour cela favoriser une couverture végétale dense (Blanco & Lal, 2008; Osman, 2014). ? Mettre en place des mesures de protection pour empêcher la compaction et la contamination chimique, notamment lors d?inter- ventions ou de travaux: limiter la circulation des piétons (par des sentiers et des clôtures) et des véhicules d?autant plus quand le sol est humide, mettre des paillis et des amendements de matière or- ganique, réduire les manipulations (débroussaillage, nivellement), 41 éviter les sels de voirie, les déver- sements de carburant et les débris de construction (Scharenbroch & Smiley, 2021; Shober et al., 2018; Swann, 2016; Urban, 2008). ? Établir un statut juridique de pro- tection sur les zones à conserver, prohibant les usages qui peuvent altérer les sols. Y interdire les constructions et les passages de véhicules à long terme. ? Dans un cadre de gestion adapta- tive, surveiller et évaluer les résul- tats et ajuster les plans et la gestion (Hess etal., 2014). La planification systématique de la conservation précédemment citée a une poli- tique de gestion adaptative, avec rétroaction, révision et réitération du choix des zones de conserva- tions (Cimon-Morin etal., 2013). On peut noter que certaines mesures de la troisième étape peuvent être entreprises sur tous les sols destinés à supporter des espaces verts, indépen- damment d?un statut de protection, ce qui sera bénéfique, notamment lors de travaux de construction. La sélec- tion des zones à conserver sera plus limitée dans les cas où le territoire est déjà urbanisé et où les écosystèmes et les sols sont déjà altérés, que dans les territoires non urbanisés, en cours d?urbanisation. c. Réglementer, inciter, diffuser À côté des pratiques et des techniques, il faut établir un cadre institutionnel favorisant l?implantation de bonne gestion des espaces verts et des sols urbains, sur les zones publiques et pri- vées. On distingue les approches des- cendantes (provenant du gouverne- ment), et les approches ascendantes (provenant de la communauté). Parmi les approches descendantes : ? Les lois, les politiques, les règle- ments et les normes, imposés par les gouvernements. On peut citer au Québec la Loi sur le bâtiment (cha- pitre B-1.1), la Loi sur la voirie (cha- pitre V-9), le Code civil du Québec, la Loi sur les cités et villes (chapitre C-19), le code de construction (cha- pitre B-1.1., r.2), la Loi sur la qualité de l?environnement (chapitre Q-2), le Règlement sur l?enfouissement des sols contaminés, le Règlement sur la protection et la réhabilitation des terrains, le Règlement sur le stockage et les centres de transfert de sols contaminés. On peut noter que l?encadrement législatif des toits verts au Québec est absent, même s?il y a des normes de sécu- rité et d?étanchéité des toits. ? La législation municipale permet- tant de contrôler le développement de la ville. Elle prend la forme de plans directeurs (fournissent un cadre d?aménagement et de déve- loppement), d?ordonnances de zonage (divisent la communauté en districts, et décrivent les types de développement autorisés dans chacun) et d?ordonnances de dé- veloppement (qui énumèrent les règles et règlements fournissant des spécifications et des limitations détaillées pour la construction) (Hess etal., 2014). Par ex., il peut y avoir des autorisations ou des refus de nouveaux aménagements sur des jardins (Goddard etal., 2010). ? Des incitations financières, comme des réductions d?impôts, des subventions gouvernementales (comme pour l?installation de tech- nologies d?énergie renouvelable), ou des paiements pour la protec- tion des services écosystémiques (Cimon-Morin etal., 2013; Goddard etal., 2010). ? Des guides pratiques ou des plans d?action produits par les gouver- nements ou les villes pour inciter à établir des stratégies de conserva- tion (Goddard etal., 2010). Ces approches descendantes échouent souvent à changer les valeurs et les comportements de la population et ont peu d?impact sur la gestion des jardins privés (Goddard etal., 2010). Par rap- port à ces approches descendantes, les approches ascendantes tentent de favoriser l?implication pro-environne- mentale de la population à long terme, par ex., en incitant les propriétaires à adopter des activités de jardinage respectueuses de l?environnement (Goddard et al., 2010). Parmi les ap- proches ascendantes : ? Des initiatives d?organisations communautaires (ONG), à l?échelle du quartier, comme des associa- tions de résidents (par ex., la pla- teforme des ruelles vertes par le regroupement des éco-quar- tiers de Montréal, https://www. ruellesvertesdemontreal.ca/). Elles peuvent développer des pro- grammes pour s?engager à respec- ter plusieurs principes de gestion et à entreprendre plusieurs actions de conservation dans les proprié- tés privées (jardins) (Goddard et al., 2010). Elles peuvent fournir des conseils et des incitations à certifier son jardin ou son quartier (Goddard etal., 2010). ? Des projets de sciences citoyennes (participatives) ou en réseau (par ex., le projet GLUSEEN; http:// www.gluseen.org/), qui permettent la diffusion, la sensibilisation, la participation et l?implication du public à la gestion des espaces verts et des sols. Les propriétaires deviennent ainsi chercheurs en re- cueillant des données scientifiques pour les organismes de recherche (Goddard etal., 2010). Cela facilite la coordination des actions de ges- tion publique et la mise en place de législation, et permet d?amé- liorer les environnements urbains (Goddard etal., 2010). 42 3.2. Processus de décision Les interventions sur les sols consti- tuent une ultime étape du processus d?aménagement urbain et de concep- tion des espaces verts. Elles se font donc en adéquation avec toutes les étapes précédentes du processus : ? Identifier les sites d?intervention, c?est-à-dire les espaces verts à res- taurer ou à implanter. Cela peut être fait, lors de la planification urbaine à l?échelle de la ville, concomitamment à une approche de conservation (cf. 3.1.b), en utilisant des outils de car- tographie pour renseigner spatiale- ment sur les usages aériens et sou- terrains (Damas & Coulon, 2016). ? Caractériser les sites d?interven- tion, c?est-à-dire leur catégorie (square, arbre d?alignement, parc, etc.), leur environnement urbain (climat, végétation, infrastructures, activités, sources de contamina- tion) et les propriétés (physiques, chimiques et biologiques) de leurs sols (cf. chapitre 2). ? Définir les services écosysté- miques que les espaces verts et leurs sols devront apporter à la population urbaine (Damas & Coulon, 2016). ? Choisir la végétation à planter en accord avec les services écosysté- miques, l?environnement urbain, les propriétés des sols, et la minimisa- tion des interventions et intrants. Il faut considérer les caractéristiques physiologiques, esthétiques et cultu- relles des espèces de plantes. ? Déterminer les fonctions et les qualités des sols à remplir, à partir des informations précédentes. Pour les plantes, les fonctions des sols sont l?approvisionnement en eau, l?apport en nutriments et le support, ce qui dépend du type de végéta- tion. Pour la population urbaine, les sols ont comme principale fonc- tion la portance pour les piétons et les véhicules, et doivent être non toxiques pour la santé humaine et l?environnement (Figure3.1.A). ? Déterminer les propriétés optimales des sols qui permettront de remplir ces fonctions et ces qualités. On peut considérer séparément les différents horizons de sols, car ils peuvent avoir des propriétés distinctes. ? Concevoir les interventions sur les sols à réaliser, en comparant les propriétés effectives (observées) des sols aux propriétés optimales (Figure 3.1.B). Trois situations peuvent se rencontrer : · Le sol en place est adéquat : il a les qualités requises, et ne nécessite éventuellement qu?un simple décompactage. · Le sol est insuffisant, mais amé- liorable : en plus du décompac- tage, le sol a souvent besoin d?être amendé (par ex., en appor- tant de la matière organique) pour restaurer sa qualité. · Le sol est absent ou impropre à la plantation : il faut s?abstenir de planter ou alors il est indis- pensable de reconstituer ou de construire un nouveau sol. ? Établir le plan d?action, c?est-à- dire les étapes qui permettront de réaliser ces interventions sur les sols et de faire le suivi des sols (propriétés, fonctions, services écosystémiques). ? Passer à l?action : réaliser les in- terventions sur les sols, mettre en place les plantations, puis faire le suivi (Certu, 2002). 0 à 3 : gradient d?importance de la fonction, de 0 (pas importante) à 3 (très importante). 0 à 3 : gradient de fertilité agronomique de la propriété, de 0 (non fertile) à 3 (fertilité maximale), par rapport à des valeurs de référence. Arborée Densité apparente Fonctions des sols Propriétés des sols Figure 3.1.(A) Profil fonctionnel pour deux catégories d?espaces verts. (B) Profil des propriétés optimales et observées (fictives) des sols afin de remplir leurs fonctions (modifié d?après les données de Damas & Coulon, 2016). Dans cet exemple de profil fonctionnel, nous avons considéré le type de végétation (Arborée, Arbustive, Herbacée) car il conditionne les fonctions du sol d?approvisionnement en eau, d?apport en nutriments et de support aux plantes. Pour la population, le sol a comme princi- pale fonction le besoin de portance (Piétons, Véhicules) et doit montrer des qualités d?inno- cuité sanitaire et environnementale (agriculture, contact cutané, ingestion et inhalation). Dans ce profil, nous avons aussi ajouté un exemple de service écosystémique spécifique (Infiltration des eaux pluviales), ainsi que les besoins en sol (Profondeur, Surface). 43 3.3. Interventions Selon les propriétés effectives du sol sur le site de l?espace vert à restau- rer ou à implanter, les interventions peuvent aller d?une simple améliora- tion du sol par apport de matériaux (cf. 3.3.a) à une totale fabrication de sol par reconstitution ou construc- tion (cf. 3.3.b). Plus spécifiquement, d?autres interventions sur le sol sont possibles en vue de le décompacter (cf. 3.3.c), d?ajuster son humidité (cf. 3.3.d), d?ajuster sa fertilité et son pH (cf. 3.3.e), de gérer sa salinité et sa so- dicité (cf. 3.3.f), de le décontaminer (cf. 3.3.g), de concevoir une fosse de plan- tation (cf. 3.3.h) ou une toiture végéta- lisée (cf. 3.3.i), d?augmenter sa teneur en carbone (cf.3.3.j) ou de préserver sa biodiversité (cf. 3.3.k). a. Améliorer un sol Pour améliorer les propriétés d?un sol, on peut le pailler ou l?amender. Un paillis est un matériau appliqué à la surface du sol pour améliorer ou proté- ger la plante et le sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Un amendement est un matériau intégré au sol pour améliorer ses propriétés physiques, chimiques ou biologiques (Scharenbroch & Smiley, 2021). Parmi ceux-ci, le fertilisant est un amendement qui fournit des élé- ments nutritifs solubles dans l?eau pour les plantes (Urban, 2008; Whalen etal., 2021). Les matériaux anthropiques utilisés pour pailler ou amender un sol peuvent être inorganiques (sable, gra- vier, AAS expansé, perlite/vermiculite) ou organiques (feuilles, aiguilles, bois, écorce, charbon, compost, fumier, bio- solides) (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les amendements orga- niques peuvent améliorer les proprié- tés physiques, chimiques et biolo- giques. Cependant, en raison de leur décomposition, ils peuvent provoquer un tassement de sol, une lixiviation des nutriments et une compétition pour les nutriments entre microorganismes et plantes (Best etal., 2015; Rowe etal., 2006). Il est donc conseillé d?ajou- ter ces amendements plutôt dans la couche superficielle (à une profondeur de 15cm), jusqu?à 25-35 % du volume de sol (Urban, 2008). De plus, il faut privilégier les matières organiques bien décomposées et stabilisées, c?est- à-dire de couleur brun foncé à noir avec peu de morceaux identifiables et ayant un rapport C :N <25 (par ex., matières issues de compostage des déchets de jardin) (Urban, 2008). Un amendement plus profond peut être effectué en ne dépassant pas 10-15 % du volume et en préférant les matières organiques riches en lignine (par ex., écorce de conifères, coques de noix de coco) (Urban, 2008). b. Reconstituer ou construire un sol Pour produire un sol fertile permettant une rapide colonisation racinaire, les pratiques doivent créer un substrat vivant, avec une structure stable et portante, une bonne capacité de réten- tion en nutriments, une microporosité favorisant la rétention en eau et une macroporosité permettant le drainage et l?aération (Rossignol, 2012). On dis- tingue deux procédés de production de sol : la reconstitution et la construction. Reconstituer un sol pour former un « Anthroposol reconstitué » Cette pratique est souvent utilisée pour les sols des espaces végétalisés urbains (Rossignol, 2012). Elle consiste à former un sol à partir de matériaux anthropiques terreux excavés en péri- phérie des villes, souvent fertilisés et amendés, transportés puis déposés dans les espaces à végétaliser (Damas & Coulon, 2016). Des matériaux holor- ganiques, généralement des com- posts, sont souvent ajoutés dans les couches superficielles (jusqu?à 40 % du volume) pour maintenir les proprié- tés du sol à long terme (environ 10 ans) (Damas & Coulon, 2016). Le principal matériau utilisé dans les espaces verts est la terre végétale provenant de la couche superficielle de terrains agricoles (Damas & Coulon, 2016). Enrichie en matière organique, naturellement ou par ajout de com- post, la terre végétale forme ainsi une couche similaire à l?horizon A d?un sol naturel (Figure 3.2.A). La sous-couche arable des terrains agricoles peut aussi être utilisée en couche sous-jacente à la terre végétale, similaire à l?horizon B d?un sol naturel, ce qui forme à propre- ment parler un sol reconstitué (Gillig et al., 2008; Figure 3.2.A). Ces maté- riaux sont déposés à des profondeurs variables en fonction du type de végé- tation : 20 à 30cm pour les plantations basses (gazons, pelouses, plantes fleuries, plantes vivaces); 50 cm pour les plantations arbustives; et >80cm pour les plantations arborées (Damas & Coulon, 2016). Enfin, l?horizon C des sols naturels peut être constitué par le sous-sol déjà présent, décompacté ou non, ou par une couche de gravier (Urban, 2008). Pour répondre aux besoins des es- paces verts urbains, on utilise de plus en plus une approche fonctionnelle, dans laquelle différents matériaux terreux et holorganiques sont assem- blés pour former un sol aux propriétés précisément définies. En particulier, le mélange terre-pierres a été mis au point dans la ville d?Angers (France) pour augmenter la résistance du sol au compactage provoqué par la circula- tion des véhicules et des piétons (Gillig et al., 2008). Ce mélange consiste à ajouter des pierres dures (de dia- mètres homogènes, situés entre 4 à 12cm) à la terre végétale dans une pro- portion d?environ 2:1 (Damas & Coulon, 2016). Dans le mélange, les pierres se bloquent les unes contre les autres et forment le squelette rigide du sol : d?une part, elles assurent la portance du sol, ce qui permet la stabilité du revêtement de voirie et la circulation 44 des véhicules et des piétons; d?autre part, elles empêchent la compaction de la terre située aux interstices, qui maintient ainsi une densité appa- rente entre 1 et 1.5, ce qui permet les échanges d?eau et d?oxygène et la co- lonisation racinaire entre les pierres (Certu, 2002; Damas & Coulon, 2016). Le mélange est généralement préparé sur le site de plantation ou sur une plate-forme à proximité (ce qui évite la séparation des éléments pendant le transport et maintient son homo- généité) et il est déposé par une pelle- teuse en couches de 30 à 40cm com- pactées à la plaque vibrante (ce qui assure la stabilité du sol) (Gillig etal., 2008). Ce mélange terre-pierres est couramment utilisé dans les fosses de plantation d?arbres alignés, dans les accompagnements de voiries comme les terre-pleins ou les ronds-points (à une profondeur de 80 à 140 cm) ou dans les parcs de stationnement végétalisés (à une profondeur de 30 à 100cm selon le type de végétation) (Damas & Coulon, 2016). Équivalent au mélange terre-pierres dans l?est de la France et en Allemagne, les substrats de plantation circulables offrent les mêmes fonctions agronomiques et de portance, mais sont composés de mélanges homogènes de granulats, de faibles quantités de limons et d?argiles, et de matériaux organiques (environ 10 %) (Damas & Coulon, 2016). Construire un sol pour former un « Anthroposol construit » Face aux difficultés d?approvisionne- ment des grandes villes en terre végé- tale et en granulats pour des raisons économiques et environnementales, on s?oriente de plus en plus vers le recyclage des matériaux anthropiques terreux et la valorisation de matériaux anthropiques technologiques (déchets ou sous-produits issus de l?activité des villes) et holorganiques pour former les sols urbains (Damas & Coulon, 2016; Rossignol, 2012). L?utilisation de maté- riaux anthropiques technologiques et holorganiques incluent notamment les composts, les boues urbaines ou indus- trielles, les cendres d?incinération, les Horizon organique Paillis organique (5 à 10 cm) Horizon A Terre végétale +MO (compost ou fumier) (20 à 30 cm) Horizon B Sous-couche arable Roche sous-jacente Solum présent initiallement Germination et développement des racines Horizon de croissance (30 à 40 cm) Horizon de développement Capacité de portance Solum présent initiallement Autres fonctions Ancrage des racines et source de nutriments Support Profil de sol naturel Profil de sol reconstitué Profil de sol fonctionnel Profil de sol construit Figure 3.2Reconstitution et construction de sols pour les espaces verts urbains. Au cours de ces processus, différentes couches de matériaux sont superposées sur le solum initial présent pour former des horizons aux propriétés contrastées analogues aux horizons constitutifs de sols naturels et fonctionnels (Damas & Coulon, 2016). Le nombre, la dimen- sion et la position des horizons dépendent de chaque usage de végétalisation. (A) Reconstituer un sol consiste à reproduire les horizons d?un sol naturel à partir des matériaux terreux issus de sols naturels (basé sur un modèle de sol naturel). Mettre en place une couche superficielle, analogue à l?horizon organique des sols naturels, n?est pas systématique et permet de limiter l?évaporation, la compaction, la formation de croûtes et la colonisation des adventices (Rossignol, 2012). On peut aussi décompacter ou additionner de graviers le solum initial, pour former une couche correspondant à l?horizon C, de façon à améliorer le drainage (le décompactage permet aussi d?agrandir l?espace propice à la colonisation racinaire) (Urban, 2008; Rossignol, 2012). L?ajout de pierres dans la matrice de sol permet d?apporter une fonction de portance. (B) Construire un sol consiste à recréer à partir de matériaux anthropiques différents horizons ayant des fonctions analogues à ceux d?un sol fonctionnel (basé sur un modèle de sol fonctionnel). En plus des fonctions agronomiques (rétention d?eau, source de nutriments), ils sont conçus pour remplir des fonctions spécifiques en vue d?un un usage déterminé (Rossignol, 2012; Damas & Coulon, 2016). En particulier, l?horizon squelette permet une fonction de portance (aptitude à supporter le trafic de véhicules et de piétons) et l?horizon technique offre d?autres fonctionnalités (par ex., drainage). À noter que l?horizon de développement présenté ici n?a pas été mis en oeuvre dans le programme ADEME-SITERRE (Damas & Coulon, 2016). 45 terres dépolluées, et les matériaux de démolition. Il s?agit de construire, à par- tir d?association et de mélange de ma- tériaux, un sol qui soit aussi fonctionnel que les sols naturels et reconstitués, bien que de structure et de pédogénèse distinctes (Damas & Coulon, 2016). Damas & Coulon (2016) ont proposé une typologie fonctionnelle des diffé- rents horizons à superposer pour for- mer le sol construit (Figure 3.2.B). La construction de sol repose sur des connaissances et un savoir-faire issus du génie pédologique. Elle est détail- lée dans l?ouvrage « Créer des sols fer- tiles » de Damas & Coulon (2016), qui a été réalisé dans le cadre du programme de recherche SITERRE (acronyme de « Procédé de construction de sol à par- tir de matériaux innovants en substitu- tion à la terre végétale et aux granulats de carrière ») financé par l?Agence de l?environnement et de la maîtrise de l?