© Cindy Denoncourt, 2018
Quantification de l’arrière-effet azoté associé aux
apports répétés d’effluents d’élevage dans une rotation
blé-maïs-soya
Mémoire
Cindy Denoncourt
Maîtrise en biologie végétale - avec mémoire
Maître ès sciences (M. Sc.)
Quantification de l’arrière-effet azoté associé
aux apports répétés d’effluents d’élevage
dans une rotation blé-maïs-soya
Mémoire
Cindy Denoncourt
Sous la direction de :
Anne Vanasse, directrice de recherche
Martin Chantigny, codirecteur de recherche
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Résumé
L’objectif de cette étude était de quantifier l’arrière-effet azoté d’apports répétés de fumier de poulet (FP), lisier de bovin laitier (LB), lisier de porc (LP) ou d’engrais minéral (NPK ou PK) en interaction avec le type de sol [loam sableux (LS), argile limoneuse (AL)] et l’intensité du travail de sol [labour (L), travail réduit (TR)]. À l’aide du traçage isotopique à l’azote-15 (15N), un bilan sol-plante du
devenir du 15N des divers fertilisants ainsi que la contribution respective du N des fertilisants de
l’année et des apports passés à la nutrition du blé ont été établis. Entre 10 % (LB) et 25 % (NPK) du
15N appliqué au printemps s’est retrouvé dans les grains à la récolte. L’azote minéral a été davantage
récupéré par le blé dans le LS (jusqu’à 25 %) que dans l’AL (environ 15 %). Les proportions de 15N
retrouvées dans les pailles et les racines étaient faibles et variaient entre 2 et 6 %. Les rendements en grains et en paille ainsi que la récupération de 15N par les grains étaient plus élevés sous TR que sous
L. La récupération du 15N résiduel des effluents dans le sol a été très élevée dans l’AL (> 80 %) alors
qu’elle avoisinait 50 % dans le LS, laissant croire que l’importance de l’arrière-effet pourrait varier selon la texture du sol. La proportion de N dérivée du sol dans la plante montre que la réserve de sol est la principale source de N (> 80 % du prélèvement total). Cependant, il n’y a pas eu de différence dans la contribution du sol entre les sources de N pour cette année de mesure, indiquant une absence d’arrière-effet malgré les différences enregistrées dans les quantités de 15N résiduel laissées dans le
iv
Abstract
The objective of this study was to quantify the nitrogen legacy effect of repeated application of chicken manure (CM), dairy cattle slurry (CS), pig slurry (PS) or mineral fertilizer (NPK or PK) in interaction with soil type [sandy loam (SL), silty clay (SC)] and tillage intensity [ploughing (P), reduced tillage (RT)]. Using nitrogen-15 (15N) isotopic tracing, a 15N budget in the soil-plant system
and the respective contribution of N from current year fertilization and past inputs to wheat nutrition were established for all fertilizer types. Between 10% (CS) and 25% (NPK) of the 15N applied in the
spring ended up in the grains at harvest. More mineral nitrogen was recovered by wheat in SL (about 25%) compared to SC (about 15%). The proportions of 15N found in straws and roots were small and
varied between 2 and 6%. Grain and straw yields, and 15N recovery from wheat grain were higher
under RT than P. The recovery of 15N effluents was very high in SC (> 80%) while it was around
50% in SL. The proportion of N derived from the soil taken up by the crop shows that the soil reserve was the main source of N (> 80% of the total plant N uptake). However, there was no difference in the soil contribution among N sources for this measurement year, indicating a lack of legacy effect despite differences in the amounts of residual 15N found in the soil.
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Table des matières
Résumé ... iii
Abstract ... iv
Liste des tableaux ... vii
Liste des figures ... viii
Remerciements ... x
Avant-propos ... xi
1. Introduction ... 1
2. Revue de littérature ... 3
2.1 Effets de la texture du sol sur le rendement des cultures ... 3
2.2 Travail de sol ... 4
2.2.1 Effets du travail de sol sur le rendement des cultures ... 5
2.2.2 Effets du travail de sol sur la minéralisation de l’azote ... 5
2.3 L’azote en agriculture... 7
2.4 Utilisation d’effluents d’élevage pour la fertilisation des cultures ... 7
2.4.1 Caractérisation des effluents d’élevage ... 7
2.4.2 Disponibilité de l’azote des effluents d’élevage ... 9
2.4.3 Pertes environnementales associées aux effluents d’élevage utilisés comme fertilisants 10 2.4.4 Valeur fertilisante des effluents d’élevage sur la culture de l’année en cours ... 13
2.4.5 Effets du type d’effluent d’élevage sur le rendement des cultures ... 14
2.5 Arrière-effet des effluents d’élevage sur les cultures subséquentes ... 17
3. Hypothèses et objectifs... 24
4. Quantification de l’arrière-effet azoté associé aux apports répétés d’effluents d’élevage dans une rotation blé-maïs-soya ... 25
Résumé ... 275
Introduction ... 27
Matériel et méthodes ... 29
Description du site et des traitements ... 29
Échantillonnages et analyses ... 32
Calculs et analyses statistiques ... 34
Résultats et discussion ... 36
Données météorologiques ... 36
Rendements en grains et en paille de blé et biomasse racinaire ... 36
Récupération de l’azote des fertilisants par le blé et rétention dans le système sol-plante ... 38
vi Conclusion... 45 Remerciements ... 46 Références ... 46 Tableaux et figures ... 50 5. Discussion générale ... 61