énergie (ADEME). La construction de sol est définie dans un brevet à l?initia- tive de la société Valterra Dépollution Réhabilitation et du laboratoire Sols et Environnement UMR-INRA/Université de Lorraine (Damas & Coulon, 2016). La démarche présentée dans l?ou- vrage de Damas & Coulon (2016) pour construire un sol consiste à : ? Identifier les matériaux de substi- tution potentiels les plus adaptés : · Établir un recensement des déchets (par définition, tout matériau délaissé pour un usage quelconque) ou matières premières secondaires disponibles, dans la région considérée. · Sélectionner une liste réduite de matériaux, en appliquant divers critères d?élimination, basés notamment sur la dangerosité, la présence de contaminants (par ex., éléments traces), ou la texture inutilisable (liquides, gaz, graisses, cires, colles, silicones). · Poursuivre la sélection de matériaux potentiels, organiques et minéraux inertes, en appliquant un critère d?abondance sur le territoire, et un critère de propriétés adéquates (physiques, chimiques et biologiques), en se basant sur des analyses bibliographiques et des dires d?experts. · Distinguer des typologies de matériaux et proposer des regroupements de matériaux aux caractéristiques proches, sur la base de données bibliographiques qualitatives (portance, densité apparente, perméabilité à l?eau, structure, granulométrie, pH eau, CEC, C organique, N total, P assimilable, CaCO3 total, conductivité, pH sur éluat, concentration en polluants) (Tableau 3.1.A). ? Formuler des mélanges et vérifier leurs propriétés : · À partir des caractéristiques intrinsèques de chaque matériau sélectionné, définir des formulations de mélanges de 2 ou 3 matériaux (organiques et minéraux) capables de répondre aux fonctions de chaque horizon et chaque usage de végétalisation (selon les catégories d?espaces verts) (Tableau 3.1.B). · Vérifier les propriétés effectives des mélanges, par rapport aux propriétés prédites à partir de celles de chaque matériau par un modèle polynomial, et par rapport aux propriétés souhaitées pour chaque usage de sol, en effectuant des expériences en laboratoire et in situ. · Sélectionner les mélanges pour chaque horizon et chaque usage de sol (Tableau 3.1.C). ? Mettre en place les sols et faire le suivi · Vérifier les propriétés dans le temps, ce qui est particulièrement important pour les sols construits, dont l?évolution pédogénétique reste incertaine (Tableau 3.1.D). Pour rendre la démarche accessible à tout responsable de projet d?amé- nagement de sol, un outil d?aide à la décision est proposé par le programme ADEME-SITERRE. Cet outil prédit les caractéristiques de différentes formu- lations de mélange à partir des don- nées techniques des matériaux candi- dats (Damas & Coulon, 2016). Il prend aussi en compte les contraintes tech- niques (disponibilité et caractérisation des matériaux), économiques (prix des matériaux et des transports) et socié- tales (acceptabilité) (Damas & Coulon, 2016). c. Décompacter un sol Prévenir la compaction Pour ce faire, il est essentiel de main- tenir l?agrégation du sol, par des plantations ayant un enracinement vigoureux, superficiel ou profond (Moebius-Clune etal., 2016). Il est aus- si nécessaire d?éviter de perturber le sol par des manipulations, des travaux ou des passages de véhicules et de piétons, en particulier lorsqu?il est très humide (Moebius-Clune et al., 2016). Lorsque les travaux ou la circulation sont nécessaires, on pose des tapis de métal ou de bois, ou des paillis de matière organique (par ex., copeaux de bois ou d?écorce) pour protéger le sol (Craul, 1982; Shober etal., 2018; USDA, 2000). Décompacter Lorsque la compaction est déjà là, il existe plusieurs techniques de décom- pactage permettant de briser le sol en mottes (pédons). Pour une effica- cité maximale, ces techniques doivent 46 Tableau 3.1.Étapes mises en place dans le programme ADEME-SITERRE pour concevoir un sol construit adéquat pour un usage d?arbre d?alignement et un usage de square (Damas & Coulon, 2016). (A) Définition des typologies de matériaux par les données bibliographiques disponibles, et sélection de 11 matériaux-modèles du programme. (1er groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie grossière (>2mm), une bonne à très bonne portance, un pH à tendance basique. ? Écarts de fabrication de briques (BR) ? Béton concassé de démolition (BE) ? Ballasts usagés de chemins de fer (BA) (2e groupe) Matériaux caractérisés par une granulométrie sableuse à grossière, une pollution possible ou fréquente, un pH sur éluat à tendance basique. ? Déchets de déconstruction de bâtiments en mélange (DB) ? Terres de déblais excavées non contaminées acides (TA) ? Terres de déblais excavées non contaminées alcalines (TB) (3e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en carbone organique de 35 à 65 %, une teneur totale en azote de 1.5 à 3 % et une CEC de 50cmol+.kg-1 pour certains. ? Déchets verts broyés (DV) ? Déchets de balayage de rues (DR) (4e groupe) Matériaux caractérisés par une teneur en phosphore assimilable élevé (>0.12mg.kg-1), une CEC variable, un pouvoir structurant possible et le risque possible de présence de polluants. ? Boues papetières (SP) ? Boues de station d?épuration (BS) ? Compost de déchets verts et de boues de station d?épuration (CO) (B) Tests au laboratoire de mélanges de différents matériaux minéraux et organiques formulés en différentes proportions (car aucun matériau individuel ne présentait le niveau de qualité souhaité). Mélanges binaires Mélanges ternaires ? TB/BA/BS ? BA/DR/CO (C) Sélection des mélanges présentant les propriétés optimales pour chaque type d?horizon fonctionnel. Ils pourraient répondre aux fonctions attendues de sol construit pour un usage d?arbres d?alignement (formé par un horizon de croissance et un horizon squelette) et un usage de squares (formé par un horizon de croissance et un horizon technique). Horizon de croissance ? BR/CO ? BA/DR/CO ? TA/CO ? TA/BA/BS ? TA/BE/DV (D) Suivi de l?évolution dans le temps de la qualité des sols construits (propriétés physiques, chimiques et biologiques) 47 être réalisées lorsque le sol est friable, c?est-à-dire avec une humidité entre capacité au champ et point de flétris- sement permanent (cf. Figure 2.4) (Urban, 2008). Le choix de la tech- nique et de la taille de la machinerie dépend notamment de la profondeur de la compaction, de la surface à dé- compacter et de la présence de végé- tation alentour et d?infrastructures enfouies. Pour une compaction superficielle (<15cm), on peut labourer le sol avec un motoculteur (Shober et al., 2018; Urban, 2008). Cela n?abîme pas les réseaux, mais cela peut pulvériser la structure du sol et créer sous la sur- face labourée une couche compac- tée de charrue. Alternativement, on peut réaliser des prises d?aération sur les pelouses, même si ce n?est pas aussi efficace que le labourage (Shober et al., 2018). Mais ces tech- niques n?améliorent pas les conditions de croissance d?un sol profondément compacté (Urban, 2008). Pour une compaction plus pro- fonde (>15cm), on peut effectuer un labourage en profondeur par double bêchage, pelletage ou sous-solage (Shober et al., 2018; Somerville et al., 2018; Urban, 2008) : ? Le double-bêchage consiste à excaver la couche supérieure de 20 cm de sol, puis à retourner la couche sous-jacente de 20 cm en y ajoutant 5-8cm d?amendements organiques, et enfin à réinstaller la couche supérieure en y incorpo- rant 8-12cm d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique, adaptée aux petites surfaces (par ex., plates-bandes des jardi- niers), permet de ne pas mélanger la couche superficielle et la couche sous-jacente, et de diviser le sol compacté en grosses mottes tout en préservant la structure du sol au sein des mottes (Urban, 2008). ? Le pelletage consiste à reproduire le processus de double-bêchage avec le godet d?une pelle rétroca- veuse, puis, pour lisser la surface, on peut terminer par labourer légèrement en surface avec une couche d?amendements orga- niques (Urban, 2008). Cette tech- nique permet de diminuer plus profondément la compaction et de réduire la tendance au re-compac- tage. Adaptée aux sites de petite à moyenne taille, elle ne doit pas être réalisée proche du pavement ou des infrastructures (Urban, 2008). ? Le sous-solage consiste à tirer des burins de sous-solage par des équipements lourds (Urban, 2008). Cette technique est plus efficace si on ajoute des amendements orga- niques avant le sous-solage, si on passe les burins dans deux direc- tions perpendiculaires, et si on ter- mine par labourer légèrement la surface après addition de terre vé- gétale (Urban, 2008). Adapté aux grands chantiers, en l?absence de réseaux souterrains (qui seraient endommagés), le sous-solage peut briser les couches profondes et compactées à une profondeur de 60-75cm (Urban, 2008). Dans les petits espaces, le sous-solage peut être effectué avec une trancheuse (Urban, 2008). À proximité d?un arbre, des techniques spécialisées sont nécessaires pour évi- ter d?endommager les racines. Si le volume de sol à décompacter est petit, ou si le sol est peu compacté ou à tex- ture non fine, on peut utiliser un outil d?excavation pneumatique, qui souffle le sol avec de l?air comprimé (que l?on peut combiner avec un aspirateur de sol) (Shober etal., 2018; Urban, 2008). Si le volume de sol est grand, ou si le sol est très compacté ou à texture fine, on utilise plutôt une pelle hydraulique appliquant de l?eau à haute pression (Urban, 2008). Avec le temps, les sols décompactés se tassent et se recompactent communé- ment, notamment ceux à texture fine (Urban, 2008). Pour éviter cela, l?addi- tion d?amendements organiques (ou minéraux) en surface ou en profondeur lors du décompactage permet d?insé- rer la matière organique dans les es- paces entre les mottes et d?augmenter la résistance du sol à la re-compaction (Craul, 1982, 1985; Kranz etal., 2020; Shober et al., 2018). Au niveau des amendements, les déchets de jardins sont préférables dans le sol superficiel, les matières riches en lignine dans le sol profond, et le AAS expansé dans les zones soumises à la circulation piéton- nière ou automobile (Urban, 2008). À noter que l?ajout d?amendements ou de paillis sur un sol uniformément et sévèrement compacté ne réduira pas la compaction (Urban, 2008). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol compacté et à le remplacer par un sol de remplissage (reconstitué ou construit) (Shober etal., 2018). d. Ajuster l?humidité d?un sol En cas de manque d?eau On peut augmenter la capacité de stockage pour l?eau du sol, en ajou- tant des amendements de matière organique stable (par ex., compost, tourbe, biochar) ou des gels de poly- mères (Moebius-Clune et al., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, la tourbe peut retenir une quantité considérable d?eau et res- ter saturée, mais elle est difficile à remouiller après séchage complet (Ampim et al., 2010). On peut aussi limiter l?évaporation en ajoutant un paillis fait de compost, d?aiguilles, de feuilles en décomposition, de foin, de paille, d?écorce, de morceaux de bois, de pierres, de gravier ou de plas- tique noir (Moebius-Clune etal., 2016; Scharenbroch & Smiley, 2021). 48 Un autre moyen consiste à irriguer, avec des tuyaux, des tuyaux suin- tants, des sacs d?irrigation, des bas- sins, des arroseurs, ou des arrosoirs, notamment pendant les périodes de sécheresse ou lors de l?établissement des arbres (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport à un système aé- rien, les systèmes souterrains évitent le ruissellement et l?évaporation, mais difficiles à surveiller, ils peuvent être obstrués par des débris ou des dépôts minéraux ou ne pas convenir aux plantes à racines peu profondes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est recommandé d?arroser la nuit ou tôt le matin (pour limiter l?évaporation), autour des arbres et arbustes de façon uniforme jusqu?à une profondeur de 30cm (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour déterminer la quantité d?eau à apporter, qui dépend de l?espèce et de la taille de couronne de l?arbre et du type de sol, il faut estimer la surface à irriguer, la profondeur d?enracinement, les contenus volumétriques en eau présents et souhaités (par ex., celui à la capacité au champ) (Scharenbroch & Smiley, 2021). De plus, le taux d?irriga- tion approprié (fréquence et quantité) doit être inférieur aux taux d?infiltration et de percolation afin d?éviter le ruis- sellement, les mares et la dégradation de la structure du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). En particulier, les sols argileux à texture fine ont un drainage faible et sont sujets à engorgements d?eau (Moebius-Clune et al., 2016). En cas de faible taux d?infiltration, un tuyau suintant ou un sac d?irrigation peut être préféré à l?irrigation par arro- seur (Scharenbroch & Smiley, 2021). S?il est difficile de généraliser le taux d?irrigation, Scharenbroch & Smiley (2021) donnent la règle, pour les arbres urbains nouvellement transplantés, d?apporter 40 L par 2.5cm de diamètre de tronc par semaine, durant la saison de croissance en l?absence de pluie. Davantage d?eau doit être fourni en cas de chaleur, d?ensoleillement, de séche- resse, d?arbres larges et à croissance rapide, de sols à texture grossière, de sites non paillés, de haute densité de plantations (Scharenbroch & Smiley, 2021). Par rapport aux arbres, les cycles d?arrosage des herbes doivent être plus courts et plus fréquents. S?il y a des restrictions ou des pénuries d?eau, les zones présentant le plus de racines fines doivent être arrosées en priorité (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas d?excès d?eau Pour les sites à faible drainage, on peut soit diminuer les entrées d?eau des pré- cipitations, soit améliorer l?infiltration et la percolation d?eau. Diminuer les entrées d?eau peut se faire en remode- lant la surface du site et en créant des zones surélevées (monticules, bermes) et des zones basses (fossés, rigoles, ponceaux), qui dispersent, redirigent ou collectent l?eau, et évitent son ac- cumulation. La plantation d?arbres ou d?arbustes sur des zones surélevées permet d?éviter l?immersion de leur système racinaire (Scharenbroch & Smiley, 2001). Améliorer l?infiltration et la percola- tion d?eau peut se faire en brisant les couches imperméables ou en utilisant des dispositifs de drainage superfi- ciels ou souterrains (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour briser une couche imperméable, intéressant s?il y a une couche perméable sous-jacente qui permet le drainage, on peut utiliser un labour mécanique, un forage à la tarière (5-10 cm de diamètre), un outil pneumatique ou d?hydroexcavation, un dispositif de fracturation sous pres- sion, une trancheuse ou une excava- trice (Scharenbroch & Smiley, 2021). Quant aux dispositifs de drainage de surface, les drains français consistent en des tranchées remplies de gravier ou de roche, éventuellement associées à un tuyau perforé au fond et parfois recouvertes de paillis ou de gazon. Ils permettent à l?eau de s?infiltrer et de drainer à travers le profil du sol et donc de s?éloigner (Scharenbroch & Smiley, 2021). Enfin, il est possible de mettre en place des conduites de drainage souterraines, adaptées aux zones ur- baines denses. Elles consistent en des tuyaux perforés vers le bas et entourés de gravier ou de sable grossier et de tissu filtrant adapté à la texture du sol. Elles sont installées avec une légère pente (au moins 1 %) afin de diriger l?eau vers une zone de collecte ou un système de pompage qui évacue l?eau du sol (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une gestion à long terme Il est conseillé de choisir une espèce de plante pouvant supporter les condi- tions de climat et de sol, plus particu- lièrement en milieu urbain qui est plus chaud et sec que le milieu environnant (Scharenbroch & Smiley, 2021). Il est aussi conseillé de favoriser le maintien d?une bonne structure de sol avec de la matière organique, une bonne agré- gation et une bonne porosité, en main- tenant des racines en croissances, en ajoutant du paillage et en réduisant le travail du sol (Moebius-Clune etal., 2016). Cela est particulièrement im- portant pour les sols à texture gros- sière afin d?améliorer leur capacité de stockage pour l?eau et de diminuer l?évaporation (Moebius-Clune et al., 2016). e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol Traiter les carences en nutriments Il faut faire correspondre les apports en nutriments avec les prélèvements par les plantes et les pertes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour compléter les apports, des fertilisants peuvent être appliqués sur le sol, le tronc ou le feuil- lage (Scharenbroch & Smiley, 2021). Les fertilisants peuvent être classés en fonction de la rapidité avec laquelle les ions nutritifs solubles dans l?eau sont libérés dans l?eau interstitielle du sol (Whalen etal., 2021). Par ex., la dissolu- tion du phosphate monoammoniaque granulaire (en NH4 + et H2PO4 - solubles 49 plus rapidement que l?hydrolyse des composés phosphorés organiques (en HPO4 2- par les enzymes phosphatases du sol) du fumier de poulet (contenant 4 % d?N total et 0.5 % de P total): les engrais à base de sel sont des engrais à « libération rapide » et le fumier est considéré comme un engrais à « libéra- tion lente » (Whalen etal., 2021). En cas de pH acides On utilise des amendements à base de chaux (par ex., carbonate de cal- cium ou de magnésium), pulvérisée ou granulée, pour augmenter le pH du sol, notamment lorsqu?il devient inférieur à 6 (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). La chaux calcitique contenant surtout du carbonate de calcium peut être préférée à la chaux dolomitique conte- nant du magnésium et du calcium si le sol a suffisamment de magnésium (Scharenbroch & Smiley, 2021). On peut aussi utiliser de la cendre de bois, mais comme elle nécessite plus d?ap- plication que la chaux, cela peut géné- rer des excès de potassium qui peut interférer avec le prélèvement de ma- gnésium et de calcium (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de pH alcalins Les amendements utilisés pour acidifier les sols alcalins nécessitent générale- ment plusieurs applications, notamment si le sol a un fort pouvoir tampon (par ex., argiles à texture fine et à forte CEC) ou si le matériel pourrait endommager les plantes (Scharenbroch & Smiley, 2021). Pour une action rapide, on peut utili- ser les sulfates de fer et d?aluminium, mais le sulfate d?aluminium peut être toxique à long terme (Scharenbroch & Smiley, 2021). Le soufre élémentaire a un potentiel de combustion moins élevé que les sulfates, mais a une ac- tion plus lente (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les engrais à base d?ammonium, d?urée et de protéines et les amendements organiques acides peuvent aussi être utilisés mais ne sont pas aussi efficaces et peuvent prendre plus de temps (Scharenbroch & Smiley, 2021). En cas de sols calcaires, il est difficile d?abaisser le pH (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces adaptées au pH On distingue les neutrophiles, qui ne peuvent pas prospérer en milieu acide, et les acidophiles, qui fuient les sols saturés et résistent à l?acidité par complexation rhizosphérique d?Al3+ (Duchaufour, 2001). f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol Prévenir la salinisation Plutôt que de laisser la salinité aug- menter dans les sols et d?essayer ensuite de les restaurer, la préven- tion est une meilleure approche (Kumaragamage et al., 2021). Elle se fait d?une part en limitant les entrées de sels, c?est-à-dire en utilisant des eaux d?irrigation, des fertilisants et des sels de déglaçage ayant une faible sali- nité et sodicité (Urban, 2008). D?autre part, elle se fait en favorisant l?humi- dité et le drainage du sol, c?est-à-dire par l?irrigation, la mise en place d?un paillis, ou le drainage souterrain sous la zone racinaire (Urban, 2008). En effet, tant que le sol est bien drainé, le sodium et les sels étant très mobiles sont déplacés plus bas dans le solum, en dessous du niveau de développe- ment des racines fines (Scharenbroch & Smiley, 2021). Dans les climats froids, où des sels de déglaçage sont utilisés, on peut dimi- nuer les quantités de sels, on peut opter pour des sels sans sodium ou des sels mélangés avec du sable, on peut rincer les sols au début du printemps avant que les températures n?atteignent 7°C, ou on peut changer au début du prin- temps le paillis contenant du sel par du nouveau paillis (Urban, 2008). En climat chaud et aride, on peut appli- quer du paillis pour réduire l?évapo- ration, on peut maintenir l?irrigation pour garder les sols humides et éviter le dessèchement, ou on peut éviter de planter sur les hauts des monticules dans lesquels les sels s?accumulent à cause de l?évaporation (Urban, 2008). Restaurer Afin d?identifier la technique de res- tauration appropriée, il est d?abord nécessaire de déterminer le type de sol affecté par les sels dans la zone d?enra- cinement (cf. Figure 2.8). Pour les sols salins, qui ont une bonne agrégation et une bonne infiltration, la méthode cou- ramment utilisée consiste à effectuer directement un rinçage de surface avec des précipitations naturelles ou de l?eau d?irrigation de bonne qualité (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Les sels étant très solubles, ce rinçage permet leur lixiviation efficace du sol de surface. Pour les sols sodiques, caractéri- sés par une forte dispersion et un faible taux d?infiltration, l?application en surface d?amendements de Ca2+ tels que le gypse (CaSO4.2H2O) est généralement nécessaire avant l?irri- gation (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Selon le type de sol et la concentration en so- dium, le gypse doit être appliqué sous forme de poudre ou de granulés à un taux de 10 à 100kg pour 100m2, suivi d?un labourage pour augmenter l?effi- cacité (Scharenbroch & Smiley, 2021). Avec ce procédé, le Ca2+ ajouté rem- place le Na+ monovalent sur le complexe d?échange, ce qui réduit le pH, favorise la floculation (l?agrégation) et améliore l?infiltration d?eau du sol (Moebius- Clune etal., 2016; Kumaragamage etal., 2021). L?irrigation subséquente avec de l?eau de bonne qualité permet de lixi- vier le Na+ déplacé et les sels en excès (Kumaragamage etal., 2021). Pour évi- ter que les sels lixiviés dans l?eau drai- née ne s?accumulent dans les eaux sou- terraines, on peut détourner les eaux de drainage salines par des drains souter- rains (Kumaragamage etal., 2021). 50 Alternativement, on peut incorporer du biochar au sol afin de réduire les dom- mages causés par les excès de sel ou ajouter des agents mouillants à l?eau d?irrigation pour améliorer la percola- tion (Scharenbroch & Smiley, 2021). Planter des espèces tolérantes On peut utiliser, voire assainir, les sols salins en installant des espèces tolé- rantes aux sels, comme des arbustes tolérants à faible consommation d?eau (Tableau 3.2; Scharenbroch & Smiley, 2021). Ces plantes peuvent améliorer les sols affectés par les sels en rédui- sant l?évaporation par leur ombrage, en augmentant l?infiltration et la percola- tion de l?eau par la formation de matière organique, d?agrégats et de larges pores et en absorbant les cations et les anions de la solution du sol (Kumaragamage et al., 2021; Scharenbroch & Smiley, 2021). Par ex., les plantes halophytes Suaeda maritima et Sesuvium portu- lacastrum ont été capables en 4 mois d?extraire respectivement 504 et 474 kg de NaCl sur un hectare de sol salin (Ali etal., 2013). Remplacer Une autre intervention possible consiste à excaver le sol de surface et à le rem- placer par un sol de remplissage (Kumaragamage etal., 2021). g. Décontaminer un sol Les méthodes de réhabilitation des terrains contaminés sont nombreuses et peuvent faire appel à des procé- dés biologiques (par des plantes ou des microorganismes), des procédés chimiques (par des substrats) ou des procédés physiques (par un courant électrique, de la chaleur, ou de la pres- sion) (Korjus, 2014; Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost.tpsgc- pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Pour choisir le type de réhabilitation et la méthode de décontamination, il faut préalablement caractériser : ? la contamination : nature et concen- tration des contaminants, étendue et profondeur de la contamination incluant la zone vadose (située au- dessus de la nappe phréatique) et la zone saturée (nappe phréatique), évolution potentielle; ? le sol : composition chimique, pro- priétés d?absorption, texture, pH, humidité, perméabilité, etc.; ? le site : accessibilité, infrastructures aériennes et souterraines, activités présentes et futures; ? le temps et le budget alloués au pro- jet (Morel etal., 2005; Zhioua, 2018). Si la prévention des contaminations reste la solution la plus souhaitable, les contaminations des terrains sont très fréquentes. Au Québec, le système de gestion des terrains contaminés mis en place en 1991 recense en moyenne 364 nouvelles inscriptions chaque année (Hébert & Bernard, 2013). Dans ces cas, trois options sont possibles pour réhabiliter un terrain. Prévenir la contamination La prévention repose sur les bonnes pratiques visant à limiter, voire à sup- primer les contaminations. Ces bonnes pratiques sont encadrées par divers réglementations relatives à la fabri- cation des produits potentiellement toxiques, à leur transport, à leur stoc- kage, à leur utilisation et à l?élimination des produits résiduels (Calvet, 2013). Tableau 3.2Classement des plantes selon leur sensibilité à la salinité du sol (modifié d?après Calvet, 2013; Dirr, 1976; et Kumaragamage etal., 2021). Les valeurs indiquées sont les conductivités électriques de l?extrait de pâte saturée. Plantes très résistantes (EC toléré = 10-12dS.m-1) Plantes moyennement résistantes (EC toléré = 4-10dS.m-1) Plantes sensibles, peu résistantes (EC toléré <4dS.m-1) Betterave maraîchère Asperge Épinard Orge Betterave à sucre Colza Coton Saule Amélanchier du Canada Mélèze laricin Pin gris Chêne rouge Tremble Bouleau à papier Chou Laitue Concombre Trèfle blanc Ray-grass anglais Luzerne Avoine Riz Maïs Fétuque Soja Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche Tremble Bouleau à papier Radis Céleri Haricot vert Trèfle rouge Érable Pin blanc Thuya occidental Sapin baumier Épinette blanche 51 Remplacer La première option de réhabilitation consiste à exporter la contamination en excavant les sols contaminés et en les remplaçant par des sols non conta- minés. Cette option est souvent envi- sagée en cas de projet de construc- tion résidentielle, et en cas d?absence de technique efficace de décontami- nation in situ des sols, par ex., les sols imperméables ou très contaminés (Zhioua, 2018). Elle permet de réha- biliter le terrain rapidement mais elle est coûteuse et ne traite pas systé- matiquement la pollution (Zhioua, 2018). Le matériel exporté sera éven- tuellement traité par un traitement physique, chimique ou biologique ex situ (Tableau 3.3), puis enfoui ou valorisé (Hébert & Bernard, 2013). En effet, bien que l?enfouissement dans les centres autorisés est la méthode la plus commune au Québec, les sols dont les concentrations en contami- nants dépassent les valeurs limites fixées par l?annexe I du règlement sur l?enfouissement des sols contaminés (RESC) doivent être préalablement traités (article 4 du RESC; Hébert & Bernard, 2013; Zhioua, 2018). Tableau 3.3.Technologies utilisées pour décontaminer les sols (d?après Gouvernement du Canada, 2022, [https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/Techlst.aspx?lang=fra]). Traitement in situ, ou ex situ Composés organiques ou inorganiques Dégradation, extraction, ou immobilisation Désorption thermique ex situ Organiques Extraction Incinération ex situ Organiques Dégradation Pyrolyse ex situ Organiques Dégradation Solidification in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Électrocinétique in situ Inorganiques, Organiques Extraction Barrière gelée in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Systèmes de pompage et traitement in situ Organiques Extraction Chauffage du sol (par résistance électrique, électromagnétique, injection d?air ou d?eau chaude) in situ Organiques Extraction Adsorption ex situ, in situ Organiques Extraction Chimique Stabilisation in situ Inorganiques, Organiques Immobilisation Oxydation ex situ, in situ Organiques Dégradation Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols ex situ, in situ Inorganiques, Organiques Extraction Déshalogénation ex situ, in situ Organiques Dégradation Biologique Biopile aérobie ex situ Organiques Dégradation Compostage aérobie ex situ Organiques Dégradation Phytoimmobilisation in situ Inorganiques Immobilisation Phytoextraction in situ Inorganiques Extraction Bioventilation in situ Organiques Dégradation Bioaugmentation in situ Organiques Dégradation Phytodégradation in situ Organiques Dégradation Rhizodégradation in situ Organiques Dégradation 52 Immobiliser La deuxième option de réhabilita- tion consiste à confiner la pollution en l?immobilisant sur le site (Tableau 3.3). Cette option ne traite pas la pol- lution, mais protège l?environnement du terrain contaminé, notamment les eaux souterraines, et peut convenir aux sites d?enfouissement. On peut citer la solidification/stabilisation, et la phytoimmobilisation. ? La solidification / stabilisation consiste à mélanger des sols conta- minés avec un agent liant ou sta- bilisant pour lier physiquement (solidification) ou chimiquement (stabilisation) les contaminants (Désilets etal., 2017). Elle immobi- lise ainsi de façon in situ ou ex situ les contaminants des sols silteux, sablonneux ou graveleux, à faible ou forte profondeur, et empêche leur lixiviation ou leur migration (Désilets et al., 2017; Ricciardi- Rigault etal., 2017). Principalement utilisée pour les éléments traces, cette technique convient égale- ment aux radicaux libres, aux ma- tières radioactives, aux composés organiques non volatils et semi- volatils (par ex., éthènes chlorés, composants d?hydrocarbure pétro- liers, biphényles polychlorés, pesti- cides, dioxines, furannes) (Désilets etal., 2017). ? La phytostabilisation (ou phy- toimmobilisation) correspond à l?utilisation de certaines plantes pour stabiliser les contaminants dans les sols contaminés et réduire leur mobilité et leur biodisponibi- lité (Ali etal., 2013). Les plantes en question peuvent immobiliser les éléments traces dans les racines par sorption, ou dans la rhizos- phère par complexation, précipi- tation sous une forme insoluble ou réduction de valence (en excré- tant des enzymes redox) (Ali etal., 2013). La phytostabilisation limite ainsi l?accumulation des éléments traces dans la chaîne alimentaire et minimise leur lixiviation dans les eaux souterraines (Ali etal., 2013). Extraire ou dégrader La troisième option de réhabilitation consiste à traiter in situ la pollution en utilisant des processus physiques, chimiques ou biologiques soit pour extraire la pollution soit pour la dé- grader (Tableau 3.3). Cette option, permettant d?éviter les travaux d?ex- cavation ou le démantèlement des infrastructures, est moins coûteuse mais peut être plus longue à mettre en oeuvre (Zhioua, 2018). Ces mé- thodes sont généralement utilisées lorsque la zone contaminée n?est pas facilement accessible (sous un bâti- ment ou un stationnement, accès em- pêché par une infrastructure comme une route, une voie ferrée ou un bâti- ment, contamination trop en profon- deur, ou espace trop restreint). Elles pourraient être développées davan- tage pour les projets d?espaces verts, notamment en utilisant les méthodes de phytoremédiation. ? Parmi les techniques in situ adap- tées aux contaminants organiques et inorganiques, les systèmes de pompage consistent à appli- quer un vide à l?intérieur d?un puits avec une pression négative afin de pomper les liquides et les vapeurs, jusqu?à une profon- deur de 10 m, voire plus (Désilets et al., 2018a, 2018b, 2018c). Par ex., l?extraction multiphase per- met de simultanément récupérer les liquides en phase non aqueuse (LPNA), contrôler la pollution dis- soute dans les eaux souterraines et assainir l?eau et l?air des sols de la zone vadose. L?extraction mul- tiphase peut se faire avec un seul tuyau d?aspiration dans le puits au niveau de l?interface air-liquide (bioaspiration), ou à l?aide de deux pompes, une pompe submersible dans le liquide contaminé (LPNA et eau souterraine) et une pompe à vide dans la zone vadose pour extraire l?air uniquement (extrac- tion double phase) (Désilets etal., 2018c). L?extraction multiphase est adaptée en présence de LPNA légers comme le diesel et l?es- sence, mais aussi en présence de LPNA denses comme des solvants chlorés. L?extraction multiphase, adéquate dans les sols à perméa- bilité intermédiaire (entre 10-5 à 10-3 cm.s-1), est très énergivore et coûteuse (Désilets etal., 2018c). ? Également adéquat pour les contaminants organiques ou inorganiques, le lavage des sols consiste à utiliser une solution de lavage pour mobiliser les conta- minants vers un système de récu- pération des eaux souterraines (Thibodeau et al., 2019a). La solu- tion de lavage est soit injectée de façon continue en amont de la contamination (pour une contami- nation en zone saturée), soit injec- tée directement à la surface du sol du secteur contaminé (pour une contamination en zone vadose), puis elle est récupérée en aval par pompage (Thibodeau etal., 2019a). Cette solution est le plus souvent un surfactant ou un cosolvant, mais elle peut aussi être de l?eau, un acide, une base, un oxydant chimique, un agent chélateur, un polymère ou un solvant organique (Thibodeau et al., 2019a). Certains de ces produits, connus pour leur forte acidité, peuvent affecter la fertilité ou la structure du sol, ou la qualité des eaux souterraines. Le lavage est efficace dans les sols perméables sablonneux ou gra- veleux et homogènes, avec une teneur en particules fines (argiles, limons) inférieure à 20 %, et une teneur faible ou modérée en ma- tière organique (Thibodeau et al., 2019a). ? Pour les composés organiques, l?oxydation chimique est la tech- nique la plus répandue (Bathalon 53 et al., 2019; Delisle et al., 2019; Thibodeau et al., 2019b). Elle consiste à injecter une matière oxy- dante dans la zone vadose ou satu- rée, afin d?oxyder les contaminants et de les dégrader partiellement ou complètement en CO2, H2O et ions inorganiques (comme le chlorure). Le permanganate de potassium ou de sodium en solution est souvent utilisé en raison de sa stabilité, mais il est très sélectif : il peut dégrader les éthènes chlorés, les hydrocar- bures aromatiques polycycliques, des composés aliphatiques chlorés (perchloréthylène; trichloréthy- lène; dichloréthylène; chlorure de vinyle), mais n?est pas efficace pour oxyder le benzène, les benzènes chlorés, le MTBE, le tétrachlorure de carbone ou les éthanes chlorés (Thibodeau et al., 2019b). L?ozone gazeux, plus oxydant, est efficace sur une plus large gamme de subs- tances organiques toxiques ou dif- ficilement biodégradables, mais est très réactif et plus difficile à utiliser (Bathalon etal., 2019). Le peroxyde d?hydrogène mélangé avec un ca- talyseur (fer ferreux [Fe2+]) peut également servir d?oxydant (Delisle etal., 2019). ? L?électrocinétique est particuliè- rement intéressante pour extraire les éléments traces métalliques, même si elle peut aussi conve- nir aux contaminants organiques en utilisant un agent chimique (Ricciardi-Rigault et al., 2019). Il s?agit d?appliquer un courant élec- trique continu de faible inten- sité entre des paires d?électrodes (anodes et cathodes) situées au coeur et autour d?une zone contami- née (Ricciardi-Rigault etal., 2019). Le courant électrique induit l?élec- trolyse de l?eau, générant les ions H+ et OH- à l?anode et à la cathode, respectivement (Zhioua, 2018). Pour les métaux, le courant élec- trique permet leur solubilisation par le milieu acide créé à l?anode, leur migration vers le comparti- ment cathodique et leur précipita- tion avec OH- sous forme de sels d?hydroxydes (Zhioua, 2018). Plus généralement, les ions métalliques, l?ammonium et les composés orga- niques de charges positives se dé- placent vers la cathode, tandis que les anions tels que les chlorures, les fluorures, les nitrates et les composés organiques de charges négatives se dirigent vers l?anode (Ricciardi-Rigault et al., 2019). L?électrocinétique peut être com- binée à une autre technologie pour l?extraction des contaminants (par ex., pompage, Zhioua, 2018). La nature des électrolytes joue un rôle primordial dans l?efficacité du trai- tement électrocinétique. On peut augmenter la solubilité des métaux en utilisant des acides (par ex., acide citrique) ou des agents ché- lateurs (par ex., acide éthylène dia- minetétraacétique), mais certains composés de faible biodégradabi- lité peuvent persister dans le sol (Zhioua, 2018). Bien qu?énergivore et coûteuse, elle peut être utile dans le cas des sols à texture fine (argile, silt argileux) pour lesquels peu de technologies de réhabili- tation existent. Pour être efficace, les sols doivent avoir une teneur en eau supérieure à 10 % et être exempt de LPNA légers et denses (Ricciardi-Rigault etal., 2019). ? Les composés organiques peuvent aussi être dégradés par des traite- ments biologiques, c?est-à-dire en utilisant l?activité des microorga- nismes. Par ex., la bioventilation consiste à aérer les sols par injec- tion ou extraction d?air via des puits, ou d?autres structures afin de sti- muler l?activité biologique (Delisle et al., 2017). Utilisant les différen- tiels de pression (système passifs) ou l?énergie solaire, cette méthode convient pour dégrader les compo- sés organiques en condition aéro- bie (surtout les hydrocarbures) dans la zone vadose (Delisle etal., 2017). L?air est le gaz principale- ment injecté, mais le gaz méthane ou propane a également été utilisé pour la réhabilitation cométabo- lique des solvants chlorés (Delisle et al., 2017). L?injection plutôt que l?extraction d?air permet de réduire la volatilisation des contaminants mais est déconseillée s?il y a pré- sence de bâtiments ou d?infrastruc- tures souterraines (Delisle et al., 2017). Alternativement, la bioaugmen- tation se fait avec l?introduction de microorganismes indigènes ou exogènes dans les sols par vapori- sation en surface ou par des puits d?injection en profondeur afin de dégrader les contaminants, ou de réduire leur mobilité ou leur toxici- té (Turgeon etal., 2019). L?inoculum est préparé en laboratoire à par- tir d?échantillons de sol d?un site contaminé ou apte à dégrader les composés ciblés (Turgeon et al., 2019). La bioaugmentation a été appliquée pour le traitement aéro- bie de carburants (par ex., diesel) et la réduction anaérobie de sol- vants chlorés. Les sols doivent être propice à l?activité des mi- croorganismes, c?est-à-dire un pH idéalement situé entre 6 et 8, une concentration en contaminants ni trop élevée (toxique) ni trop faible (limitant), et une concentration en métaux modérée (Turgeon et al., 2019). ? La phytoremédiation utilise les plantes (et les microorganismes associés) pour réhabiliter des ter- rains contaminés par des compo- sés organiques ou inorganiques. C?est une méthode écologique- ment, économiquement et sociale- ment adéquate dans le cadre d?un projet d?espace vert. Cependant, elle implique que les contaminants soient sur une grande surface et dans la couche superficielle (zone d?exploration des racines), que les 54 concentrations en contaminants soient relativement faibles, qu?il n?y ait pas d?infrastructure souterraine ou de bâtiment, et que le temps dis- ponible soit long (>5 ans) (Turgeon etal., 2018b, 2018a). Le défi majeur de la phytoremédiation consiste à sélectionner les espèces de plantes appropriées (Dadea et al., 2017; Nikolic & Stevovic, 2015). Trois méthodes sont potentiellement intéressantes. Premièrement, dans la phytoextraction (ou phytoaccumulation), les contami- nants inorganiques (éléments traces) sont absorbés par les racines, translo- qués dans la partie aérienne, où ils s?ac- cumulent (Ali etal., 2013). La récolte de la partie aérienne des plantes permet de récupérer les contaminants, de les dispo- ser dans un endroit sécuritaire ou de les recycler après incinération ou compos- tage (Turgeon etal., 2018a). Les plantes hypertolérantes et hyperaccumulatrices qui accumulent beaucoup d?éléments traces dans peu de biomasse sont par- ticulièrement intéressantes pour la phy- toextraction, par rapport aux plantes qui accumulent autant d?éléments traces dans beaucoup de biomasse (par ex., Brassica juncea) (Ali et al., 2013). Les plantes qui génèrent plusieurs récoltes dans une saison de croissance ont un plus gros potentiel de phytoextraction d?