5.1 Effets des traitements sur les rendements en grains et en paille de blé ... 61
5.1.1 Effets de la texture de sol sur le rendement en grains et en paille ... 61
5.1.2 Effets du travail de sol sur le rendement en grains et en paille ... 61
5.1.2 Effets de la source de fertilisant sur le rendement en grains et en paille ... 62
5.2 Effets des traitements sur la récupération de l’azote des effluents d’élevage et des engrais minéraux et la rétention dans le système sol-plante ... 63
5.2.1 Effets des traitements sur la récupération de l’azote des fertilisants par le blé ... 63
5.2.2 Effets des traitements sur la rétention de l’azote des fertilisants dans le sol ... 65
5.2.3 Effets des traitements sur le bilan total du système sol-plante ... 66
5.3 Effets des traitements sur la proportion d’azote dérivée du sol dans la plante et l’arrière-effet ... 66
5.4 Limites de la méthode ... 69
6. Conclusion générale ... 70
Bibliographie ... 72
vii
Liste des tableaux
Tableau 1 : Teneurs moyennes en azote des effluents d'élevage dans la structure d’entreposage ... 8 Tableau 2 : Synthèse des études portant sur les rendements de céréales et du maïs selon la fertilisation azotée minérale ou à base d’effluents d’élevage ... 15 Tableau 3 : Synthèse des études portant sur la récupération d'azote-15 (15N) par la plante à la suite
d'une application d'effluents d'élevage marqués... 21 Tableau 4 : Arrière-effet azoté d’applications répétées de différents types d’effluents d’élevage .. 22 Tableau 5 : Températures moyennes mensuelles (°C) et précipitations totales mensuelles (mm) enregistrées entre mai et août 2016 à la Station agronomique de recherche de l’Université Laval et températures et précipitations normales de 30 ans mesurées à la station météorologique d'Environnement Canada de l'aéroport Jean-Lesage située à environ 10 km de la Station ... 50 Tableau 6 : Caractérisation des effluents d'élevage non-marqués et marqués à l’azote-15 (15N) pour
les deux types de sol ... 51 Tableau 7 : Valeurs moyennes des rendements en grains, en paille et en biomasse racinaire ainsi que de la qualité des grains de blé à la récolte ... 52 Tableau 8 : Valeurs de P de la récupération des fertilisants enrichis en azote-15 (15N) dans les
différents compartiments selon les traitements ... 53 Tableau 9 : Prélèvement total d'azote (N) par la plante entière (grains + paille) et portion de ce prélèvement dérivée du sol ... 54 Tableau 10 : Interaction entre le type de sol et le travail de sol pour le prélèvement total d'azote (N) par la plante entière (grains et paille) et la portion de ce prélèvement dérivée du sol ... 55
Tableau A1: Interaction entre le type de sol et la source de fertilisant pour le rendement en paille et la biomasse racinaire ... 77 Tableau A2 : Interaction entre la fertilisation et le type de sol pour la récupération d’azote-15 (15N)
dans les racines de blé à la récolte ... 78 Tableau A3 : Interaction entre la fertilisation et le travail de sol pour la récupération d’azote-15 (15N)
dans les racines de blé à la récolte ... 79 Tableau A4 : Récupération d’azote-15 (15N) et quantité totale d’azote minéral dans le sol selon la
profondeur d’échantillonnage ... 80 Tableau A5 : Prélèvement total d’azote (N) par les grains et la paille de blé et portion de ces prélèvements dérivée du sol ... 81
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Liste des figures
Figure 1 : Cycle de l'azote à la suite d'épandage d'effluents d'élevage et voies de pertes ... 10 Figure 2 : Représentation d'une parcelle.. ... 56 Figure 3 : Récupération d’azote-15 (15N) dans les grains de blé à la récolte selon le type de sol et la
fertilisation.. ... 57 Figure 4 : Récupération d’azote-15 (15N) dans la paille de blé à la récolte selon la fertilisation ... 58
Figure 5 : Récupération d’azote-15 (15N) dans le sol entier (0-45 cm) à la récolte selon le type de sol
et la fertilisation.. ... 59 Figure 6 : Récupération totale d’azote-15 (15N) à la récolte selon le type de sol et la fertilisation .. 60
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Maîtriser l’art de l’agriculture n’est pas simplement une affaire d’équipements, de recettes ou de travail, mais plutôt une compréhension et une maîtrise profonde de tout ce qui nous entoure.
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Remerciements
Je souhaiterais tout d’abord remercier ma directrice de recherche, Anne Vanasse, de m’avoir permis de réaliser un projet de maîtrise à mon image dans un domaine qui me passionne énormément. C’est grâce à la rencontre de cette femme grandement passionnée par les grandes cultures et l’agroenvironnement durant mon baccalauréat en agronomie que j’ai envisagé plus sérieusement de poursuivre mes études universitaires au deuxième cycle. Merci pour ton sens critique et ton appui tout au long de mon projet.
Je tiens à remercier mon codirecteur, Martin Chantigny, un chercheur rigoureux que je trouve très inspirant. Merci pour ta grande disponibilité ainsi que pour tes commentaires pertinents et réfléchis surtout dans les sections sur l’azote-15.
Je remercie également les chercheurs Marie-Noëlle Thivierge et Denis Angers qui ont généreusement partagé leur grande expérience avec moi, ce qui a contribué au succès du projet.
La collaboration de plusieurs autres personnes a été essentielle pour la réalisation de mon projet. Je voudrais remercier Johanne Tremblay pour toute l’aide apportée sur le terrain, en laboratoire et pour les calculs ainsi que Annie Brégard pour son soutien dans mes analyses statistiques. Je souhaiterais remercier également Normand Bertrand, Marie-Ève Giroux, Gabriel Lévesque et Annie Robichaud pour votre aide indispensable sur le terrain et au laboratoire. Je remercie Francis Gagnon et toute l’équipe de la ferme de Saint-Augustin-de-Desmaures pour tout le travail dans mes parcelles. Merci également à tous les autres membres des équipes de l’Université Laval et d’Agriculture et Agroalimentaire Canada ainsi qu’aux nombreux étudiants d’été dont le coup de main a été essentiel pour plusieurs étapes du projet. J’ai eu beaucoup de plaisir à travailler avec vous! Un merci tout spécial à Benoît Bérubé et Maude Langelier qui ont toujours été là pour me soutenir et pour les services demandés tout au long de ma maîtrise.
Finalement, je souhaiterais remercier ma famille de qui je tiens ma passion pour l’agriculture. Je voudrais spécialement remercier ma mère Nicole qui m’a toujours encouragée dans mes études. Merci également à mes amis pour tout le soutien moral aux différentes étapes de mon parcours. J’ai une pensée pour tous les agronomes et producteurs agricoles inspirants que j’ai rencontrés au cours des dernières années. Sans le savoir, le partage de vos visions de l’agriculture et de vos questionnements étaient d’importantes sources de motivation pour moi.
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Avant-propos
Le présent mémoire comporte six chapitres. Le premier chapitre présente une introduction du sujet de recherche. Le deuxième chapitre consiste en une revue de la littérature qui rassemble les connaissances scientifiques actuelles sur la fertilisation des cultures avec les effluents d’élevage. Le troisième chapitre énonce les hypothèses et les objectifs du projet.Le quatrième chapitre est présenté sous la forme d’un article scientifique et traite des rendements et de la récupération de l’azote selon différentes sources d’azote. Il sera éventuellement soumis pour publication dans une revue scientifique. L’auteure principale de ce chapitre est Cindy Denoncourt et les coauteurs sont Anne Vanasse, Martin Chantigny, Marie-Noëlle Thivierge et Denis Angers. Le cinquième chapitre est une discussion générale, alors que le sixième chapitre récapitule les principales conclusions de l’étude. Les tableaux annexes ne feront l’objet d’aucune interprétation et ne sont présents que comme source d’informations complémentaires.
Jusqu’à maintenant, les résultats agronomiques du projet ont été présentés sous forme d’affiche lors du 31e congrès annuel de l’Association québécoise de spécialistes en sciences du sol (AQSSS) en 2017 à Trois-Rivières et les résultats sur l’arrière-effet azoté ont été présentés sous forme d’une présentation orale lors du 32e congrès de l’AQSSS en 2018 à Québec.
Ce projet a été financé par le Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada (CRSNG) et Agriculture et Agroalimentaire Canada.
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1. Introduction
Les effluents d’élevage issus des productions laitière, porcine et avicole, lesquelles sont importantes dans le paysage agricole du Québec, représentent une source alternative d’azote (N) pour les cultures. Les déjections animales contiennent notamment de l'azote sous forme minérale (azote ammoniacal) et organique (molécules complexes dérivées de composants récalcitrants excrétés dans les fèces ou provenant de la litière) (Webb et al., 2013). Les effluents d’élevage utilisés comme fertilisants permettent également d’améliorer la structure du sol (Nyiraneza et al., 2009) et de stimuler l’activité microbienne (Haynes et Naidu, 1998) à long terme.
Dans la littérature, entre 25 et 45 % de l’azote provenant de lisier de porc (Sørensen et Amato, 2002; Sørensen et Thomsen, 2005), de lisier de ruminant (Jensen et al., 1999; Sørensen, 2004) ou de fumier de volaille (Thomsen, 2004) appliqué au printemps est prélevé par les céréales de printemps. Cette proportion augmente entre 35 et 75 % avec les fertilisants minéraux utilisés dans ces expériences. Des pertes environnementales peuvent survenir dès l’application et, à l’inverse du prélèvement de la plante, entre 40 et 75 % de l’azote issu des effluents d’élevage ou entre 25 et 45 % de l’azote des engrais minéraux reste sous forme d’azote résiduel dans le sol lors de la récolte des céréales. L’azote qui a atteint la réserve d’azote du sol est lentement minéralisé par la flore microbienne au cours des années subséquentes à l’application pour fournir une petite partie de l’azote prélevé par la plante, ce qui constitue l’arrière-effet. Au courant de la seconde année après l’application (1ère année résiduelle),
les cultures absorbent entre 2 et 6 % de l’azote appliqué l’année antérieure. Cette quantité diminue entre 1 et 3 % la troisième année après l’application (2e année résiduelle) (Jensen et al., 1999;
Sørensen, 2004; Sørensen et Amato, 2002; Sørensen et Thomsen, 2005; Thomsen, 2004). L’arrière-effet d’une application d’effluents d’élevage pourrait perdurer trois ou quatre ans avant que la minéralisation de l’azote résiduel devienne négligeable (Webb et al., 2013). Lorsque les applications d’effluents d’élevage sont répétées, les petites contributions de chaque apport seraient cumulatives (Webb et al., 2013). Les applications répétées d’effluents d’élevage augmenteraient également la disponibilité de l’azote dans les réservoirs du sol (Nyiraneza et al., 2010). L’azote résiduel dans le sol dérivé des applications antérieures d’effluents d’élevage pourrait contribuer pour plus de 50 % de l’azote prélevé par les cultures (Nyiraneza et al., 2010; Thivierge et al., 2015). Les sols représentent donc un important réservoir d’azote pour les cultures. La réserve d’azote du sol est constituée de l’azote qui se trouve dans la matière organique et de l’azote ammoniacal fixé dans les feuillets d’argile (Chantigny et al., 2004a; Chantigny et al., 2014; Jayasundara et al., 2010).