éléments traces (par ex., Trifolium sp.). Les herbes sont préférables aux arbres ou arbustes, à cause de leur taux de croissance élevé, et de leur plus grande adaptabilité aux stress environnemen- taux (Ali et al., 2013). Les métaux faci- lement biodisponibles pour l?absorption par les plantes incluent le cadmium, le nickel, le zinc, l?arsenic, le sélénium et le cuivre (Turgeon etal., 2018a). Deuxièmement, dans la phytodé- gradation, les plantes absorbent et métabolisent les contaminants orga- niques par les enzymes produites dans leurs tissus (racines, feuilles ou tiges) comme les déshalogénases et les oxygénases (Ali et al., 2013; Turgeon etal., 2018b). Les contaminants cibles incluent les solvants chlorés, les herbi- cides, les insecticides, le pentachloro- phénol, ou les biphényles polychlorés (Turgeon etal., 2018b). Troisièmement, dans la rhizodégra- dation, les racines des plantes en se développant excrètent des exsudats racinaires et forment des canaux pré- férentiels, ce qui engendre des apports en nutriments, en air et en eau et donc stimule l?activité d?une diversité de microorganismes de la rhizosphère (Ali etal., 2013; Turgeon etal., 2018b). Ces microorganismes, ainsi que les en- zymes excrétées par les plantes, mé- tabolisent les composés organiques, et peuvent dégrader certains conta- minants, tels que les hydrocarbures, les pesticides, ou les solvants chlorés (Turgeon etal., 2018b). Choisir une méthode de réhabilitation parmi les différentes techniques est rendu complexe par l?hétérogénéité des sols et la diversité des contami- nants. De plus, certaines techniques de réhabilitation génèrent une pollu- tion additionnelle (utilisation de subs- trats polluants, dépenses en énergie et en ressources) ou déplacent la pol- lution existante dans l?eau ou l?atmos- phère (Zhioua, 2018). Pour réhabiliter un terrain, il s?agit donc d?élaborer des plans et devis, de réaliser les travaux, d?effectuer un contrôle et un suivi, pour enfin fermer le dossier lorsque la situation sur le terrain répond aux exigences légales et réglementaires (Hébert & Bernard, 2013). En France, la démarche d?interpréta- tion de l?état des milieux a été mise en place pour assurer que l?état des mi- lieux est compatible avec les usages fixés, en cohérence avec les disposi- tifs de gestion sanitaire et environne- mentale en place (MEDD, 2007). La méthodologie d?acquisition de l?état des milieux conduit à déterminer les usages réels des milieux, à connaître les modes de contaminations plau- sibles, et donc à identifier de manière précise les enjeux à protéger (MEDD, 2007). Elle se matérialise par des mesures qui comparent l?état des milieux d?exposition à l?état initial de l?environnement ou à l?état des milieux naturels voisins, ainsi qu?aux valeurs de gestion et aux dispositions réglementaires en vigueur (MEDD, 2007). Au final, la démarche vise à distinguer les milieux qui ne néces- sitent aucune action particulière, c?est-à-dire ceux qui permettent une libre jouissance des usages consta- tés sans exposer les populations, des milieux qui sont susceptibles de poser un problème et de nécessiter des actions à envisager dans le cadre d?un plan de gestion (MEDD, 2007). h. Cas des fosses de plantations : intégrer Contraintes Concilier les arbres avec le bâti et les activités urbaines de façon aussi intri- quée que dans le cas des arbres isolés et alignés pose de grosses contraintes sur la gestion du sol et de l?espace aé- rien et souterrain. Les sols urbains étant compactés par les infrastructures et le trafic, le défi majeur consiste à insérer dans ce milieu défavorable un espace suffisamment grand de sol superficiel peu compacté, bien aéré et riche en nutriments pour l?arbre. Cet espace, ap- pelé fosse de plantation, doit permettre le développement des racines, tout en cohabitant avec les réseaux souterrains et en étant résistant à la compaction générée par le trafic piétonnier et auto- mobile. Une mauvaise gestion mène généralement à des dommages sur les arbres (blocages du développement racinaire par les infrastructures, inci- vilités) et sur les infrastructures (cra- quement et soulèvement du trottoir par les racines) (Mullaney etal., 2015). La conception de la fosse va donc dé- pendre de l?espèce d?arbre, des condi- tions de sol environnant, des objectifs de l?implantation, de l?environnement urbain, des risques pris d?endommager l?arbre ou les infrastructures et du bud- get (Urban, 2008). 55 Végétation L?espèce d?arbre doit être définie en adéquation avec les caractéristiques du site de plantation, c?est-à-dire avec le climat, le sol et l?espace aérien et souterrain disponible. Pour choi- sir l?espèce, il ne faut pas se fier à la forme de l?arbre jeune, mais caractéri- ser l?arbre à maturité, notamment son collet et son système racinaire (Figure 3.3). Cependant, l?espace disponible en milieu urbain étant restreint, Urban (2008) conseille de ne pas choisir que des espèces d?arbres de petites tailles adaptées à cet espace. Au contraire, choisir des espèces à large canopée qui peuvent survivre dans des petites fosses laisse une chance à l?arbre de se développer dans le sol environnant, de croître à une grande taille et de former une canopée étendue. Fosse de plantation Concevoir les fosses de plantation nécessite de définir son ouverture, son volume, sa forme, sa protection de surface, son sol et son intégration dans le sol environnant. Les conflits entre le développement de l?arbre et le pavement étant inévitables dans les zones urbaines denses, la conception d?une fosse doit plutôt chercher à les minimiser en donnant un maximum de place à l?arbre, après avoir considéré le pavage minimum nécessaire à la cir- culation piétonnière et automobile et la présence des autres infrastructures aériennes et souterraines (Urban, 2008). L?ouverture de la fosse doit être suf- fisamment grande pour permettre le développement du collet et de la plaque racinaire (Figure 3.4). Pour cela, il faut considérer la forme de l?évasement du tronc de l?arbre à maturité en observant une quinzaine d?arbres matures de la même espèce. Le collet peut avoir un diamètre jusqu?à trois fois, et la plaque racinaire jusqu?à 10 fois le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité, pouvant ainsi s?étaler sur un cercle de 4 m de diamètre environ (Urban, 2008). Bien qu?il soit difficile de créer une ouverture de fosse aussi grande en ville, il est important que celle-ci soit la plus grande possible (Urban, 2008). Dans le cas d?arbres ali- gnés, on peut même concevoir une ou- verture de fosse commune avec un es- pace non pavé entre les arbres (Urban, 2008). Le volume de la fosse, qui en pratique est souvent entre 6 et 10 m³, devrait être bien plus grand, afin de donner un volume de sol suffisant aux racines pour répondre aux fonctions d?approvi- sionnement en eau, d?apport en nutri- ments et d?ancrage (Gillig etal., 2008; Mullaney et al., 2015; Urban, 2008). En France, le Cahier des clauses tech- niques générales (fascicule 35) fixe un minimum de 9 m³ pour les arbres à petit développement (hauteur entre 7 et 15 m), et de 12 m³ pour les arbres à moyen et grand développement (hauteur > 15 m) (Guinaudeau, 2010). Pour Guinaudeau (2010), le volume minimum requis serait de 15 m³ pour le développement durable d?un arbre. Sur le canton de Genève, on cite un volume supérieur à 9 m³ pour un arbre Jeune arbre Racine-contrefort Figure 3.3.Développement du collet (zone d?évasement du tronc; trunk flare) et du système racinaire d?un arbre. Le système racinaire est formé de racines-contreforts (au-dessus du sol, visibles) et de racines souterraines pouvant soulever le niveau du sol. Les racines initiales qui se déve- loppent sous le tronc se subdivisent et se rétrécissent rapidement (de 25-30cm au niveau du tronc à 7-10cm à 2m du tronc) pour former le système racinaire de l?arbre : on parle de plaque racinaire (zone de conicité rapide; zone of rapid taper). Au moment de la plantation Trou de plantation peut monter avec le soulèvement racinaireCollet Figure 3.4.Conception de la fosse en considérant le futur développement de la base du tronc entre un arbre au moment de la plantation et un arbre à maturité. L?ouverture de la fosse, initialement recouverte de sol nu et d?une motte de racines, va en 30-40 ans se remplir de matière ligneuse du collet et de la plaque racinaire. Les relations allométriques entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) et les diamètres du collet et la plaque racinaire sont indiquées (modifié d?après Urban, 2008). 56 de hauteur entre 15 et 20m dans une fosse aux parois latérales ouvertes, et à 15 m³ pour un arbre à grand dévelop- pement (hauteur > 20 m). Aux États- Unis, Urban (2008) conseille même une fosse de diamètre supérieure à 6m (~30m3) pour supporter un arbre fonctionnel à grande canopée. Pour définir précisément le volume adéquat, Urban (2008) propose une relation entre la taille de l?arbre et le volume minimal de la fosse nécessaire à son développement (Figure 3.5). Apporter un volume de sol aussi grand impliquera dans la majorité des cas d?intégrer le sol environnant la fosse (voir plus loin). Dans les cas excep- tionnels où les parois de la fosse sont fermées et bloquent le développement racinaire (par ex., les voûtes), le volume total de sol doit être fourni au sein de la fosse (Urban, 2008). La forme de la fosse doit être adaptée au système racinaire de l?arbre, au sol et à la configuration spatiale du site de plantation. Ainsi, on peut concevoir une surface de fosse ronde, ovale, carrée, rectangulaire ou autre. Une fosse allon- gée au détriment de la largeur permet d?agrandir la zone de plantation favo- rable au développement du système racinaire tout en maintenant une zone de circulation piétonnière suffisam- ment large (Urban, 2008). Cependant, on ne peut pas compenser un manque de volume en augmentant la profon- deur; celle-ci devrait se situer entre 1 et 1.5 m, au-delà de laquelle les conditions d?oxygénation ne permettent pas un bon développement des racines (Gillig et al., 2008). Pour les arbres alignés, concevoir une fosse de plantation conti- nue (tranchée) permet de maximiser le volume disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Une protection de surface est généra- lement utilisée pour recouvrir l?ouver- ture de la fosse avant la plantation et après lorsque l?arbre est jeune, afin d?éviter la compaction par le trafic pié- tonnier et automobile. Cette protec- tion ne sera plus nécessaire lorsque le tronc et les racines de l?arbre mature auront recouvert l?ouverture de la fosse. La meilleure pratique consiste à couvrir la surface du sol de l?ouverture de la fosse avec du paillis organique (par ex., copeaux de bois), qui, en plus de protéger de la compaction, va em- pêcher l?évaporation de l?eau, modérer la température, fournir de la matière organique et améliorer la reprise après la transplantation, sans provoquer de dommage à l?arbre (Urban, 2008). Le paillis peut être réapprovisionné ré- gulièrement jusqu?à la dixième année après la plantation, mais ne doit pas accumuler une épaisseur supérieure à 5-7cm pour éviter une forte rétention d?eau (le haut du paillis doit rester en dessous du pavage) (Urban, 2008). D?autres matériaux peuvent être uti- lisés pour le paillage des arbres : gra- vier naturel, AAS expansé, caoutchouc émietté, poussière de pierres, granit décomposé (Urban, 2008). Ils ont des fonctions similaires au paillis orga- nique, excepté le fait qu?ils ne contri- buent pas à la couche organique du sol. Les agrégats plus fins sont plus stables au mouvement que le paillis de pierres de plus grande taille (Urban, 2008). Les grilles d?arbre de différentes ma- tières (fonte, acier, plastique, béton) sont traditionnellement utilisées pour recouvrir l?ouverture des fosses (Urban, 2008). Cependant, les grilles d?arbre ont de nombreux inconvénients : en plus d?être coûteuses, elles peuvent ceinturer le tronc et étrangler l?arbre quand il croît; elles peuvent être soule- vées par les racines et créer des risques de trébuchement; et elles exigent un abaissement de la motte de l?arbre sous le niveau du pavage (Urban, 2008). Si les concepteurs insistent pour utili- ser une grille d?arbre, il faut choisir un modèle ayant une grande prise centrale (> 60 cm de diamètre), et agrandir le trou ou retirer la grille quand l?arbre s?est bien développé (Urban, 2008). Au moment de la plantation, Urban (2008) conseille même d?élever la motte au niveau de la chaussée pour que les racines en croissant soulève la grille et force son retrait. Une fois enlevée, on peut remplir l?espace restant de paillis (Urban, 2008). Les plantations couvre-sol (arbustes, vivaces, annuelles, bulbes, pelouse) sont des alternatives au paillis pour éviter le piétinement de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Cependant, lorsque l?arbre est nouvellement ins- tallé, ces plantes peuvent entrer en compétition avec les racines de l?arbre pour l?eau et les nutriments à un mo- ment critique pour sa croissance, et les pousser à se développer plus pro- fondément (Urban, 2008). Il n?est donc pas recommandé de planter dans la motte de racines de l?arbre nouvelle- ment planté (mettre du paillis dans cette zone). De plus, il peut être néces- saire d?apporter un arrosage supplé- mentaire ou des fertilisants organiques (Urban, 2008). Au fur et à mesure que l?arbre se développe, les changements des conditions microclimatiques au sol (dépendant de l?espacement avec les autres arbres) impliquent de rem- placer les espèces couvre-sol, ou de choisir des plantes pouvant tolérer des conditions ensoleillées à la plantation et ombragées à la maturité de l?arbre (par ex., liriope, lierre) (Urban, 2008). La plantation d?annuelles (ou autres) DH P 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 Figure 3.5.Relation entre le diamètre à hauteur de poitrine (DHP) de l?arbre à maturité et le volume de sol requis dans la fosse de plantation (d?après Urban, 2008). 57 sous un arbre établi peut se faire en utilisant un outil de creusement pneu- matique pour ne pas endommager ses racines absorbantes et structurales (Urban, 2008). Dans les zones achalandées, on peut utiliser une bordure ou une clôture autour de l?ouverture de fosse pour empêcher la circulation des piétons et des véhicules, notamment lorsqu?il y a des plantations de couverture (Urban, 2008). Les bordures et les clôtures doivent reposer sur la base du pavement et non sur la fosse, au risque de diminuer le volume de sol disponible à l?arbre. Pour minimiser leur utilisation, on peut les instal- ler seulement sur les côtés de la fosse perpendiculaire à la circula- tion (Urban, 2008). Les bordures bloquent l?entrée d?eau et de sels du trottoir dans la fosse. Les clô- tures, pour les mêmes raisons que les grilles d?arbres, doivent être évitées; si on les utilise, elles doivent être suffisamment hautes (45 à 60 cm) pour éviter le trébuchement (Urban, 2008). Lorsque l?utilisation de l?espace par les piétons est trop intense et nécessite la surface additionnelle de l?ouverture de fosse, on peut requérir une surface de pavement flexible autour de l?arbre, qui s?adapte à la circulation des pié- tons (éviter les trébuchements) et à l?expansion des racines (permettre le soulèvement) (Urban, 2008). Ce pave- ment flexible inclut : ? Les pavés en pierre ou en brique (10 x 10cm), posés en vrac ou sur un lit de 2.5cm d?épaisseur fait de sable ou de poussière de pierre, avec des joints de sable de 1cm (Urban, 2008). Ce lit de pose et ces joints, pour assurer les flux d?air et d?eau, ne doivent pas être faits en mortier ou en ciment (Urban, 2008). Les pavés ne doivent pas être posés sur la motte de racines et devront être progressivement réinstallés ou reti- rés pour agrandir l?ouverture de la fosse au fur et à mesure que l?arbre se développe et que les racines sou- lèvent la surface, ceci afin d?éviter d?étrangler l?arbre (Urban, 2008). ? L?asphalte, le gravier et la poussière de pierre sont assez flexibles face aux soulèvements racinaires et né- cessitent moins de réparations que les pavés unitaires (Urban, 2008). ? Des briques en caoutchouc pour paver les trottoirs près des arbres ont aussi été testées afin de s?adap- ter au soulèvement des racines et réduire les conflits avec les usagers (Urban, 2008). ? Le pavage suspendu au-dessus du sol de la fosse est un moyen effi- cace de faire pousser des grands arbres et d?éviter les conflits entre les racines, le pavage et les usagers (Urban, 2008). Le sol de la fosse est conçu à partir de différents matériaux formant des horizons (couches superposées) et des volumes (zones juxtaposées) pour répondre aux fonctions assignées (cf. Figure 3.1.A). Selon que les matériaux anthropiques ajoutés sont terreux ou technologiques, on forme un sol recons- titué (Figure 3.6.A) ou un sol construit (Figure 3.6.B), respectivement. A BSol reconstitué Sol construit Composition des mélanges Solum présent initialement Couche de drainage Terres excavées acides Déchets verts broyés Figure 3.6.Profils de sols dans une fosse de plantation de berme latérale, avec: (A) un sol reconstitué (incluant un exemple avec mélange terre-pierres); et (B) un sol construit (incluant la composition en volume des mélanges) (A, modifié d?après Gillig etal., 2008; B, modifié d?après Damas & Coulon, 2016) 58 Les sols reconstitués sont générale- ment formés d?une couche de terre végétale, d?une sous-couche arable, et éventuellement d?une couche de drai- nage (Figure 3.6.A). La terre végétale et la terre arable sont idéalement de texture loemeuse (loam, loam sableux, loam sablo-argileux, loam argileux, loam limoneux; cf. Figure 2.2), avec un enrichissement en matière organique dans la terre végétale (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Les sols sableux, qui ont un bon drai- nage et tolèrent des niveaux de com- paction élevés, peuvent aussi être uti- lisés, mais, ayant une faible capacité de rétention en éléments nutritifs et en eau, ils doivent être enrichis en matière organique et associés aux sites ayant de bonnes précipitations ou une nappe phréatique superficielle (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). À Amsterdam, un mélange de sol spécial (sable moyen à grossier, avec 2-4 % d?argile et 4-5 % de matière organique) a été conçu pour être compacté à un taux élevé (80 % de la densité maximale) tout en permettant aux racines de croître (Urban, 2008). En revanche, il faut éviter les sols argi- leux et les limons lourds (Urban, 2008). Le mélange terre-pierres, étant un matériau propice au développement racinaire et incompressible face aux contraintes physiques des voiries, peut être utilisé dans les fosses continues et parfois dans les fosses individuelles (celles ayant un volume supérieur à 12 m3), ainsi que dans le sol environ- nant les fosses (Gillig et al., 2008). Il est néanmoins nécessaire d?apporter un volume minimum de 4m3 de terre végétale au pied de l?arbre (Figure 3.6.A). Le mélange n?est recommandé que si les contraintes du site le justi- fient, c?est-à-dire s?il est nécessaire d?étendre la fosse de plantation sous une surface carrossable (Gillig et al., 2008). Les 2/3 de son volume étant constitué de pierres, il faut prévoir, en fonction des besoins de l?arbre, que seul 1/3 est disponible aux racines (Gillig etal., 2008). Pour un sol construit, Damas & Coulon (2016) ont testé un sol formé d?un hori- zon de croissance (mélange Briques - Compost) et d?un horizon sque- lette (mélange Terres acides ? Béton ? Déchets verts) (Figure 3.6.B). Les fonctions et services rendus par ces matériaux de substitution étaient aus- si performants que ceux du mélange terre-pierres, exceptés ceux de support de voiries (Damas & Coulon, 2016). Comme intermédiaire entre matériaux terreux et technologiques, on peut citer le mélange de sol structurel CU développé par l?Université Cornell. Il s?agit d?un mélange d?agrégats de pierre et de terre, avec une petite quantité de gel polymère pour les maintenir ensemble. Il peut être com- pacté à 95 % de la densité maximale tout en favorisant la croissance des racines (Urban, 2008). L?intégration du sol environnant à la fosse est généralement nécessaire afin d?apporter un volume de sol suffisant à la croissance des arbres à long terme (cf. Figure 3.5). Cela consiste à anticiper et favoriser le développement des racines à l?extérieur de la fosse en vue d?augmenter le volume de sol exploité (Urban, 2008). Pour ce faire, le sol de la fosse doit être mis en contact avec le sol environnant, sans barrière d?infrastructures qui empê- cherait la sortie des racines ou les entrées d?eau (Urban, 2008). Il faut aussi s?assu- rer que la qualité du sol aux abords des parois de la fosse soit propice au dévelop- pement racinaire (aéré, drainant, nutritif, réalimenté en eau) (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). La fosse deviendra ainsi le support des grosses racines structurales, tandis que les racines fines absorbantes rechercheront leurs sources d?air, d?eau et de nutriments sous la chaussée et le trottoir (Urban, 2008). Selon la qualité du sol autour de la fosse et la configuration de l?espace, plusieurs options seules ou combinées existent pour intégrer le sol environnant à la fosse. Cette extension sous le pavement est souvent la partie la plus coûteuse de la plantation d?un arbre en ville (Urban, 2008). La première option est, en cas de sous-sol compact, d?ameublir (décom- pacter) les parois et le fond de la fosse de façon à permettre la croissance des racines latérales et des racines pivots (Figure 3.7.A). Deuxièmement, la mise en place d?un cadre ajouré (volume >10m3; largeur >2m; profondeur >1m; décompaction du fond sur 30cm), avec les ouvertures sur le côté pour l?exploration racinaire, permet de résoudre les problèmes de stabilité des bords de chaussées (Gillig et al., 2008). On peut également ins- taller des drains d?arrosage, d?