2
La quantification de l’arrière-effet azoté des effluents d’élevage peut être évaluée à l’aide de techniques de traçage isotopique à l’azote-15 (15N) (Chantigny et al., 2004b; Kirchmann, 1990;
Powell et Wu, 1999). Cet isotope d’azote stable et non radioactif constitue un marqueur idéal pour étudier le devenir de l’azote dans un système agricole. Le traçage isotopique permet d’établir un bilan de récupération de l’azote appliqué dans le système sol-plante et de distinguer la contribution du fertilisant de celle de la réserve du sol à une culture (Chantigny et al., 2004b; Unkovich et al., 2001). La contribution de l’effluent pour la fertilisation des cultures est établie en fonction de la valeur fertilisante de l’application de l’année en cours et, idéalement, de l’arrière-effet issu des applications antérieures (CRAAQ, 2013). Cependant, l’arrière-effet est difficilement prédictible puisque la minéralisation de la réserve d’azote du sol par la flore microbienne est difficilement prédictible, que la composition des effluents d’élevage est très variable et que la texture du sol, les pratiques culturales et les conditions climatiques peuvent moduler l’intensité de l’arrière-effet. La contribution de l’arrière-effet est donc souvent ignorée dans la planification de la fertilisation, ce qui cause de la surfertilisation. Une utilisation inefficace des éléments nutritifs présents dans les effluents d’élevage entraîne donc des pertes environnementales par lessivage et ruissellement ainsi que des émissions de gaz à effet de serre (Gregorich et al., 2015; Webb et al., 2013). Cette situation a aussi des conséquences économiques pour les producteurs puisqu’ils doivent compenser par l’achat de fertilisants.
Cette étude a donc pour objectif de quantifier l’arrière-effet azoté associé aux apports répétés de lisier de porc, de lisier de bovin laitier et de fumier solide de poulet dans une rotation blé-maïs-soya sous les conditions climatiques de l’est du Canada. Pour ce faire, un bilan du devenir de l’azote-15 des effluents d’élevage et des fertilisants minéraux a été établi grâce à un échantillonnage de plantes, de racines et de sol (0 – 45 cm). La contribution respective de l’azote des engrais appliqués et des apports passés à la nutrition du blé de printemps ont également été déterminées.
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2. Revue de littérature
2.1 Effets de la texture du sol sur le rendement des cultures
La texture du sol est un facteur influent de la fertilité des sols et du rendement des cultures. En raison de la composition variable en particules minérales (sable, limon, argile), en fragments grossiers (d’une taille supérieure à 2 mm) et en matière organique, le potentiel de productivité des sols diffère d’un champ à l’autre. De manière générale, les sols à texture fine sont bien pourvus en éléments nutritifs et ont une capacité de rétention d’eau élevée (CRAAQ, 2013). Cependant, ces sols sont lents à réchauffer au printemps, facilement affectés par la compaction et sensibles au lessivage s’il y a des fentes de retrait. Les sols à texture grossière sont meubles et plutôt rapides à réchauffer au printemps. Par contre, ils sont généralement plus pauvres en éléments nutritifs, en plus d’être sensibles à la sécheresse, à l’érosion éolienne, au lessivage et à l’acidification. Les sols à texture moyenne ont des caractéristiques intermédiaires, mais ils sont en général plus sensibles à l’érosion hydrique et la battance (CRAAQ, 2013).
Dans une étude réalisée au Québec, les rendements en grains et en paille de blé de printemps ont été plus élevés pendant les deux années de l’étude dans l’argile limoneuse que dans le loam sableux, peu importe la fertilisation et le travail du sol. En moyenne, les rendements en grains obtenus dans l’argile limoneuse étaient de 3035 kg/ha alors qu’ils étaient de 2248 kg/ha dans le loam sableux (Rieux et al., 2013). Dans une autre expérience menée en Ontario, les rendements en grains de blé de printemps tendaient également à être plus élevés dans le loam argileux que dans le loam sableux (Subedi et al., 2007). Le blé est une espèce de céréale qui exige des sols fertiles avec une réserve en eau utile élevée pour donner de bons rendements (CPVQ, 1988).
Une tendance inverse peut se produire pour le rendement de maïs, que celui-ci ait été fertilisé avec des engrais minéraux ou des effluents d’élevage. Dans une étude québécoise d’une durée de trois ans, des rendements moyens en grains de 8,8 et 9,5 t/ha ont été obtenus dans une argile et un loam sableux respectivement (Chantigny et al., 2008). Dans une autre expérience réalisée au Québec, les rendements en maïs grain fertilisé avec du lisier de porc étaient encore supérieurs dans le sol sableux. Des rendements de 5,4 et 8,5 t/ha ont été obtenus dans une argile et un loam sableux respectivement (Chantigny et al., 2004a). Les auteurs expliquent la différence principalement par la fixation de l’azote ammoniacal provenant du lisier dans les feuillets d’argile qui survient dans les sols à texture fine. Il s’en suit une diminution de la disponibilité de l’azote des fertilisants riches en azote ammoniacal dans les sols plus lourds. Par contre, dans l’orge de printemps qui a été cultivée l’année suivante, des rendements en grains similaires de 2809 et 2755 kg/ha ont été produits respectivement
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dans les deux types de sols (Chantigny et al., 2004a). Les auteurs concluent que les rendements de maïs supérieurs s’expliquent par un meilleur prélèvement de l’azote dans le sol à texture grossière l’année de l’application, mais que l’effet résiduel du lisier de porc l’année suivante était similaire dans les deux types de sols. Cependant, l’éventualité selon laquelle la texture du sol affecte le rendement des cultures et la disponibilité de l'azote dépend également de la variation spatiale et temporelle des conditions météorologiques, du drainage et possiblement d’autres propriétés du sol (Tremblay et al., 2012). Ainsi, une expérience réalisée sur 12 sites-années à travers le Québec montre que les mêmes niveaux de rendements de maïs peuvent être atteints sur différentes textures de sol, mais les rendements sont modulés par une interaction entre le type de sol et la fertilisation azotée (Cambouris et al., 2016). Les auteurs ont observé que le maïs cultivé sur des sols plus argileux répondait davantage au taux d'azote appliqué que les sols plus sableux, probablement en raison des réserves plus faibles de cet élément dans les sols utilisés pour l’étude.
2.2 Travail de sol
Les pratiques de conservation du sol, reposant sur une perturbation minimale du sol et la conservation d’une partie des résidus en surface (Grahmann et al., 2013), se révèlent de plus en plus populaires auprès des agriculteurs canadiens. En effet, plus de la moitié des terres en cultures étaient ensemencées au pays sans travailler le sol en 2011 (Statistiques Canada, 2011). En comparaison, il y avait moins de 10 % des superficies cultivées en culture sans travail du sol en 1991 (Statistiques Canada, 2009). Le semis direct ne comprend qu’une seule opération au cours de laquelle le sol non préparé est ensemencé avec un semoir ou un planteur muni de coutres et d’ouvre-sillons qui créent une fente étroite où la graine sera déposée ainsi que de roues tasseuses qui ont pour fonction de refermer le sillon (Ogle et al., 2012). Les résidus de culture sont conservés à la surface du sol pour empêcher son érosion (Ogle et al., 2012). Dans les pratiques de conservation des sols, un travail minimal de sol peut aussi être effectué à l’automne ou seulement au printemps. En semis direct comme en travail réduit du sol, il est possible d’enfouir en surface les effluents d’élevage afin de minimiser la volatilisation ammoniacale (Webb et al., 2004). En réduisant le nombre de passages et le nombre d’heures travaillées au champ, le semis direct et le travail réduit du sol sont également considérés comme des techniques très efficaces pour réduire les besoins en énergie fossile et en main-d’œuvre (Munkholm et al., 2013). Ainsi, les agriculteurs tirent autant de profits que l’environnement en adoptant des pratiques de conservation des sols puisque celles-ci permettent de diminuer leurs coûts de production. Ces types de gestion des cultures sont toutefois un changement majeur de régie culturale par rapport au travail conventionnel du sol, lequel inclut un travail primaire au cours duquel le sol est labouré à une profondeur équivalant à la couche arable et un travail secondaire qui vise à
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préparer le lit de semence (Vanasse, 2012). Le labour annuel, qui permet d’assécher les sols plus rapidement au printemps, d'homogénéiser la matière organique sur toute la couche labourée et de contrôler les mauvaises herbes est donc éliminé dans le semis direct. La gestion des adventices représente d’ailleurs un des principaux défis en semis direct.
2.2.1 Effets du travail de sol sur le rendement des cultures
Les pratiques de conservation du sol telles que le travail réduit et le semis direct sont particulièrement populaires dans l’Ouest canadien. Une méta-analyse réalisée par Ogle et al. (2012) aux États-Unis montre que le semis direct permet l’obtention de meilleurs rendements en maïs grain et en blé d’automne en raison notamment d’une conservation accrue de l’eau du sol en climat sec. Dans une revue de littérature effectuée dans différentes régions d’Europe, Soane et al. (2012) ont aussi montré que le semis direct pouvait souvent procurer des rendements de céréales à paille équivalents ou meilleurs qu’après un labour. Des études réalisées au Québec et en Ontario, où le climat est plus froid et humide, montrent que des rendements de maïs et de céréales à paille comparables à un travail de sol conventionnel peuvent être obtenus en semis direct (Halpern et al., 2010; Munkholm et al., 2013; Rieux et al., 2013). Cependant, ce n’est pas toujours le cas; il semble y avoir une interaction avec le type de sol. Dans les sols plus lourds ou moins bien drainés, les rendements de maïs et de céréales à paille tendent à diminuer avec le semis direct (Dick et Van Doren, 1985; Ziadi et al., 2014). Ces facteurs ont également été mis en lumière dans des études américaines (Ogle et al., 2012) et européennes (Soane et al., 2012). Même si de petites réductions de rendements peuvent être tolérées en semis direct en raison des coûts de production inférieurs (Soane et al., 2012), la mise en place d’une rotation des cultures diversifiée (Dick et Van Doren, 1985; Lund et al., 1993; Munkholm et al., 2013) et une fertilisation azotée adéquate (Ogle et al., 2012) permettent habituellement de limiter les pertes de rendements.