évacua- tion et d?aération si le sol environnant est compact (Figure 3.7.B). Une troisième option, lorsque la fosse est à proximité de la voirie, est d?étendre la fosse par un mélange terre-pierres (ou autre mélange struc- tural) sous la chaussée et le trottoir (Figure 3.7.C). Cela permet d?agrandir le volume de sol propice à l?extension des racines, tout en répondant aux contraintes physiques de stabilité des voiries (Gillig etal., 2008). Il est néces- saire de mettre en place un revêtement perméable à l?eau sur le mélange pour que sa partie terre soit fertile (Gillig etal., 2008). La quatrième option consiste, en cas de sol adjacent inadéquat, à mettre en place une structure contenant du sol fertile qui connecte le sol de la fosse à la fosse d?un autre arbre ou à un espace vert plus important (par ex., jardin), ce qui peut augmenter l?efficacité du sol sous la voirie de 20 à 30 % (Urban, 2008). On présente ici les chemins ra- cinaires, les tranchées et les structures cellulaires : ? Les chemins racinaires (root paths) consistent en des tranchées étroites (10 x 30cm) qui guident les racines hors de la fosse, et si possible les dirigent vers les fosses ou les es- paces verts contigus (en moyenne, trois tranchées espacées de 120cm entre deux arbres contigus) (Figure 59 A Avec décompactage B Avec cadre ajouré et drains C Avec mélange terre-pierres D Chemin racinaires E Tranchées F Cellules structurelles Solum présent initialement Solum présent initialement Sous-couche arable Terre végétale Terre- pierres (a., b. et c. modifiés d?après Gillig et al. 2008) (d., e. et f. modifiés d?après Urban, 2008) Vu e de p ro fil Vu e de d es su s Vu e 3D Terre végétale compactée à 80% Sol initial compacté à 95% Graviers 15 cm Pont Figure 3.7.Techniques d?intégration du sol environnant à la fosse afin d?augmenter le volume exploitable par les racines : (A) par le décompactage du fond et des parois de la fosse; (B) par la mise en place d?un cadre ajouré et de drains; (C) par un mélange terre-pierres; (D) par l?installation de chemins racinaires; (E) par l?installation de tranchées; et (F) par l?utilisation de cellules structurelles (A, B, C, modifiés d?après Gillig etal., 2008; D, E, F, modifiés d?après Urban, 2008) 60 3.7.D). Les tranchées sont creu- sées avec une trancheuse, remplies d?une bande de drainage et de terre végétale de texture loameuse, puis compactées avec un compacteur à plaque vibrante (Urban, 2008). Bien que de volume faible, les chemins racinaires permettent d?élargir le volume disponible aux racines pour l?exploitation des ressources du sol et leur développement. La bande de drainage augmente l?aération et la rétention d?eau du sous-sol (grâce à sa couche de géotextile non tissé), ce qui forme des conditions propices au développement des racines sur 15cm de chaque côté de la tranchée. ? Les tranchées de sol, comme les chemins racinaires, connectent la fosse à une fosse voisine ou à un sol au-delà du pavement, mais étant plus larges (1.5-1.8 m de largeur; ~14m3 avec des arbres espacés de 10 m) que les chemins racinaires, elles agrandissent significative- ment par elles-mêmes le volume de sol disponible aux racines (Figure 3.7.E; Urban, 2008). Les tranchées sont creusées à bords inclinés pour maintenir l?intégrité structurelle du matériau de fondation, puis rem- plies de terre végétale de texture loameuse compactée au niveau maximal de support des racines pour soutenir aussi le pavage en béton; ensuite, elles sont recou- vertes d?une couche de gravier pour faciliter les échanges d?air et d?eau et réduire l?incidence des conflits entre la chaussée et les racines; en- fin, elles sont surmontées de dalles de béton assez larges pour couvrir la largeur de la tranchée et 50cm de chaque côté sur le sol adjacent compacté. ? Les systèmes de cellules modu- laires consistent à suspendre la structure du trottoir au-dessus du sol par une structure modulaire constituée de cellules ouvertes (dont on choisit la disposition pour former la largeur et la hauteur du système) et surmontée d?un pont (Figure 3.7.F). Ce système apporte un grand volume de sol propice à l?enracinement tout en protégeant de la compaction et des dommages causés par les racines et en s?adap- tant à l?espace disponible et aux infrastructures sous le pavement. Enfin, pour protéger la voirie de conflits avec les racines qui se déve- loppent en-dessous, des couches de transition entre le pavage et les racines peuvent être ajoutées. Par ex., la pose d?une couche de géotextile ou de géo- grille sous le pavage ou l?asphalte per- met d?uniformiser l?élévation du pave- ment par les racines et de former une surface plus lisse (Urban, 2008). De plus, mettre une couche en granulats (~15 cm), sans particules fines, sous le pavage en béton crée un espace sec et répartit la force de soulèvement des racines, ce qui favorise un enracine- ment plus profond et réduit la péné- tration des racines sous la chaussée (Urban, 2008). Cela peut être combiné à un épaississement en béton comme bordure solide autour de l?ouverture de la fosse, qui peut être légèrement surélevée au-dessus de la surface du sol (Urban, 2008). Même si ces différents systèmes per- mettent à l?arbre d?utiliser le volume de sol sous la voirie, cela ne suffit pas tou- jours dans les zones urbaines denses. En conséquence, le manque de volume pourra endommager le pavement et limiter le développement de l?arbre (croissance plus lente, taille plus pe- tite et espérance de vie plus courte) (Urban, 2008). Gestion de l?eau Dans les fosses de plantation, le vo- lume d?eau disponible pour l?arbre est limité. Il peut donc être nécessaire, après avoir estimé les flux d?entrées (précipitations et irrigation), les flux de sorties (évapotranspiration et drai- nage), et le RUM du sol (en moyenne, 10 % du volume de sol, d?après Gillig et al., 2008), de mettre en place des dispositifs de drainage et d?irrigation adaptés à la situation pour une gestion optimale des flux. Lorsqu?il y a des risques d?excès d?eau et d?hydromorphie, des dispositifs qui augmentent le drainage (couche de granulats, conduite de drainage en fond de fosse, réseau de fossés) peuvent être mis en place (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). L?arrosage pendant la saison de crois- sance est souvent nécessaire pour la reprise et le développement des jeunes arbres pendant les premières années après leur plantation (~3 ans), et également pour l?arbre adulte en cas de sécheresse extrême, notamment si le drainage mis en place favorise l?assèchement de la fosse (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Pour ce faire, l?es- sentiel est de bien humidifier la motte sans infiltrer l?eau trop rapidement. Des arrosages manuels répétés dans une cuvette d?arrosage à partir d?un camion-citerne ou des systèmes d?ar- rosage intégré avec goutteurs autoré- gulés peuvent être utilisés (Gillig etal., 2008; Urban, 2008). Les systèmes souterrains (tuyaux, fils et vannes) sont difficiles et coûteux à entretenir dans les zones urbaines (Urban, 2008). Quel que soit le dispositif utilisé, il faut le garder hors de la motte, et même de l?ouverture de la fosse (Urban, 2008). Pour un arrosage rationnel, il est pos- sible de suivre la teneur en eau du sol et l?état hydrique de l?arbre pendant la saison de croissance (Gillig et al., 2008). Après l?établissement de l?arbre, les apports d?eau par précipitations natu- relles, sans irrigation, devraient être suffisants à l?arbre (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Si l?eau apportée par l?ouverture de la fosse n?est pas suf- fisante, on peut mettre en place un dispositif autour de la fosse pour per- mettre à l?eau d?entrer dans le sol et d?atteindre les racines, par ex., un dispo- sitif de collecte d?eau souterraine ou un 61 pavage perméable (Gillig et al., 2008; Urban, 2008). Plus généralement, avec un bon choix d?espèce, une bonne éva- luation des potentialités en eau du site et une bonne conception du sol et de la collecte en eau de la fosse, les précipi- tations naturelles devraient suffire à la croissance de l?arbre (Gillig etal., 2008). Protection des réseaux Lorsque l?installation de réseaux sou- terrains (tuyaux, câbles) et la planta- tion d?arbres se font à proximité l?une de l?autre (<1.50m du tronc ou <3m de l?axe des plantations), les gestion- naires des réseaux et ceux du projet de plantation doivent se concerter sur les procédures de protection mutuelle à mettre en oeuvre (Certu, 2002; Gillig et al., 2008; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les réseaux, il faut favoriser leur regroupement, leur localisation et leur marquage, et les couvrir par un film plastique, une coque ou une cloison géotextile afin d?empêcher les racines de les atteindre (Gillig et al., 2008; USDA, 2000). On peut aussi adapter la forme de la fosse, la position de l?arbre et l?espèce d?arbre (éviter les essences à enracinement puissant ou susceptible de produire une importante masse de radicelles; par ex., Acer saccharinum; Guinaudeau, 2010). Pour protéger les arbres, les excavations et la mise en place de tranchées doivent se faire avec les moyens appropriés pour ne pas en- dommager les racines, tels qu?une mini pelle, un terrassement hydraulique, ou une intervention manuelle (Gillig etal., 2008). Si un décapage du sol est prévu au voisinage des plantations pour en abaisser le niveau, il faudra maintenir le sol situé au-dessus de la zone racinaire grâce à un talus ou un muret. i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer Contraintes Pour concevoir le sol d?une toiture vé- gétalisée, deux contraintes majeures sont à considérer. D?abord, la masse de la toiture végétalisée ne doit pas excéder la charge limite de la structure du bâtiment, ce qui limite le volume et la profondeur de sol et donc la réserve en eau et en nutriments du sol et l?ex- tension des racines (Cao et al., 2013; Papafotiou et al., 2013). Ensuite, les conditions microclimatiques en hauteur sur la toiture sont caractérisées par une plus forte exposition au soleil, au froid et au vent et des fluctuations de tempé- ratures plus importantes que celles au niveau du sol (Papafotiou etal., 2013). Ces deux contraintes entraînent un risque de dessication du sol et de stress hydrique des plantes, d?autant plus fort que la profondeur du sol est faible, ce qui rend la croissance et la survie des plantes plus difficiles (Boivin et al., 2001; Dunnett et al., 2008; Nagase & Dunnett, 2010). La mise en place d?une toiture végé- talisée nécessite donc d?évaluer ces deux paramètres et de déterminer les fonctions et services souhaités avant de sélectionner le couple végétation- sol adapté à la capacité du bâtiment et aux conditions microclimatiques de température et d?humidité (Papafotiou etal., 2013). Végétation Les plantes adaptées aux toitures végétalisées sont donc tolérantes au stress hydrique, comme les plantes à croissance faible ou compacte, à feuilles persistantes ou succulentes, ou ayant une capacité de stockage d?eau ou une physiologie de type CAM (cras- sulacean acid metabolism). Par ex., les espèces de Sedum sont souvent utili- sées pour performer sur les toitures végétalisées peu profondes (<20cm), dites extensives (Durhman etal., 2007; Oberndorfer et al., 2007; Rowe et al., 2012; VanWoert et al., 2005). À côté, les toitures végétalisées plus pro- fondes (>20 cm), qualifiées d?inten- sives, peuvent recevoir des mélanges plus divers, incluant des arbustes et des arbres (Oberndorfer et al., 2007; Sutton, 2015). Sol Pour répondre aux contraintes pré- cédemment citées, la conception du sol d?une toiture végétalisée fait plu- tôt appel à des matériaux technolo- giques et au procédé de construction de sol, même si des matériaux terreux peuvent être utilisés. Il s?agit donc de définir la profondeur et la composition initiale d?un horizon de croissance et d?un horizon technique (Figure 3.8). Pour l?horizon de croissance, la pro- fondeur est un facteur très influent sur la croissance et la survie des plantes (Dunnett etal., 2008; Nektarios etal., 2011; Ondoño et al., 2016; Papafotiou etal., 2013). Augmenter la profondeur permet d?accroître le volume de sol disponible aux racines, la réserve en eau, et la disponibilité en nutriments, ce qui a une incidence sur la survie des plantes, notamment dans des climats secs et chauds (Nektarios et al., 2011; Papafotiou et al., 2013; Thuring et al., 2010). Dans le climat froid du Québec, l?étude de Boivin etal. (2001) montrait que la profondeur permettait une pro- tection contre les dommages du froid. En revanche, la profondeur augmente la charge sur le bâtiment (Thuring etal., 2010). Pour limiter cette charge, on peut adopter une disposition modu- laire en utilisant des bacs ou des jar- dinières (Figure 3.8), ce qui diminue la surface végétalisée au profit de la pro- fondeur de sol, ou on peut opter pour des matériaux de constitution plus légers (DEVE etal., 2017). Pour sélectionner la matière minérale de l?horizon de croissance, les principales propriétés à considérer sont la densité et la porosité. En effet, il est important de connaître la distribution des tailles de pores inter et intra-particules, de fa- çon à maximiser les larges pores (pour la circulation de l?eau de pluie et de l?air) et le RUM (pour le prélèvement par les plantes), tout en minimisant l?eau liée (porosité fine) inutilisable qui alourdit inutilement la toiture végétalisée (Best et al., 2015; Graceson et al., 2013). De 62 par leur densité faible et leur porosité et capacité de drainage élevées, cer- tains substrats grossiers naturels (lave, pierre ponce) ou artificiels (AAS expan- sé, laine de verre, vermiculite, perlite) ont l?avantage d?être légers, mais ils retiennent peu l?eau (Best etal., 2015). Les composants plus fins, comme cer- tains sols naturels, le limon ou l?argile, ont des pores plus petits, drainent plus lentement et retiennent mieux l?eau, mais ils sont sujets à engorgement, colmatage et compaction et ils sont lourds, notamment dans des conditions saturées (Kazemi & Mohorko, 2017). Le sable a une bonne capacité de drainage mais il est lourd (Ampim et al., 2010). Les matériaux recyclés ou de démoli- tion tels que la brique concassée ou la terre cuite sont aussi communément utilisés dans les substrats, ce qui per- met de les valoriser, mais ils peuvent contenir des produits toxiques (Carson et al., 2012; Kazemi & Mohorko, 2017; Molineux etal., 2009; Razzaghmanesh etal., 2014). Ajouter des matériaux holorganiques dans l?horizon de croissance permet d?augmenter la capacité de stockage pour l?eau, de fournir des nutriments et d?apporter des microorganismes, ce qui favorise la croissance et la sur- vie des plantes (Molineux et al., 2009; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013). Mais il faut veiller à appor- ter une matière organique stable, pour éviter une forte décomposition, surtout dans les climats chauds et humides, et une compétition entre les plantes et les microorganismes (Best etal., 2015; Emilsson etal., 2007; Rowe etal., 2006; Simmons, 2015). Le guide de la mairie de Paris recommande de 10 à 30 % en volume de matière organique dans l?ho- rizon de croissance (DEVE etal., 2017). Pour générer une rétention en eau plus stable qu?avec la matière organique, il est possible d?utiliser des additifs ou super-absorbants, comme les « hydro- gels » (Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014; Simmons, 2015). Mais les résul- tats montrent des réactions chimiques et une diminution de leur efficacité dans le temps (Kazemi & Mohorko, 2017; Nektarios etal., 2003; Olszewski etal., 2010; Savi etal., 2014). Pour l?horizon technique situé sous l?horizon de croissance, il s?agit prin- cipalement d?ajuster la composition et la profondeur d?une couche drainante, pour favoriser un drainage efficace des excès d?eau vers les dispositifs d?évacuation des eaux de pluie (Simmons, 2015). Cette couche est constituée de matériaux légers, gra- nuleux (graviers, briques concassées, pierre ponce, AAS expansé, etc.) ou autres (tapis de drainage, plaques en polystyrène alvéolé, etc.) (DEVE etal., 2017). Au-dessus de la couche drainante, on peut poser une couche filtrante pour éviter le transfert de particules de l?ho- rizon de croissance, et donc le colma- tage de la couche drainante. Elle doit avoir une forte perméabilité, être im- putrescible et avoir une grande résis- tance aux déchirements, comme une nappe de fibres synthétiques (polypro- pylène ou polyester non-tissé) (DEVE etal., 2017). Autres éléments Il est nécessaire d?ajouter entre la structure du bâtiment et la toiture vé- gétalisée une membrane d?étanchéité pour éviter les infiltrations d?eau et une couche d?isolation (Andenæs etal., 2018; DEVE etal., 2017). Idéalement, le Végétation Structure du bâtiment Étanchéité et isolation Figure 3.8. Superposition de couches pour former une toiture végétalisée en disposition continue ou modulaire, placée sur un bâtiment protégé par une membrane d?étanchéité et une couche d?isolation. L?horizon de croissance doit assurer les fonctions d?approvisionnement en eau, d?apport de nutriments et de support physique aux plantes, tandis que l?horizon technique doit assurer un drainage efficace de l?eau. 63 bâtiment doit également être équipé d?un point d?eau, d?un dispositif d?éva- cuation des eaux, d?un accès (échelle ou escaliers), d?un dispositif de sécu- rité (par ex., garde-corps) et de zones sans végétation (DEVE et al., 2017). Enfin, utiliser des intrants, comme de l?irrigation ou de la fertilisation, per- met de s?ajuster plus précisément aux conditions présentes sur la toiture végétalisée (Emilsson et al., 2007; Nektarios etal., 2011; Papafotiou etal., 2013; Rowe etal., 2006). Selon le climat Pour adapter une toiture végétalisée à un climat chaud et sec, on peut choi- sir une plante adaptée au climat (par ex., Sedum sp.), on peut augmenter la profondeur du sol, on peut sélectionner des composés qui améliorent la capa- cité de stockage pour l?eau (porosité moyenne, ajout de matière organique ou d?additif de rétention d?eau) ou on peut irriguer (Graceson et al., 2013; Nagase & Dunnett, 2011; Papafotiou etal., 2013; Savi et al., 2014; Thuring et al., 2010). De plus, les matériaux comme la lave, la pierre ponce, les briques, les tuiles, ou l?AAS expansé qui ont une haute conduc- tivité thermique doivent dans un climat chaud être surmontés ou remplacés par une couche de matière organique ou minérale à faible conductivité thermique comme la vermiculite (Simmons, 2015). j. Augmenter le carbone d?un sol L?urbanisation modifiant la dynamique de carbone, gérer les sols dans le but d?y séquestrer davantage de car- bone (Figure 3.9) peut être un moyen efficace de lutter contre les change- ments climatiques (Lal, 2004; Pouyat et al., 2002). La principale stratégie consiste à végétaliser les espaces nus, ces derniers ayant des concentrations en carbone faibles et étant sujets à l?érosion (Bae & Ryu, 2015; Monteiro, 2017). La végétalisation, en favorisant la production d?exsudats racinaires, de litières de racines et de feuillages, et de débris ligneux, permet une entrée de carbone dans les sols (Bae & Ryu, 2015; Lal, 2004). Par ailleurs, décom- pacter, irriguer, fertiliser ou toute pra- tique rendant les sols fertiles, c?est- à-dire propices à la végétalisation, favoriseraient indirectement la sé- questration de carbone (Jarecki & Lal, 2003). Par ex., l?