2.2.2 Effets du travail de sol sur la minéralisation de l’azote
Lorsque le sol est travaillé, son réchauffement est favorisé (Vanasse, 2012). De plus, l’uniformisation des résidus dans le sol augmente le contact entre les résidus et les particules de sol, ce qui favorise la colonisation de ces résidus par des microorganismes décomposeurs dans des conditions d’humidité plus favorables que si les résidus sont laissés à la surface. Cela est bénéfique pour l’activité microbienne responsable de la minéralisation de l’azote (Robertson et Groffman, 2015). Le travail de sol stimule donc la minéralisation de l’azote (Balesdent et al., 2000). Dans une expérience menée au Québec sur des sols contrastés pendant deux saisons de croissance, le hersage a eu des effets variables sur les teneurs en nitrate du sol dans la couche de sol de 0-5 cm. Durant la deuxième année de l’étude, des teneurs en nitrates légèrement plus élevées (différence moyenne inférieure à 4 kg NO3/ha) ont été
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mesurées dans les traitements hersés par rapport aux parcelles non perturbées du sol argileux. La minéralisation apparente induite par le hersage reste ainsi limitée et n'a eu aucun effet significatif sur le prélèvement d'azote et le rendement de blé (Gilbert et al., 2009). Dans une autre expérience menée sur un sol sableux au Danemark, des concentrations d’azote minéral différentes dans les sols ont été observées dans les sept premiers jours après le travail de sol par différents outils. Cependant, aucun effet significatif sur la quantité nette d’azote minéralisé provenant de différents modes de gestion de la matière organique (apport de lisier de porc, incorporation de la paille, culture de couverture) ni sur les rendements de blé n’a été observé (Thomsen et Sørensen, 2006b). Sørensen et Amato (2002) ont également trouvé que le travail de sol n’avait pas d’impact sur la minéralisation de l’azote des lisiers au Danemark. D’autres chercheurs ont constaté sur des sites sableux du Danemark que le prélèvement total d’azote par le blé d’automne ou l’orge de printemps était plus élevé dans les parcelles travaillées conventionnellement par rapport à celles sous travail réduit dans seulement un site sur cinq (le plus sableux) implantés depuis 4 à 36 ans (Thomsen et Christensen, 2007). Le travail de sol ne stimulerait donc pas nécessairement la minéralisation de l’azote en conditions plus fraîches ou humides. Il est probable que la minéralisation dépende des conditions climatiques au moment de chaque étude sachant que l’humidité et la température du sol sont deux facteurs clés régulant la vitesse de minéralisation de l’azote et le développement des cultures (Robertson et Groffman, 2015; Webb et
al., 2013).
Dans le cas des pratiques de conservation comme le travail réduit du sol ou de semis direct, la présence des résidus en surface peut mener à long terme à une stratification des éléments nutritifs. Dans ces systèmes, une augmentation temporaire de l'immobilisation de l'azote est généralement observée en raison de la décomposition plus lente des résidus riches en carbone et moins susceptibles d’être attaqués par les microorganismes lorsqu’ils restent à la surface du sol (Grahmann et al., 2013). Ainsi, une plus grande immobilisation de l’azote par les résidus de culture peut mener à la construction d’une réserve d’azote potentiellement disponible dans ces sols (Petersen et al., 2010). Halpern et al. (2010) ont en effet déterminé qu’il y a davantage d’azote potentiellement minéralisable dans des sols sableux au Québec en semis direct ou en travail réduit lorsque les résidus de culture sont conservés au champ. Une plus grande partie de la biomasse microbienne se retrouve d’ailleurs souvent entre 0 et 5 cm de profondeur dans les champs en semis direct comparativement aux champs labourés conventionnellement (Halpern et al., 2010). Des résultats similaires ont été obtenus en Ontario dans des loams argileux où les résidus de culture ont été retournés au champ (Van Eerd et al., 2014). Ces résultats sont corroborés par la revue de littérature de Grahmann et al. (2013) dans laquelle il est rapporté que la teneur en azote minéral dans les sols sous pratiques de conservation est inférieure aux systèmes conventionnels, mais que la teneur en azote total est plus élevée. L’azote s’y trouve donc
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majoritairement sous forme organique et cette réserve d’azote n’est pas nécessairement disponible lorsque les plantes en ont besoin, ce qui peut exiger des apports supplémentaires de fertilisants azotés pour combler les besoins des plantes.
2.3 L’azote en agriculture
Dans la plupart des agroécosystèmes, l’azote est l’élément nutritif le plus important limitant la croissance des plantes (Grahmann et al., 2013). Même si l’azote gazeux est un élément abondant dans l’atmosphère, l’air étant composé de 79 % de diazote, l’azote reste déficient dans les sols puisqu’il ne peut pas être utilisé tel quel par les plantes (Robertson et Groffman, 2015). En revanche, l’azote atmosphérique peut être fixé biologiquement dans le sol principalement par des bactéries du genre
Rhizobium en association avec les légumineuses (Robertson et Groffman, 2015), mais ce n’est pas le
cas des autres familles de plantes. Ainsi, pour obtenir des rendements optimaux et satisfaire les exigences nutritionnelles des plantes afin d’obtenir des récoltes de bonne qualité, les agriculteurs fertilisent leurs champs avec des engrais azotés. Selon les recommandations provinciales, la fertilisation azotée optimale du blé varie entre 90 et 120 kg N/ha alors que celle du maïs se situe plutôt entre 120 et 170 kg N/ha (CRAAQ, 2013). Il est possible d’apporter au sol de l’azote sous forme inorganique grâce au procédé Haber-Bosch sous forme de fertilisant minéral (Robertson et Groffman, 2015). Les effluents d’élevage et les composts constituent également d’autres sources d’azote très valorisées en agriculture biologique notamment. Dans les fermes mixtes, qui regroupent des productions animales et végétales, les déjections sont appliquées dans les champs chaque année pour fertiliser les cultures. Alors que les engrais minéraux ont une teneur en azote garantie et rapidement disponible, la composition des effluents d’élevage peut varier considérablement et les nutriments inclus dans la fraction organique doivent être minéralisés afin de devenir disponibles pour les plantes (Muñoz et al., 2004). Une bonne quantification de l’azote disponible pour les cultures l’année de l’application et les années subséquentes permet alors d’optimiser les recommandations en fertilisation.
2.4 Utilisation d’effluents d’élevage pour la fertilisation des
cultures
2.4.1 Caractérisation des effluents d’élevage
Le Tableau 1 présente les teneurs moyennes en azote des effluents d’élevage telles qu’elles peuvent être mesurées dans les structures d’entreposage des fermes au Québec. Ces valeurs moyennes ne sont que des données indicatives puisqu’elles montrent des écarts statistiques importants. Les conditions d’élevage, l’âge des animaux, le mode de gestion des effluents ainsi que l’échantillonnage alimentent
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la variabilité (CRAAQ, 2013). Pour être représentatif, un échantillon composite d’élevage doit être réalisé à partir de plusieurs sous-échantillons. Les lisiers doivent être bien brassés et chaque phase doit être analysée (lisier surnageant, lisier intermédiaire et lisier de fond de fosse) alors que les prélèvements doivent être répartis sur toute l’année dans le cas de fumiers solides (CRAAQ, 2013). Des protocoles de caractérisation à la ferme des effluents d’élevage ont été mis au point en 2003 afin de déterminer plus précisément les teneurs en azote, phosphore et potassium selon le mode de gestion des effluents d’élevage. Des valeurs de référence validées plus détaillées selon certains paramètres de régie et l’âge des animaux sont disponibles pour les productions de porcs et d’œufs de consommation sur le Bureau virtuel du Centre de référence en agriculture et agroalimentaire du Québec (CRAAQ, 2018). La variabilité tient compte des conditions d’élevage différentes d’une ferme à l’autre et d’une variation annuelle. Pour les autres productions, des valeurs de transitions non validées sont tout de même proposées. Si une pratique de régie d’un troupeau en particulier diffère de la moyenne des fermes, les valeurs proposées deviennent moins représentatives (CRAAQ, 2013). Ainsi, il est toujours préférable d’utiliser les valeurs réelles issues d’une caractérisation à la ferme afin d’éviter un décalage lorsque vient le temps de planifier la fertilisation des cultures.
Tableau 1: Teneurs moyennes en azote des effluents d'élevage dans la structure d’entreposage
Effluent1 Rapport C/N Ntotal (kg/t) N-NH4/Ntotal (%) Lisier de porc (LP) 3,4 3,5 69
Lisier de bovin laitier (LB) 10 2,6 54
Fumier de poulet (FP) 11 27,5 38
Fumier de bovin laitier (FB) 15 5,3 23
Compost de ferme 29 7,3 4
1Données indicatives seulement, ces teneurs moyennes montrent des écarts statistiques
importants pour certaines variables (valeurs non spécifiées par les auteurs)
Adapté de CRAAQ (2013)
L'azote présent dans les déjections animales est sous forme minérale (azote ammoniacal) et organique (molécules complexes dérivées de composants récalcitrants excrétés dans les fèces ou provenant de la litière) (Webb et al., 2013). Comparativement aux fumiers solides contenant de la litière et aux composts, les lisiers ont une faible teneur en matière sèche (<10 %), un faible rapport C/N et une forte proportion de leur azote sous forme ammoniacale (Tableau 1). Pour cette raison, l’azote contenu dans les lisiers est considéré comme rapidement disponible. L’azote contenu dans le fumier de volaille est également considéré comme rapidement disponible. Contrairement aux effluents des mammifères, le fumier de volaille contient beaucoup d’acide urique, lequel est rapidement hydrolysé en azote ammoniacal dans les sols. Il est courant de considérer que 100 % de l’azote ammoniacal (comme un
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engrais minéral inorganique) et 0 à 50 % de l’azote organique sont disponibles pour la culture au cours de l’année de l’application des effluents d’élevage (Webb et al., 2013). Les règles pour déterminer la proportion d’azote organique qui est disponible pour la culture l’année de l’application varient beaucoup d’une province ou d’un pays à l’autre, mais sont bien détaillées pour le Québec dans le Chapitre 10 du Guide de fertilisation du CRAAQ (2013).