étude de Bae et Ryu (2015) a constaté une relation néga- tive entre la compaction et le stock de carbone du sol. L?afforestation, c?est-à-dire la for- mation par plantation ou semis d?un espace forestier sur un espace non forestier, est souvent citée comme un moyen de séquestrer du carbone dans les sols (Jandl etal., 2007; Mayer etal., Pour séquestrer du carbone 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier ou faire une rotation des espèces Fertiliser les sols en azote Ne pas travailler le sol Choisir des espèces aux racines développées Ne pas collecter les litières ni les résidus de récoltes Ajouter du compost, du fumier et des biosolides Augmenter la fixation de carbone par la production primaire 1 Favoriser l?entrée au sol de la biomasse végétale produite 3 Figure 3.9.Pratiques utilisées pour séquestrer du carbone dans les sols 64 2020). Le stockage de carbone se fai- sant surtout dans la couverture morte pendant les 30 premières années, puis transitant dans le sol minéral, l?afforestation sera particulièrement efficace si les chutes de litières sont laissées sur place (Mayer etal., 2020). Cependant, elle génère une séques- tration effective sur les sols nus et les terres cultivées, tandis qu?elle montre des effets variables sur des prairies ou des pâturages (Guo & Gifford, 2002; Korkanç, 2014; Laganière et al., 2010; Mayer et al., 2020). Les plantations d?arbres ne stockent donc pas systé- matiquement plus de carbone dans les sols que les plantes herbacées, même s?ils en séquestrent davantage dans la biomasse (Gibbon etal., 2010). Choisir entre une plante arborée ou herbacée pour végétaliser un espace devrait donc dépendre des autres services écosystémiques souhaités. Les feuillus et les conifères stockent une quantité équivalente de carbone dans les sols, bien que la distribution et la stabilité des composés orga- niques diffèrent (Mayer et al., 2020). L?utilisation de feuillus pourrait conve- nir davantage aux sols riches, tandis que les conifères seraient plus effi- caces dans les sols pauvres (Mayer et al., 2020). Augmenter la diversité des espèces d?arbres ou de plantes herbacées permettrait de séquestrer davantage de carbone dans les sols, en raison de la complémentarité entre espèces (Bae & Ryu, 2015; Lange etal., 2015; Mayer etal., 2020). De plus, les espèces aux racines plus profondes et développées permettent une plus grande stabilisation du carbone dans les sols (Poirier etal., 2018; Rasse etal., 2005). Bien qu?une plus grande den- sité de tiges pourrait être favorable à une plus grande production de litières et donc plus de carbone dans les sols, les effets ne sont pas clairement éta- blis (Mayer etal., 2020). Une fertilisation azotée, qu?elle soit ré- alisée par des fertilisants, des plantes fixatrices d?azote ou des dépôts ur- bains, entraîne un accroissement des stocks de carbone du sol (Mayer etal., 2020; Nave et al., 2009). Cela s?ex- plique d?une part par l?augmentation de la production de biomasse et donc de litières, notamment dans des fo- rêts déficientes en azote (Mayer etal., 2020). D?autre part, la décomposition diminue en raison (1) de la suppression de l?activité des enzymes de dégrada- tion de la lignine (par ex., peroxidases) en présence d?azote inorganique; (2) de la récalcitrance des composés phéno- liques liés à l?azote, et (3) de la produc- tion de composés microbiens stables riches en azote (Mayer et al., 2020). Considérant le coût environnemental de la production, du transport et de l?application de fertilisants, l?utilisation de plantes fixatrices pourrait être plus avantageuse, même si la quantité de carbone séquestré peut être légère- ment inférieure à celle avec les fertili- sants (Mayer et al., 2020; Nave et al., 2009). Les plantes fixant l?azote sont certaines espèces de légumineuses (famille Leguminosae ou Fabaceae) et le genre Parasponia en symbiose avec les bactéries rhizobia, les plantes actinorhiziennes (réparties sur 8 familles : Casuarinaceae, Coriariaceae, Eleagnaceae, Datisticaceae, Myricaceae, Betulaceae, Rhamnaceae et Rosaceae) en symbiose avec les bactéries Frankia, et plusieurs plantes (dont les Cycadophytes et les genres Gunnera et Azolla) qui font des sym- bioses avec les cyanobactéries Nostoc ou Anabaena (Franche et al., 2009). Comme arbres et arbustes fixateurs d?azote, on peut citer les espèces d?Alnus et de Ceanothus dans les forêts tempérées, et les espèces de Leucaena, de Falcataria, de Casuarina, et d?Acacia dans les tropiques (Binkley, 2005). Les plantes fixatrices d?azote peuvent être mélangées à d?autres espèces non fixatrices pour séquestrer du carbone (Forrester etal., 2013; Vidal etal., 2019). Enfin, plusieurs pratiques agricoles pourraient être utilisées dans les es- paces verts (notamment les espaces d?agriculture urbaine) pour séques- trer davantage de carbone dans les sols. Parmi ces pratiques, on peut citer le semis direct sans travail du sol, le maintien d?une couverture végétale permanente morte (paillis, débris de récoltes) ou vivante (culture interca- laire [dans l?espace] ou intermédiaire [dans le temps], haie ou agroforeste- rie), ou la diversification des cultures (rotation) (Chenu etal., 2014; Jarecki & Lal, 2003; Metay etal., 2007; Pellerin et al., 2020). Enfin, ne pas collecter les litières ou les résidus de récolte, et ajouter du compost, du fumier ou des biosolides favorisent le carbone des sols (Follett, 2001; Jarecki & Lal, 2003). 65 k. Préserver la biodiversité d?un sol La biodiversité des sols, incluant les microorganismes (bactéries, cham- pignons) et la micro, méso et macro- faune, assure la réalisation de plu- sieurs fonctions écosystémiques, en particulier celles de décomposition et de recyclage des nutriments (Delgado- Baquerizo et al., 2020; Swift et al., 1979). Préserver la biodiversité en milieux urbains, c?est-à-dire la diver- sité des gènes, des espèces, des éco- systèmes et des interactions, implique de mettre en place des approches par filtre brut et par filtre fin (Dunne etal., 2002; Hunter, 2005; Mace etal., 2005). Les approches par filtre brut visent à conserver les structures et les fonctions des écosystèmes de façon à répondre aux besoins de la majorité des espèces, tandis que les approches par filtre fin ciblent des besoins spé- cifiques d?espèces en particulier (par ex., espèces clés, espèces parapluies, espèces porte-drapeau, espèces ingé- nieures, espèces vulnérables) (Figure 3.10). Comme approches par filtre brut, les trois moyens de préserver la biodi- versité dans un contexte urbain sont de maintenir les sols vivants, diver- sifier les habitats et connecter ces habitats. Les organismes du sol étant principalement hétérotrophes et se nourrissant de matières organiques vivantes ou mortes, le premier moyen pour préserver la biodiversité des sols consiste à maintenir des sols vivants. Cela se fait en végétalisant les sols nus, en maintenant une couverture vé- gétale, en ajoutant des amendements de matières organiques, et en conser- vant ou restaurant les sols pour qu?ils restent propices à cette végétalisation (Moebius-Clune etal., 2016; Swift etal., 1979; Vukicevich et al., 2016; Zhao etal., 2012). Il faut aussi éviter l?utilisa- tion de biocides (pesticides, fongicides, herbicides) et les interventions qui al- tèrent les propriétés du sol (travail du sol, circulation, compactage, contami- nation avec des éléments traces ou des sels) (Moebius-Clune et al., 2016). De plus, il peut être nécessaire d?inoculer des microorganismes qui promeuvent la croissance des plantes (mycorhizes, bactéries fixatrices d?N) ou qui les pro- tègent en contrôlant des pathogènes (Trichoderma, Pseudomonas, Bacillus) (Scharenbroch & Smiley, 2021). La relation surface-diversité étant bien connue, maintenir une couverture vé- gétale sur au moins 10 % de la surface Pour préserver la biodiversité des sols APPROCHES PAR FILTRE BRUT APPROCHES PAR FILTRE FIN 4 Rendre les sols propices à la végétalisation Diversifier les espaces verts Concevoir les corridors écologiques Mettre en place des mesures de connexion (déminéraliser, dalles non jointes, etc.) Connaître leurs besoins pour définir les mesures Maintenir les sols vivants Connecter les habitats 3 Figure 3.10.Pratiques utilisées pour préserver la biodiversité dans les sols 66 de la ville serait nécessaire pour pré- server la biodiversité urbaine (Beninde etal., 2015). Le deuxième moyen de favoriser la biodiversité des sols est de diversifier leurs habitats à l?échelle de la ville, en concevant des espaces verts différant par leur microclimat, leur végétation et leur sol (Beninde etal., 2015; De Deyn & Van der Putten, 2005; Nielsen etal., 2010; Tews etal., 2004). Cela consiste à mettre en place des espaces verts dans des zones de la ville distinctes par leur microclimat (en fonction des caractéristiques géométriques des infrastructures et des activités hu- maines) (Dimoudi et al., 2013). Cela consiste aussi à favoriser une diversité de types de végétation, de groupes fonctionnels et d?espèces de plantes, à l?échelle de l?espace vert et à celle de la ville. Diversifier les plantes peut entraî- ner un effet ascendant sur la diversité des organismes des sols, même si ce n?est pas systématique (De Deyn & Van der Putten, 2005; Hooper etal., 2000; Korboulewsky et al., 2016; Scherber etal., 2010; Vukicevich etal., 2016). En outre, les espaces verts formés par une végétation distincte vont impacter dif- féremment la température, l?humidité, la quantité de matière organique, la structure et la chimie des sols (Eviner & Chapin, 2003). Enfin, pour favoriser la biodiversité des sols, on peut créer ou maintenir l?hétérogénéité des sols en microhabitats et en ressources, via la mise en place d?une diversité d?espaces verts et via une gestion lais- sant au sol les éléments structuraux (litières, débris de bois mort, creux et monticules). Les corridors écologiques consti- tuent pour les espèces des zones de refuges, de déplacement et de disper- sion, et leur permettent d?accomplir leur cycle de vie, de recoloniser faci- lement des zones isolées et de réduire les extinctions locales (MacDonald, 2003). Créer des corridors écolo- giques pour connecter les espaces végétalisés urbains à différentes échelles (périurbaine, urbaine, quar- tier) est essentielle pour le maintien de la biodiversité dans un contexte de changements climatiques, bien que leurs effets sur les communautés des sols ne soient pas clairement établis (Beninde etal., 2015; Damschen etal., 2006; MacDonald, 2003; Rantalainen etal., 2008; Savard etal., 2000). Pour ce faire, la première étape est d?iden- tifier aux échelles précédemment mentionnées des espaces végétalisés (par ex., parcs, jardins) et des zones potentielles de connexion (par ex., boulevards) (Savard etal., 2000). Peng et al. (2017) proposent différentes méthodes, comme l?analyse de réseau (mesure de la connectivité d?un réseau modélisé par des points, des lignes et des surfaces, basée sur la théorie des graphes), ou l?analyse de résistance cumulative minimum (mesure de la ré- sistance rencontrée par la faune sau- vage en déplacement dans le paysage). La deuxième étape consiste à conce- voir les corridors, c?est-à-dire déter- miner leur configuration spatiale, leur contexte paysager, leur type d?habitat et la nature des espaces connectés (MacDonald, 2003). Dans la troisième étape, il s?agit plus concrètement de mettre en place les mesures pour créer le réseau. Déminéraliser (désasphal- ter) les rues, installer des dalles non jointes, installer des sols fertiles et non pollués ou végétaliser sont quelques exemples de mesures permettant de créer une « trame brune », à l?image de la « trame verte et bleue » (Joimel etal., 2021; Savard etal., 2000). Enfin, comme approche par filtre fin, il peut être important de mettre en place des dispositifs pour des espèces en particulier (Hunter, 2005). Pour cela, il est nécessaire de connaître la niche écologique de l?espèce, son habitat et sa vulnérabilité aux perturbations et changements environnementaux. 67 Conclusion La conception des sols en milieu urbain est une étape essentielle à la gestion et la préservation des espaces verts, et à leur cohabitation avec la population et les infrastructures urbaines. Comme le précisent Gillig etal. (2008), « concep- teurs et praticiens s?accordent à affir- mer que 80 % des problèmes rencon- trés par l?arbre en ville trouvent leurs causes dans le sol ». Adopter les bonnes pratiques est donc indispensable pour apporter les services écosystémiques à la population, tout en respectant l?ensemble des contraintes, incluant le budget et le temps alloués au pro- jet. Les techniques présentées ici sont diverses et permettent de s?adapter aux différentes situations rencontrées en ville. En outre, la conception des sols est complexe et fait intervenir une multi- tude d?acteurs, qui ont des responsabi- lités et des rôles variés, et qui doivent travailler en cohérence avec les objec- tifs à atteindre (Figure 4.1). Ainsi, les sols urbains doivent être abordés à travers une approche mul- tidisciplinaire et une innovation per- manente afin de répondre aux futurs défis environnementaux, sociaux et économiques des villes et des sociétés urbaines. Espaces verts et sols urbains RÉALISATION Les chefs de chantier et les ouvriers DÉCISION Les politiques et les collectivités BÉNÉFICIAIRES Les citoyens ÉTUDES Les chercheurs (unités de recherche) réseaux) APPROVISIONNEMENT Les fournisseurs (machines, matériaux, plantes) Figure 4.1.Les différents acteurs participant à la gestion des espaces verts et des sols urbains 68 Références Abrahams, P. W. (2002). Soils?: Their implica- tions to human health. Science of The Total Environment, 291(1), 1?32. Alexandri, E., & Jones, P. (2008). Temperature de- creases in an urban canyon due to green walls and green roofs in diverse climates. Building and Environment, 43(4), 480?493. Ali, H., Khan, E., & Sajad, M. A. (2013). Phytoremediation of heavy metals?Concepts and applications. Chemosphere, 91(7), 869?881. Amacher, M. C., O?Neill, K. P., & Perry, C. H. (2007). Soil vital signs?: A new soil quality index (SQI) for assessing forest soil health (p. 12) [Res. Pap. RMRS-RP-65WWW]. United States Department of Agriculture, Forest Service, Rocky Mountain Research Station. Ampim, P. A. Y., Sloan, J. J., Cabrera, R. I., Harp, D. A., & Jaber, F. H. (2010). Green roof growing substrates?: Types, ingredients, composition and properties. Journal of Environmental Horticulture, 28(4), 244?252. Andenæs, E., Kvande, T., Muthanna, T. M., & Lohne, J. (2018). Performance of blue-green roofs in cold climates?: A scoping review. Buildings, 8(4), 55. Angold, P. G., Sadler, J. P., Hill, M. O., Pullin, A., Rushton, S., Austin, K., Small, E., Wood, B., Wadsworth, R., Sanderson, R., & Thompson, K. (2006). Biodiversity in urban habitat patch- es. Science of The Total Environment, 360(1), 196?204. Bae, J., & Ryu, Y. (2015). Land use and land cover changes explain spatial and temporal vari- ations of the soil organic carbon stocks in a constructed urban park. Landscape and Urban Planning, 136, 57?67. Baer, S. G., Collins, S. L., Blair, J. M., Knapp, A. K., & Fiedler, A. K. (2005). Soil heterogeneity effects on tallgrass prairie community hetero- geneity?: An application of ecological theory to restoration ecology. Restoration Ecology, 13(2), 413?424. Bailey, V. L., Bolton, H. Jr., & Smith, J. L. (2007). Substrate-induced respiration and selective inhibition as measures of microbial biomass in soils. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 515?526). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Baize, D., & Girard, M.-C. (2009). Référentiel pédologique 2008. Association française pour l?étude du sol. Éditions Quae. Baize, D., & Jabiol, B. (2011). Guide pour la descrip- tion des sols. Éditions Quae. Balestrini, R., Lumini, E., Borriello, R., & Bianciotto, V. (2015). Plant-soil biota interactions. Chapter 11. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 311?338). Academic Press, Elsevier Inc. Barker, A. V., & Pilbeam, D. J. (2006). Handbook of plant nutrition. CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Basiliko, N., Dunfield, K., & Tenuta, M. (2021). Soil biodiversity and ecology. Chapter 6. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 194?233). Canadian Society of Soil Science. Bathalon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement à l?ozone?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=15&lang=fra Beninde, J., Veith, M., & Hochkirch, A. (2015). Biodiversity in cities needs space?: A me- ta-analysis of factors determining intra-urban biodiversity variation. Ecology Letters, 18(6), 581?592. Berg, B., & McClaugherty, C. (2020). Plant litter. Decomposition, humus formation, carbon se- questration (4e éd.). Springer Nature. Besir, A. B., & Cuce, E. (2018). Green roofs and facades?: A comprehensive review. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 82, 915?939. Best, B. B., Swadek, R. K., & Burgess, T. L. (2015). Soil-based green roofs. Chapter 6. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 139?174). Springer International Publishing Switzerland. Beyaert, R. P., & Fox, C. A. (2007). Assessment of soil biological activity. Chapter 40. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 527?545). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Binkley, D. (2005). How nitrogen-fixing trees change soil carbon. Chapter 8. In D. Binkley & O. Menyailo (Éds.), Tree species effects on soils?: Implications for global change (Vol. 55, p. 155?164). Kluwer Academic Publishers, Springer. Blanco, H., & Lal, R. (2008). Principles of soil con- servation and management. Springer Science + Business Media B. V. Boivin, M.-A., Lamy, M.-P., Gosselin, A., & Dansereau, B. (2001). Effect of artificial substrate depth on freezing injury of six herbaceous perennials grown in a green roof system. HortTechnology, 11(3), 409?412. Bounoua, L., Zhang, P., Mostovoy, G., Thome, K., Masek, J., Imhoff, M., Shepherd, M., Quattrochi, D., Santanello, J., Silva, J., Wolfe, R., & Toure, A. M. (2015). Impact of urbanization on US sur- face climate. Environmental Research Letters, 10(8), 084010. Bouyoucos, G. J. (1962). Hydrometer method improved for making particle size analyses of soils. Agronomy Journal, 54(5), 464?465. Brevik, E. C. (2013). Soils and human health?: An overview. Chapter 2. In E. C. Brevik & L. C. Burgess (Éds.), Soils and human health (p. 29?58). Taylor&Francis Group. Brown, S., Biswas, A., Caron, J., Dyck, M., & Si, B. (2021). Soil physics. Chapter 4. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An intro- duction to soil science (p. 100?149). Canadian Society of Soil Science. Brusseau, M. L., Pepper, I. L., & Gerba, C. P. (2019). Environmental and pollution science (3e éd.). Academic Press, Elsevier Inc. Burton, A. J., & Pregitzer, K. S. (2008). Measuring forest floor, mineral soil, and root carbon stocks. Chapter 10. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 129?142). Springer Science + Business Media B. V. Byomkesh, T., Nakagoshi, N., & Dewan, A. M. (2012). Urbanization and green space dynam- ics in Greater Dhaka, Bangladesh. Landscape and Ecological Engineering, 8(1), 45?58. Calvet, R. (2013). Le sol (2e éd.). Éditions France Agricole. Campbell, C. D., Chapman, S. J., Cameron, C. M., Davidson, M. S., & Potts, J. M. (2003). A rapid microtiter plate method to measure carbon dioxide evolved from carbon substrate amend- ments so as to determine the physiological profiles of soil microbial communities by using whole soil. Applied and Environmental Microbiology, 69(6), 3593-3599. Canadell, J., Jackson, R. B., Ehleringer, J. B., Mooney, H. A., Sala, O. E., & Schulze, E.-D. (1996). Maximum rooting depth of vegetation types at the global scale. Oecologia, 108(4), 583-595. Cao, J., Tamura, Y., & Yoshida, A. (2013). Wind tunnel investigation of wind loads on rooftop model modules for green roofing systems. Journal of Wind Engineering and Industrial Aerodynamics, 118, 20?34. Carson, T., Hakimdavar, R., Sjoblom, K., & Culligan, P. (2012). Viability of recycled and waste ma- terials as green roof substrates. Geotechnical Engineering, 3644?3653. 69 Carter, M. R., & Gregorich, E. G. (2007). Soil sam- pling and methods of analysis (2e éd.). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Certu. (2002). Les plantations d?arbres en ville. Le long des rues et sur les places. Ministère de l?Équipement, des Transports et du Logement. Centre d?études sur les réseaux, les transports, l?urbanisme et les constructions publiques. Charzynski, P., Hulisz, P., Piotrowska-Dlugosz, A., Kaminski, D., & Plak, A. (2018). Sealing effects on properties of urban soils. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban Soils (p. 155?174). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Chenu, C., Klumpp, K., Bispo, A., Angers, D., Colnenne, C., & Metay, A. (2014). Stocker du carbone dans les sols agricoles?: Évaluation de leviers d?action pour la France. Innovations Agronomiques, 37, 23?37. Churkina, G. (2012). Carbon cycle of urban eco- systems. Chapter 16. In R. Lal & B. Augustin (Éds.), Carbon sequestration in urban eco- systems (p. 315?330). Springer Science + Business Media B. V. Cimon-Morin, J., Darveau, M., & Poulin, M. (2013). Fostering synergies between ecosystem services and biodiversity in conservation planning?: A review. Biological Conservation, 166, 144?154. Coleman, D. C., & Wall, D. H. (2015). Soil fauna?: Occurrence, biodiversity, and roles in ecosys- tem function. Chapter 5. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochemistry (4e éd., p. 111?150). Academic Press, Elsevier Inc. Combs, G. F. Jr. (2013). Geological impacts on nu- trition. Chapter 8. In O. Selinus, B. Alloway, J. A. Centeno, R. B. Finkelman, R. Fuge, U. Lindh, & P. Smedley (Éds.), Essentials of medical geology. Revised edition (p. 179?194). Springer Science+Business Media. Comerford, N. B., Franzluebbers, A. J., Stromberger, M. E., Morris, L., Markewitz, D., & Moore, R. (2013). Assessment and evalua- tion of soil ecosystem services. Soil Horizons, 54(3), 1?14. Costanza, R., d?Arge, R., deGroot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., O?Neill, R. V., Paruelo, J., Raskin, R. G., Sutton, P., & van denBelt, M. (1997). The value of the world?s ecosystem services and natural capital. Nature, 387(6630), 253?260. Craul, P. J. (1982). Urban forest soils. A reference workbook. University of Maryland. Craul, P. J. (1985). A description of urban soils and their desired characteristics. Journal of Arboriculture, 11(11), 330?339. Craul, P. J. (1991). Urban soil?: Problems and promise. Arnoldia, 51(1), 23?32. Craul, T. A., & Craul, P. J. (2006). Introduction to the soil. In Soil design protocols for landscape architects and contractors (p. 1?28). John Wiley & Sons. Czemiel Berndtsson, J. (2010). Green roof perfor- mance towards management of runoff water quantity and quality?: A review. Ecological Engineering, 36(4), 351?360. Dadea, C., Russo, A., Tagliavini, M., Mimmo, T., & Zerbe, S. (2017). Tree species as tools for biomonitoring and phytoremediation in urban environments?: A review with special regard to heavy metals. Arboriculture & Urban Forestry, 43(4), 155?167. Dalpé, Y., & Hamel, C. (2007). Arbuscular Mycorrhizae. Chapter 30. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 355?377). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Damas, O., & Coulon, A. (2016). Créer des sols fertiles. Du déchet à la végétalisation urbaine. In C. De Gramont, T. Kremer, & D. Galtier (Éds.). Éditions du Moniteur. Damschen, E. I., Haddad, N. M., Orrock, J. L., Tewksbury, J. J., & Levey, D. J. (2006). Corridors increase plant species richness at large scales. Science, 313(5791), 1284?1286. Danquechin Dorval, A. (2015). Architecture raci- naire et stabilité chez le pin maritime (Pinus pin- aster Ait.) au stade jeune [Doctorat en Sciences et environnements]. Université de Bordeaux. Day, S. D., Wiseman, P. E., Dickinson, S. B., & Harris, J. R. (2010). Tree root ecology in the urban environment and implications for a sustainable rhizosphere. Arboriculture & Urban Forestry, 36(5), 193?205. De Deyn, G. B., & Van der Putten, W. H. (2005). Linking aboveground and belowground di- versity. Trends in Ecology & Evolution, 20(11), 625?633. Delgado-Baquerizo, M., Reich, P. B., Trivedi, C., Eldridge, D. J., Abades, S., Alfaro, F. D., Bastida, F., Berhe, A. A., Cutler, N. A., Gallardo, A., García-Velázquez, L., Hart, S. C., Hayes, P. E., He, J.-Z., Hseu, Z.-Y., Hu, H.-W., Kirchmair, M., Neuhauser, S., Pérez, C. A., ? Singh, B. K. (2020). Multiple elements of soil biodiversity drive ecosystem functions across biomes. Nature Ecology & Evolution, 4(2), 210?220. Delisle, S., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Oxydation chimique avec peroxyde d?hydrogène (réaction de Fenton)?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=30&lang=fra Delisle, S., Drouin, K., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Bioventilation. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=10&lang=fra Désilets, M., Charette, D., & McNicoll, J. (2017). Fiche descriptive?: Solidification/stabili- sation in situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=43&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Pompage et traitement. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=44&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Pompage et traitement des liquides denses en phase non aqueuse (LDPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=45&lang=fra Désilets, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018c). Fiche descriptive?: Système d?ex- traction multiphase pour liquides en phase non aqueuse (LPNA). Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=36&lang=fra DEVE (Direction des Espaces verts et de l?En- vironnement), Direction du Patrimoine et de l?Architecture, & Direction de l?Urbanisme. (2017). Guide des toitures végétalisées et cultivées. Toutes les étapes pour un projet de qualité (Végétalisons Paris, p. 100). Mairie de Paris. Dimoudi, A., Kantzioura, A., Zoras, S., Pallas, C., & Kosmopoulos, P. (2013). Investigation of urban microclimate parameters in an urban center. Energy and Buildings, 64, 1?9. Dirr, M. A. (1976). Selection of trees for tolerance to salt injury. Journal of Arboriculture, 2(11), 209?216. Dominati, E., Patterson, M., & Mackay, A. (2010). A framework for classifying and quantifying the natural capital and ecosystem services of soils. Ecological Economics, 69(9), 1858?1868. Douglas, I. (2011a). Urban geomorphology. Chapter 14. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 159?163). Routledge. Douglas, I. (2011b). Urban hydrology. Chapter 13. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 148?158). Routledge. Duchaufour, P. (2001). Introduction à la science du sol. Sol, végétation, environnement (6è éd.). Dunod. Dunfield, K. E. (2007). Lipid-based community analysis. Chapter 42. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 557?566). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. 70 Dunne, J. A., Williams, R. J., & Martinez, N. D. (2002). Network structure and biodiversity loss in food webs?: Robustness increases with connectance. Ecology Letters, 5(4), 558?567. Dunnett, N., Nagase, A., & Hallam, A. (2008). The dynamics of planted and colonising species on a green roof over six growing seasons 2001?2006?: Influence of substrate depth. Urban Ecosystems, 11(4), 373?384. Dupuy, L., Fourcaud, T., & Stokes, A. (2005). A numerical investigation into the influence of soil type and root architecture on tree anchor- age. Eco-and ground bio-engineering: The use of vegetation to improve slope stability, 278, 119?134. Durhman, A. K., Rowe, D. B., & Rugh, C. L. (2007). Effect of substrate depth on initial growth, coverage, and survival of 25 succulent green roof plant taxa. HortScience, 42(3), 588?595. Emilsson, T., Czemiel Berndtsson, J., Mattsson, J. E., & Rolf, K. (2007). Effect of using con- ventional and controlled release fertiliser on nutrient runoff from various vegetated roof systems. Ecological Engineering, 29(3), 260?271. Eviner, V. T., & Chapin, F. S. I. (2003). Functional matrix?: A conceptual framework for predicting multiple plant effects on ecosystem process- es. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 34, 455?485. FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations). (2006). Guidelines for soil description (4e éd., p. 97). FAO. Follett, R. F. (2001). Soil management concepts and carbon sequestration in cropland soils. Soil & Tillage Research, 61(1), 77?92. Forrester, D. I., Pares, A., O?Hara, C., Khanna, P. K., & Bauhus, J. (2013). Soil organic carbon is increased in mixed-species plantations of Eucalyptus and nitrogen-fixing Acacia. Ecosystems, 16(1), 123?132. Franche, C., Lindström, K., & Elmerich, C. (2009). Nitrogen-fixing bacteria associated with legu- minous and non-leguminous plants. Plant and Soil, 321(1), 35?59. Gaston, K. J., Ávila-Jiménez, M. L., & Edmondson, J. L. (2013). Managing urban ecosystems for goods and services. Journal of Applied Ecology, 50(4), 830?840. Gibbon, A., Silman, M. R., Malhi, Y., Fisher, J. B., Meir, P., Zimmermann, M., Dargie, G. C., Farfan, W. R., & Garcia, K. C. (2010). Ecosystem Carbon Storage Across the Grassland?Forest Transition in the High Andes of Manu National Park, Peru. Ecosystems, 13(7), 1097?1111. Gillig, C.-M., Bourgery, C., & Amann, N. (2008). L?arbre en milieu urbain. Conception et réalisa- tion de plantations. Infolio éditions. Girard, M.-C., Schvartz, C., & Jabiol, B. (2011). Étude des sols. Description, cartographie, utilisation. Dunod. Goddard, M. A., Dougill, A. J., & Benton, T. G. (2010). Scaling up from gardens?: Biodiversity conservation in urban environments. Trends in Ecology & Evolution, 25(2), 90?98. Gómez-Baggethun, E., & Barton, D. N. (2013). Classifying and valuing ecosystem services for urban planning. Ecological Economics, 86, 235?245. Goode, D. (2011). Planning for nature in towns and cities?: A historical perspective. Chapter 8. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge handbook of urban ecolo- gy (p. 84?92). Routledge. Graceson, A., Hare, M., Monaghan, J., & Hall, N. (2013). The water retention capabilities of growing media for green roofs. Ecological Engineering, 61, 328?334. Gregorich, E. G., & Beare, M. H. (2007). Physically uncomplexed organic matter. Chapter 47. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 607?616). Taylor&Francis Group, LLC. Gregory, P. J. (2006). Plant roots?: Growth, activity and interactions with soils. Blackwell Publishing. Grimmond, C. S. B. (2011). Climate of cities. Chapter 10. In I. Douglas, D. Goode, M. C. Houck, & R. Wang (Éds.), The routledge hand- book of urban ecology (p. 103?119). Routledge. Guilland, C., Maron, P. A., Damas, O., & Ranjard, L. (2018). Biodiversity of urban soils for sustain- able cities. Environmental Chemistry Letters, 16(4), 1267?1282. Guinaudeau, C. (2010). L?arbre en milieu ur- bain. Choix, plantation et entretien. Centre Scientifique et Technique du Bâtiment. Güneralp, B., & Seto, K. C. (2013). Futures of global urban expansion?: Uncertainties and implications for biodiversity conservation. Environmental Research Letters, 8(1), 014025. Guo, L. B., & Gifford, R. M. (2002). Soil carbon stocks and land use change?: A meta analysis. Global Change Biology, 8(4), 345?360. Haaland, C., & van denBosch, C. K. (2015). Challenges and strategies for urban green- space planning in cities undergoing densi- fication?: A review. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 760?771. Hanski, I., vonHertzen, L., Fyhrquist, N., Koskinen, K., Torppa, Laatikainen, T., Karisola, P., Auvinen, P., Paulin, L., Mäkelä, M. J., Vartiainen, E., Kosunen, T. U., Alenius, H., & Haahtela, T. (2012). Environmental biodiversity, human microbiota, and allergy are interrelated. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(21), 8334?8339. Hao, X., Ball, B. C., Culley, J. L. B., Carter, M. R., & Parkin, G. W. (2007). Soil density and porosity. Chapter 57. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 743?759). Taylor&Francis Group, LLC. Harris, J. A. (1991). The biology of soils in urban areas. In P. Bullock & P. J. Gregory (Éds.), Soils in the urban environment (p. 139?152). Blackwell Scientific Publications. Hartig, T., Mitchell, R., deVries, S., & Frumkin, H. (2014). Nature and health. Annual Review of Public Health, 35(1), 207?228. Hébert, J., & Bernard, J. (2013). Bilan sur la ges- tion des terrains contaminés au 31 décembre 2010. Gouvernement du Québec, Ministère du Développement durable, de l?Environnement, de la Faune et des Parcs. Hendershot, W. H., Lalande, H., & Duquette, M. (2007). Soil reaction and exchangeable acidi- ty. Chapter 16. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 173?178). Taylor&Francis Group, LLC. Hess, G. R., Moorman, C. E., Thompson, J., & Larson, C. L. (2014). Integrating wildlife con- servation into urban planning. Chapter 12. In R. A. McCleery, C. E. Moorman, & M. N. Peterson (Éds.), Urban wildlife conservation. Theory and practice (p. 239?278). Springer Science + Business Media, LLC. Hooper, D. U., Bignell, D. E., Brown, V. K., Brussard, L., Dangerfield, J. M., Wall, D. H., Wardle, D. A., Coleman, D. C., Giller, K. E., Lavelle, P., Van Der Putten, W. H., De Ruiter, P. C., Rusek, J., Silver, W. L., Tiedje, J. M., & Wolters, V. (2000). Interactions between aboveground and be- lowground biodiversity in terrestrial ecosys- tems?: Patterns, mechanisms, and feedbacks. BioScience, 50(12), 1049?1061. Horneck, D. A., Sullivan, D. M., Owen, J. S., & Hart, J. M. (2011). Soil test interpretation guide (E. C. No 1478). Oregon State University. Hunter, M. L. Jr. (2005). A mesofilter conserva- tion strategy to complement fine and coarse filters. Conservation Biology, 19(4), 1025?1029. IUSS Working Group WRB. (2006). World Reference Base for soil resources 2006. A framework for international classification, correlation and communication (World Soil Resources Reports No 103). Food and Agriculture Organization of the United Nations. Jandl, R., Lindner, M., Vesterdal, L., Bauwens, B., Baritz, R., Hagedorn, F., Johnson, D. W., Minkkinen, K., & Byrne, K. A. (2007). How strongly can forest management influence soil carbon sequestration? Geoderma, 137(3), 253?268. Jarecki, M. K., & Lal, R. (2003). Crop management for soil carbon sequestration. Critical Reviews in Plant Sciences, 22(5), 471?502. 71 Jiang, Y., Fu, P., & Weng, Q. (2015). Assessing the impacts of urbanization-associated land use/ cover change on land surface temperature and surface moisture?: A case study in the Midwestern United States. Remote Sensing, 7(4), 4880?4898. Joergensen, R. G., & Emmerling, C. (2006). Methods for evaluating human impact on soil microorganisms based on their activity, biomass, and diversity in agricultural soils. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 169(3), 295?309. Joimel, S., Grard, B., Gonod, L. V., & Chenu, C. (2021). Le fonctionnement écologique des villes?: Et si on pensait aux sols? Métropolitiques, 1?8. Karberg, N. J., Scott, N. A., & Giardina, C. P. (2008). Methods for estimating litter de- composition. In C. M. Hoover (Éd.), Field measurements for forest carbon monitoring. A landscape-scale approach (p. 103?111). Springer Science + Business Media B. V. Kazemi, F., & Mohorko, R. (2017). Review on the roles and effects of growing media on plant performance in green roofs in world climates. Urban Forestry & Urban Greening, 23, 13?26. Kooch, Y., Zaccone, C., Lamersdorf, N. P., & Tonon, G. (2014). Pit and mound influence on soil features in an Oriental Beech (Fagus orienta- lis Lipsky) forest. European Journal of Forest Research, 133(2), 347?354. Korboulewsky, N., Perez, G., & Chauvat, M. (2016). How tree diversity affects soil fauna diversity?: A review. Soil Biology and Biochemistry, 94, 94?106. Korjus, H. (2014). Polluted soils restoration. Chapter 7. In Climate change and restoration of degraded land (p. 413?480). Colegio de Ingenieros de Montes. Korkanç, S. Y. (2014). Effects of afforestation on soil organic carbon and other soil properties. Catena, 123, 62?69. Kowarik, I. (2011). Novel urban ecosystems, bio- diversity, and conservation. Environmental Pollution, 159(8), 1974?1983. Kranz, C. N., McLaughlin, R. A., Johnson, A., Miller, G., & Heitman, J. L. (2020). The effects of com- post incorporation on soil physical properties in urban soils ? A concise review. Journal of Environmental Management, 261, 110209. Kroetsch, D., & Wang, C. (2007). Particle size distribution. Chapter 55. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 713?725). Taylor&Francis Group, LLC.. Kumaragamage, D., Warren, J., & Spiers, G. (2021). Soil chemistry. Chapter 5. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An in- troduction to soil science (p. 150?193). Canadian Society of Soil Science. Laganière, J., Angers, D. A., & Paré, D. (2010). Carbon accumulation in agricultural soils after afforestation?: A meta-analysis. Global Change Biology, 16(1), 439?453. Lal, R. (2004). Soil carbon sequestration to miti- gate climate change. Geoderma, 123(1), 1?22. Lal, R. (2015). Restoring soil quality to miti- gate soil degradation. Sustainability, 7(5), 5875?5895. Lange, M., Eisenhauer, N., Sierra, C. A., Bessler, H., Engels, C., Griffiths, R. I., Mellado-Vázquez, P. G., Malik, A. A., Roy, J., Scheu, S., Steinbeiss, S., Thomson, B. C., Trumbore, S. E., & Gleixner, G. (2015). Plant diversity increases soil micro- bial activity and soil carbon storage. Nature Communications, 6(1), 6707. Lapointe, M., Gurney, G. G., Coulthard, S., & Cumming, G. S. (2021). Ecosystem services, well-being benefits and urbanization asso- ciations in a Small Island Developing State. People and Nature, 3(2), 391?404. Laroche, B., Thorette, J., & Lacassin, J.-Cl. (2006). L?artificialisation des sols?: Pressions urbaines et inventaire des sols. Étude et Gestion des Sols, 13(3), 223?235. Lehmann, A., & Stahr, K. (2007). Nature and sig- nificance of anthropogenic urban soils. Journal of Soils and Sediments, 7(4), 247?260. Li, G., Sun, G.-X., Ren, Y., Luo, X.-S., & Zhu, Y.-G. (2018). Urban soil and human health?: A re- view. European Journal of Soil Science, 69(1), 196?215. Li, Z., Zhang, G., Liu, Y., Wan, K., Zhang, R., & Chen, F. (2013). Soil nutrient assessment for urban ecosystems in Hubei, China. Plos One, 8(9), e75856. Liang, L., Wang, Z., & Li, J. (2019). The effect of urbanization on environmental pollution in rapidly developing urban agglomerations. Journal of Cleaner Production, 237, 117649. Livingston, N. J., & Topp, G. C. (2007). Soil water potential. Chapter 71. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 963?979). Taylor&Francis Group, LLC. MacDonald, M. A. (2003). The role of corridors in biodiversity conservation in production forest landscapes?: A literature review. Tasforests, 14, 41?52. Mace, G., Masundire, H., Baillie, J., Ricketts, T., Brooks, T., Hoffmann, M., Stuart, S., Balmford, A., Purvis, A., Reyers, B., Wang, J., Revenga, C., Kennedy, E., Naeem, S., Alkemade, R., Allnutt, T., Bakarr, M., Bond, W., Chanson, J., ? Williams, P. (2005). Biodiversity. Chapter 4. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 77?122). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. Mayer, M., Prescott, C. E., Abaker, W. E. A., Augusto, L., Cécillon, L., Ferreira, G. W. D., James, J., Jandl, R., Katzensteiner, K., Laclau, J.-P., Laganière, J., Nouvellon, Y., Paré, D., Stanturf, J. A., Vanguelova, E. I., & Vesterdal, L. (2020). Influence of forest management activities on soil organic carbon stocks?: A knowledge synthesis. Forest Ecology and Management, 466, 118127. McDonald, R. I., Mansur, A. V., Ascensão, F., Colbert, M., Crossman, K., Elmqvist, T., Gonzalez, A., Güneralp, B., Haase, D., Hamann, M., Hillel, O., Huang, K., Kahnt, B., Maddox, D., Pacheco, A., Pereira, H. M., Seto, K. C., Simkin, R., Walsh, B., ? Ziter, C. (2020). Research gaps in knowledge of the impact of urban growth on biodiversity. Nature Sustainability, 3(1), 16?24. McGranahan, G., Marcotullio, P., Bai, X., Balk, D., Braga, T., Douglas, I., Elmqvist, T., Rees, W., Satterthwaite, D., Songsore, J., & Zlotnik, H. (2005). Urban systems. Chapter 27. In R. Hassan, R. Scholes, & N. Ash (Éds.), Ecosystems and human well-being?: Current state and trends (Vol. 1, p. 795?825). Millennium Ecosystem Assessment. Island Press. McKinney, M. L. (2008). Effects of urbanization on species richness?: A review of plants and animals. Urban Ecosystems, 11(2), 161?176. MEDD. (2007). La démarche d?interprétation de l?état des milieux. Ministère de l?Écologie et du Développement Durable (MEDD). Menefee, D. S., & Hettiarachchi, G. M. (2018). Contaminants in urban soils?: Bioavailability and transfer. Chapter 8. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 175?198). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Metay, A., Moreira, J. A. A., Bernoux, M., Boyer, T., Douzet, J.-M., Feigl, B., Feller, C., Maraux, F., Oliver, R., & Scopel, E. (2007). Storage and forms of organic carbon in a no-tillage under cover crops system on clayey Oxisol in dryland rice production (Cerrados, Brazil). Soil and Tillage Research, 94(1), 122?132. Moebius-Clune, B. N., Moebius-Clune, D. J., Gugino, B. K., Idowu, O. J., Schindelbeck, R. R., Ristow, A. J., vanEs, H. M., Thies, J. E., Shayler, H. A., McBride, M. B., Kurtz, K. S. M., Wolfe, D. W., & Abawi, G. S. (2016). Comprehensive as- sessment of soil health. The Cornell framework (3e éd.). Cornell University. 72 Molineux, C. J., Fentiman, C. H., & Gange, A. C. (2009). Characterising alternative recycled waste materials for use as green roof grow- ing media in the U.K. Ecological Engineering, 35(10), 1507?1513. Monteiro, J. A. (2017). Ecosystem services from turfgrass landscapes. Urban Forestry & Urban Greening, 26, 151?157. Moore, M., Gould, P., & Keary, B. S. (2003). Global urbanization and impact on health. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 206(4), 269?278. Morel, J.-L., Schwartz, C., Florentin, L., & deKimpe, C. (2005). Urban soils. In Encyclopedia of Soils in the Environment (p. 202?208). Elsevier. Mullaney, J., Lucke, T., & Trueman, S. J. (2015). A review of benefits and challenges in growing street trees in paved urban environments. Landscape and Urban Planning, 134, 157?166. Müller, N., Ignatieva, M., Nilon, C. H., Werner, P., & Zipperer, W. C. (2013). Patterns and trends in urban biodiversity and landscape design. Chapter 10. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodiversity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 123?174). Springer. Naeth, M. A., Archibald, H. A., Nemirsky, C. L., Leskiw, L. A., Brierley, A. J., Bock, M. D., VandenBygaart, A. J., & Chanasyk, D. S. (2012). Proposed classification for human modified soils in Canada?: Anthroposolic order. Canadian Journal of Soil Science, 92(1), 7?18. Nagase, A., & Dunnett, N. (2010). Drought tol- erance in different vegetation types for ex- tensive green roofs?: Effects of watering and diversity. Landscape and Urban Planning, 97(4), 318?327. Nagase, A., & Dunnett, N. (2011). The relationship between percentage of organic matter in substrate and plant growth in extensive green roofs. Landscape and Urban Planning, 103(2), 230?236. Nave, L. E., Vance, E. D., Swanston, C. W., & Curtis, P. S. (2009). Impacts of elevated N inputs on north temperate forest soil C storage, C/N, and net N-mineralization. Geoderma, 153(1), 231?240. Nektarios, P. A., Amountzias, I., Kokkinou, I., & Ntoulas, N. (2011). Green roof substrate type and depth affect the growth of the native spe- cies Dianthus fruticosus under reduced irriga- tion regimens. HortScience, 46(8), 1208?1216. Nektarios, P. A., Tsiotsiopoulou, P., & Chronopoulos, I. (2003). Soil amendments reduce roof gar- den weight and influence the growth rate of Lantana. HortScience, 38(4), 618?622. Nielsen, U. N., Osler, G. H. R., Campbell, C. D., Burslem, D. F. R. P., & van derWal, R. (2010). The influence of vegetation type, soil prop- erties and precipitation on the composition of soil mite and microbial communities at the landscape scale. Journal of Biogeography, 37(7), 1317?1328. Niemuth, N. D., Estey, M. E., & Pritchert, R. D. (2021). Developing useful spatially explicit habitat models and decision-support tools for wildlife management. Chapter 12. In W. F. Porter, C. J. Parent, R. A. Stewart, & D. M. Williams (Éds.), Wildlife management and land- scapes. Principles and applications (p. 173?193). Johns Hopkins University Press. Nikolic, M., & Stevovic, S. (2015). Family Asteraceae as a sustainable planning tool in phytoremediation and its relevance in urban areas. Urban Forestry & Urban Greening, 14(4), 782?789. Oberndorfer, E., Lundholm, J., Bass, B., Coffman, R. R., Doshi, H., Dunnett, N., Gaffin, S., Köhler, M., Liu, K. K. Y., & Rowe, B. (2007). Green roofs as urban ecosystems?: Ecological structures, functions, and services. BioScience, 57(10), 823?833. OECD (Organisation for Economic Co-operation and Development). (2015). The metropolitan century?: Understanding urbanisation and its consequences. OECD Publishing. Oliver, M. A. (1997). Soil and human health?: A review. European Journal of Soil Science, 48(4), 573?592. Olszewski, M. W., Holmes, M. H., & Young, C. A. (2010). Assessment of physical properties and stonecrop growth in green roof sub- strates amended with compost and hydrogel. HortTechnology, 20(2), 438?444. Ondoño, S., Martínez-Sánchez, J. J., & Moreno, J. L. (2016). The composition and depth of green roof substrates affect the growth of Silene vulgaris and Lagurus ovatus species and the C and N sequestration under two irrigation con- ditions. Journal of Environmental Management, 166, 330?340. O?Riordan, R., Davies, J., Stevens, C., Quinton, J. N., & Boyko, C. (2021). The ecosystem ser- vices of urban soils?: A review. Geoderma, 395, 115076. Osman, K. T. (2014). Soil degradation, conservation and remediation. Springer Science+Business Media. Pallardy, S. G. (2008). Physiology of woody plants. Academic Press. Papafotiou, M., Pergialioti, N., Tassoula, L., Massas, I., & Kargas, G. (2013). Growth of native aromatic xerophytes in an extensive mediterranean green roof as affected by sub- strate type and depth and irrigation frequency. HortScience Horts, 48(10), 1327?1333. Pataki, D. E., Alig, R. J., Fung, A. S., Golubiewski, N. E., Kennedy, C. A., McPherson, E. G., Nowak, D. J., Pouyat, R. V., & Romero Lankao, P. (2006). Urban ecosystems and the North American carbon cycle. Global Change Biology, 12(11), 2092?2102. Pataki, D. E., Carreiro, M. M., Cherrier, J., Grulke, N. E., Jennings, V., Pincetl, S., Pouyat, R. V., Whitlow, T. H., & Zipperer, W. C. (2011). Coupling biogeochemical cycles in urban en- vironments?: Ecosystem services, green solu- tions, and misconceptions. Frontiers in Ecology and the Environment, 9(1), 27?36. Pellerin, S., Bamière, L., Launay, C., Martin, R., Schiavo, M., Angers, D., Augusto, L., Balesdent, J., Basile-Doelsch, I., Bellassen, V., Cardinael, R., Cécillon, L., Ceschia, E., Chenu, C., Constantin, J., Darroussin, J., Delacote, P., Delame, N., Gastal, F., ? Réchauchère, O. (2020). Stocker du carbone dans les sols français. Quel potentiel au regard de l?objectif 4 pour 1000 et à quel coût? [Rapport scientifique de l?étude]. INRAE; Agence de l?Environne- ment et de la Maîtrise de l?Energie (ADEME); Ministère de l?Agriculture et de l?Alimentation (MAA). Peng, J., Zhao, H., & Liu, Y. (2017). Urban eco- logical corridors construction?: A review. Acta Ecologica Sinica, 37(1), 23?30. Pereira, P., Bogunovic, I., Muñoz-Rojas, M., & Brevik, E. C. (2018). Soil ecosystem services, sustainability, valuation and management. Current Opinion in Environmental Science & Health, 5, 7?13. Poirier, V., Roumet, C., & Munson, A. D. (2018). The root of the matter?: Linking root traits and soil organic matter stabilization processes. Soil Biology and Biochemistry, 120, 246?259. Pouyat, R., Groffman, P., Yesilonis, I., & Hernandez, L. (2002). Soil carbon pools and fluxes in urban ecosystems. Environmental Pollution, 116, S107?S118. Pouyat, R. V., Szlavecz, K., Yesilonis, I. D., Groffman, P. M., & Schwarz, K. (2010). Chemical, physical, and biological characteris- tics of urban soils. In J. Aitkenhead-Peterson & A. Volder (Éds.), Urban ecosystem ecology (p. 119?152). American Society of Agronomy; Crop Science Society of America; Soil Science Society of America. Prévost, D., & Antoun, H. (2007). Root nodule bacteria and symbiotic nitrogen fixation. Chapter 31. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 379?397). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Quideau, S., Simpson, M., & Gillespie, A. (2021). Soil organic matter. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduc- tion to soil science (p. 66?99). Canadian Society of Soil Science. 73 Rantalainen, M.-L., Haimi, J., Fritze, H., Pennanen, T., & Setälä, H. (2008). Soil decomposer community as a model system in studying the effects of habitat fragmentation and habitat corridors. Soil Biology and Biochemistry, 40(4), 853?863. Rasse, D. P., Rumpel, C., & Dignac, M.-F. (2005). Is soil carbon mostly root carbon?? Mechanisms for a specific stabilisation. Plant and Soil, 269(1), 341?356. Razzaghmanesh, M., Beecham, S., & Kazemi, F. (2014). The growth and survival of plants in urban green roofs in a dry climate. Science of The Total Environment, 476?477, 288?297. Reis, C., & Lopes, A. (2019). Evaluating the cool- ing potential of urban green spaces to tackle urban climate change in Lisbon. Sustainability, 11(9), 2480. Reynolds, W. D., & Topp, G. C. (2007). Soil water analyses?: Principles and parameters. Chapter 69. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 913?937). Taylor&Francis Group, LLC. Ricciardi-Rigault, M., Désilets, M., Charette, D., & Kimmerly, C. T. (2017). Fiche descrip- tive?: Solidification/stabilisation ex situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=24&lang=fra Ricciardi-Rigault, M., Holdner, J., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019). Fiche descriptive?: Électrocinétique?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=49&lang=fra Richards, D. R., & Thompson, B. S. (2019). Urban ecosystems?: A new frontier for payments for ecosystem services. People and Nature, 1(2), 249?261. Rietra, R. P. J. J., Heinen, M., Dimkpa, C. O., & Bindraban, P. S. (2017). Effects of nutrient an- tagonism and synergism on yield and fertilizer use efficiency. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 48(16), 1895?1920. Rizwan, A. M., Dennis, Y. C. L., & Liu, C. (2008). A review on the generation, determination and mitigation of Urban Heat Island. Journal of Environmental Sciences, 20(1), 120?128. Rossignol, J.-P. (2012). Les sols dans les planta- tions arborées urbaines. Académie d?Agricul- ture de France. Rowe, D. B., Getter, K. L., & Durhman, A. K. (2012). Effect of green roof media depth on Crassulacean plant succession over seven years. Landscape and Urban Planning, 104(3), 310?319. Rowe, D. B., Monterusso, M. A., & Rugh, C. L. (2006). Assessment of heat-expanded slate and fertility requirements in green roof sub- strates. HortTechnology, 16(3), 471?477. Rubino, F. M., Floridia, L., Tavazzani, M., Fustinoni, S., Giampiccolo, R., & Colombi, A. (1998). Height profile of some air quality markers in the urban atmosphere surrounding a 100m tower building. Atmospheric Environment, 32(20), 3569?3580. Saint Cast, C. (2019). Modélisation du développe- ment architectural, de l?acclimatation au vent dominant et de l?ancrage du système racinaire du pin maritime [Doctorat en Science de l?Envi- ronnement]. Université de Bordeaux. Savard, J.-P. L., Clergeau, P., & Mennechez, G. (2000). Biodiversity concepts and urban ecosystems. Landscape and Urban Planning, 48(3), 131?142. Savi, T., Marin, M., Boldrin, D., Incerti, G., Andri, S., & Nardini, A. (2014). Green roofs for a drier world?: Effects of hydrogel amendment on substrate and plant water status. Science of the Total Environment, 490, 467?476. Scharenbroch, B. C., & Smiley, E. T. (2021). Soil management for urban trees (2e éd.). International Society of Arboriculture. Scherber, C., Eisenhauer, N., Weisser, W. W., Schmid, B., Voigt, W., Fischer, M., Schulze, E.-D., Roscher, C., Weigelt, A., Allan, E., Beßler, H., Bonkowski, M., Buchmann, N., Buscot, F., Clement, L. W., Ebeling, A., Engels, C., Halle, S., Kertscher, I., ? Tscharntke, T. (2010). Bottom- up effects of plant diversity on multitrophic interactions in a biodiversity experiment. Nature, 468(7323), 553?556. Scheyer, J. M., & Hipple, K. W. (2005). Urban soil primer (National Soil Survey Center) [Natural Resources Conservation Service]. United States Department of Agriculture. Schulze, E.-D., Beck, E., Buchmann, N., Clemens, S., Müller-Hohenstein, K., & Scherer-Lorenzen, M. (2019). Plant ecology (2e éd.). Springer- Verlag GmbH. Seto, K. C., Güneralp, B., & Hutyra, L. R. (2012). Global forecasts of urban expansion to 2030 and direct impacts on biodiversity and carbon pools. Proceedings of the National Academy of Sciences, 109(40), 16083?16088. Seto, K. C., Parnell, S., & Elmqvist, T. (2013). A global outlook on urbanization. Chapter 1. In T. Elmqvist, M. Fragkias, J. Goodness, B. Güneralp, P. J. Marcotullio, R. I. McDonald, S. Parnell, M. Schewenius, M. Sendstad, K. C. Seto, & C. Wilkinson (Éds.), Urbanization, biodi- versity and ecosystem services?: Challenges and opportunities (p. 1?12). Springer. Shober, A. L., Denny, G. C., Reisinger, A. J., & Bean, E. Z. (2018). Soil compaction in the urban landscape. Series of the Soil and Water Science Department, SL 317, 1?4. Simmons, M. T. (2015). Climates and microcli- mates?: Challenges for extensive green roof design in hot climates. Chapter 3. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 63?80). Springer International Publishing Switzerland. Skjemstad, J. O., & Baldock, J. A. (2007). Total and organic carbon. Chapter 21. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 225?237). Taylor&Francis Group, LLC. Somerville, P. D., May, P. B., & Livesley, S. J. (2018). Effects of deep tillage and municipal green waste compost amendments on soil properties and tree growth in compact- ed urban soils. Journal of Environmental Management, 227, 365?374. Steffan, J. J., Brevik, E. C., Burgess, L. C., & Cerdà, A. (2018). The effect of soil on human health?: An overview. European Journal of Soil Science, 69(1), 159?171. Stokes, A., & Mattheck, C. (1996). Variation of wood strength in tree roots. Journal of Experimental Botany, 47(298), 693?699. Susca, T., Gaffin, S. R., & Dell?Osso, G. R. (2011). Positive effects of vegetation?: Urban heat is- land and green roofs. Environmental Pollution, 159(8), 2119?2126. Sutton, R. K. (2015). Introduction to green roof ecosystems. Chapter 1. In R. K. Sutton (Éd.), Green roof ecosystems (Vol. 223, p. 1?25). Springer International Publishing Switzerland. Swann, C. (2016). The compaction of urban soil. Technical Note #107 from Watershed Protection Techniques, 3(2), 661?665. Swift, M. J., Heal, O. W., Anderson, J. M., & Anderson, J. (1979). Decomposition in terrestri- al ecosystems (Vol. 5). University of California Press, Blackwell Scientific Publications. Tews, J., Brose, U., Grimm, V., Tielbörger, K., Wichmann, M. C., Schwager, M., & Jeltsch, F. (2004). Animal species diversity driven by habitat heterogeneity/diversity?: The im- portance of keystone structures. Journal of Biogeography, 31(1), 79?92. Thibodeau, J., Drouin, K., Arel, N., Gosselin, C., & Hains, S. (2019a). Fiche descriptive?: Lavage, lessivage ou extraction chimique des sols?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=31&lang=fra Thibodeau, J., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019b). Fiche descriptive?: Oxydation chimique?Traitement au permanganate?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=29&lang=fra 74 Thies, J. E. (2015). Molecular approaches to studying the soil biota. Chapter 6. In E. A. Paul (Éd.), Soil microbiology, ecology, and biochem- istry (4e éd., p. 151?185). Academic Press, Elsevier Inc. Thuring, C. E., Berghage, R. D., & Beattie, D. J. (2010). Green roof plant responses to different substrate types and depths under various drought conditions. HortTechnology, 20(2), 395?401. Topp, G. C., Parkin, G. W., & Ferré, T. P. A. (2007). Soil water content. Chapter 70. In M. R. Carter & E. G. Gregorich (Éds.), Soil sampling and methods of analysis (2e éd., p. 939?961). Taylor&Francis Group, LLC. Trammell, T. L. E., Day, S., Pouyat, R. V., Rosier, C., Scharenbroch, B., & Yesilonis, I. (2018). Drivers of urban soil carbon dynamics. Chapter 4. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 93?120). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Turgeon, M., Drouin, K., Brien, M., & Gosselin, C. (2019). Fiche descriptive?: Bioaugmentation?In situ. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost.tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs. aspx?ID=3&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018a). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés inorganiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=33&lang=fra Turgeon, M., Holdner, J., Brien, M., & Gosselin, C. (2018b). Fiche descriptive?: Phytoremédiation des composés organiques. Gouvernement du Canada, Services publics et Approvisionnement Canada. https://gost. tpsgc-pwgsc.gc.ca/tfs.aspx?ID=16&lang=fra United Nations. (2019). World urbanization prospects. The 2018 revision (ST/ESA/SER.A/ No 420). United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Population Division. Urban, J. (2008). Up by roots. Healthy soils and trees in the built environment. International Society of Arboriculture. USDA (United States of Department of Agriculture). (1999). Soil quality test kit guide. USDA, Agriculture Research Service, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. USDA. (2000). Urban soil compaction (Urban Technical Note No 2; Soil quality, p. 4). USDA, Natural Resources Conservation Service, Soil Quality Institute. Van Renterghem, T., Hornikx, M., Forssen, J., & Botteldooren, D. (2013). The potential of build- ing envelope greening to achieve quietness. Building and Environment, 61, 34?44. VanWoert, N. D., Rowe, D. B., Andresen, J. A., Rugh, C. L., & Xiao, L. (2005). Watering regime and green roof substrate design affect Sedum plant growth. HortScience, 40(3), 659?664. Vasenev, V. I., Stoorvogel, J. J., Dolgikh, A. V., Ananyeva, N. D., Ivashchenko, K. V., & Valentini, R. (2018). Changes in soil organic carbon stocks by urbanization. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 61?91). CRC Press, Taylor & Francis Group, LLC. Verma, P., Singh, R., Singh, P., & Raghubanshi, A. S. (2020). Urban ecology?Current state of research and concepts. In P. Verma, P. Singh, R. Singh, & A. S. Raghubanshi (Éds.), Urban ecology. Emerging patterns and social-ecologi- cal systems (p. 3?16). Elsevier. Vidal, D. F., Trichet, P., Puzos, L., Bakker, M. R., Delerue, F., & Augusto, L. (2019). Intercropping N-fixing shrubs in pine plantation forestry as an ecologically sustainable management option. Forest Ecology and Management, 437, 175?187. Vodyanitskii, Y. N. (2015). Organic matter of urban soils?: A review. Eurasian Soil Science, 48(8), 802?811. vonHertzen, L., & Haahtela, T. (2006). Disconnection of man and the soil?: Reason for the asthma and atopy epidemic? Journal of Allergy and Clinical Immunology, 117(2), 334?344. Vukicevich, E., Lowery, T., Bowen, P., Úrbez-Torres, J. R., & Hart, M. (2016). Cover crops to increase soil microbial diversity and mitigate decline in perennial agriculture. A review. Agronomy for Sustainable Development, 36(3), 48. Whalen, J., Ziadi, N., Schoenau, J., Paré, M. C., Burton, D., & Bruulsema, T. (2021). Soil nutri- ent cycling. Chapter 7. In M. Krzic, F. L. Walley, A. Diochon, M. C. Paré, & R. E. Farrell (Éds.), Digging into Canadian soils. An introduction to soil science (p. 234?277). Canadian Society of Soil Science. Whittinghill, L. J., & Rowe, D. B. (2012). The role of green roof technology in urban agriculture. Renewable Agriculture and Food Systems, 27(4), 314?322. Williams, N. S. G., Lundholm, J., & Scott MacIvor, J. (2014). Do green roofs help urban biodiver- sity conservation? Journal of Applied Ecology, 51(6), 1643?1649. Yang, J.-L., & Zhang, G.-L. (2015). Formation, characteristics and eco-environmental impli- cations of urban soils ? A review. Soil Science and Plant Nutrition, 61(sup1), 30?46. Yang, M. (2014). Ancrage racinaire des arbres?: Modélisation et analyses numériques des facteurs clés de la résistance au vent du Pinus pinaster [Doctorat en Sciences et Environnements]. Université de Bordeaux. Yang, Y., Campbell, C. D., Clark, L., Cameron, C. M., & Paterson, E. (2006). Microbial indicators of heavy metal contamination in urban and rural soils. Chemosphere, 63(11), 1942?1952. Zhang, S., Howard, K., Otto, C., Ritchie, V., Sililo, O. T. N., & Appleyard, S. (2004). Sources, types, characteristics and investigation of urban groundwater pollutants. In D. N. Lerner (Éd.), Urban groundwater pollution (Vol. 24, p. 53?107). Swets & Zeitlinger B.V. Zhao, J., Chen, S., Jiang, B., Ren, Y., Wang, H., Vause, J., & Yu, H. (2013). Temporal trend of green space coverage in China and its rela- tionship with urbanization over the last two decades. Science of The Total Environment, 442, 455?465. Zhao, Y., Sun, Y., Cai, X., Liu, H., & Lammers, P. S. (2012). Identify plant drought stress by 3D-based image. Journal of Integrative Agriculture, 11(7), 1207?1211. Zhioua, M. (2018). Décontamination électro- cinétique des sols principalement contaminés par du Zinc et du Chrome [Maîtrise en Sciences de la terre]. Université du Québec. Zhu, W., Egitto, B. A., Yesilonis, I. D., & Pouyat, R. V. (2018). Soil carbon and nitrogen cycling and ecosystem service in cities. Chapter 5. In R. Lal & B. A. Stewart (Éds.), Urban soils (p. 121?136). CRC Press, Taylor&Francis Group, LLC. Graphisme : Julie Ferland, Université Laval Introduction a. Urbanisation c. Environnement urbain a. Effets indirects de l?environnement urbain b. Effets directs sur les matériaux formant le sol c. Effets directs par les manipulations et les perturbations d. Conséquences sur l?hétérogénéité verticale, spatiale et temporelle des sols e. Taxonomie des sols 1.3. De la reconnaissance des rôles des espaces verts urbains à la nécessité de gérer leurs sols a. Services écosystémiques des espaces verts b. Deux catégories d?espaces verts c. Fonctions des sols pour les plantes 2 Analyser l?environnement et les propriétés des sols urbains 2.1. Environnement urbain b. Infrastructures urbaines et activités humaines c. Usages passés du sol et du territoire 2.2. Évaluation générale du sol a. Plan d?échantillonnage b. Éléments grossiers (de diamètre >2mm) c. Matière organique e. Stockage et flux hydriques 2.4. Propriétés chimiques 2.5. Propriétés biologiques 3.1. Principes a. Gérer les sols urbains dans l?espace et le temps b. Conserver c. Décompacter un sol e. Ajuster la fertilité et le pH d?un sol f. Gérer la salinité et la sodicité d?un sol g. Décontaminer un sol i. Cas des toitures végétalisées : alléger et tempérer j. Augmenter le carbone d?un sol k. Préserver la biodiversité d?un sol Conclusion Références INVALIDE)