2.4.2 Disponibilité de l’azote des effluents d’élevage
La disponibilité de l’azote des effluents d’élevage est principalement conditionnée par l’abondance du carbone relative à celle de l’azote, soit le rapport C/N. En présence de matériel très riche en carbone ou d’une quantité importante de résidus de culture, une immobilisation nette de l’azote du sol peut survenir, ce qui entraîne une diminution d’azote disponible pour les cultures (Robertson et Groffman, 2015). En général, la minéralisation sera le processus dominant lorsque le rapport C/N de l’effluent d’élevage est inférieur à 25 – 30, alors qu’au-dessus de ces valeurs, l’immobilisation sera le processus dominant (CRAAQ, 2013; Robertson et Groffman, 2015; Webb et al., 2013). Ces deux procédés sont effectués par des microbes détritivores. De plus grandes quantités de biomasses microbiennes ont d’ailleurs été mesurées dans des parcelles fertilisées avec du lisier de bovin laitier par rapport à celles qui avaient été fertilisées avec des engrais minéraux durant la saison de l’application des effluents d’élevage (Sørensen, 2004). Par contre, ce n’est pas toujours le cas, notamment avec le lisier de porc (Sørensen et Amato, 2002) qui a un rapport C/N généralement inférieur à 10. Dans le cas où une immobilisation par les microorganismes du sol survient, la situation est temporaire et l’azote immobilisé (donc devenu organique) est éventuellement reminéralisé (Sørensen, 2004; Sørensen et Amato, 2002). L’azote contenu dans les molécules organiques est graduellement minéralisé en azote ammoniacal (NH4+) à une vitesse qui diminue à mesure que le rapport C/N de l’effluent augmente.
Ainsi, lorsque le rapport C/N augmente, la proportion d’azote provenant de l’effluent d’élevage qui est disponible pour la culture à court terme est moins élevée (Gale et al., 2006; Webb et al., 2013). La minéralisation est aussi dépendante du climat, elle est ralentie lors de basses températures et de faibles humidités et intensifiée lorsque le sol est bien aéré (Grahmann et al., 2013; Robertson et Groffman, 2015; Webb et al., 2013). Toutefois, la minéralisation de l’azote se poursuit même lorsque les sols sont gelés (Chantigny et al., 2014; Nyiraneza et al., 2010).
Des études canadiennes montrent que la texture du sol a un effet sur la disponibilité de l’azote des effluents d’élevage. Dans les sols plus lourds, les minéraux d’argile peuvent fixer l’azote ammoniacal à la suite d’une application d’effluents d’élevage, ce qui diminue sa disponibilité pour la culture (Chantigny et al., 2004a; Chantigny et al., 2014; Jayasundara et al., 2010). Au Danemark, des chercheurs ont mesuré que la minéralisation de l’azote immobilisé provenant du lisier de porc est
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moindre dans les sols contenant davantage d’argile (Sørensen et Amato, 2002). De plus, l’azote non minéralisé se conserve dans la matière organique (Chantigny et al., 2004a; Chantigny et al., 2014) qui s’accumule en général davantage dans les sols argileux (Burke et al., 1989). Éventuellement, cet azote sera remis en disponibilité et c’est la raison pour laquelle les sols argileux ont généralement une capacité de fournir de l’azote aux cultures qui est supérieure aux sols plus légers (Chantigny et al., 2014). Cependant, cela ne semble pas toujours le cas (Chantigny et al., 2004a; Jayasundara et al., 2010).
2.4.3 Pertes environnementales associées aux effluents d’élevage utilisés
comme fertilisants
L’acte de fertilisation avec des engrais minéraux ou des effluents d’élevage dont l’azote est rapidement disponible n’est pas un phénomène naturel (Figure 1). Comme les apports d’azote ne sont pas entièrement immobilisés et prélevés rapidement par la culture, un déséquilibre temporaire entre les différentes formes d’azote du sol est induit. Cette perturbation tend temporairement à favoriser l’accumulation de formes vulnérables aux pertes environnementales, l’ammonium et le nitrate (Robertson et Groffman, 2015). En plus des pertes de gaz à effet de serre (méthane et protoxyde d’azote) qui surviennent lors de l’entreposage, les pertes d’azote par volatilisation ammoniacale, ruissellement, dénitrification et lessivage surviennent dans les champs.
Figure 1: Cycle de l'azote à la suite d'épandage d'effluents d'élevage et voies de pertes
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La volatilisation ammoniacale (NH3) est un phénomène qui survient au cours des premières heures
suivant l’application d’effluents d’élevage (Webb et al., 2013). Le phénomène est amplifié dans les sols au pH élevé, par la conservation des résidus de culture en surface et lorsque des conditions humides au champ sont suivies par une période sèche (Grahmann et al., 2013). Les émissions de NH3
sont également fortement influencées par la teneur en azote ammoniacal des effluents d’élevage (Webb et al., 2013). Une incorporation immédiate ou dans les quatre heures suivant l’application des effluents d’élevage peut réduire les émissions de NH3 de 90 % et 60 % respectivement et augmenter
la quantité d’azote disponible pour la culture (Webb et al., 2004). Dans les systèmes en semis direct où les engrais sont déposés sur les résidus de culture et ne sont pas incorporés, les pertes d’azote peuvent être très importantes. Il est donc tout de même suggéré d’incorporer légèrement (5 cm) et rapidement les engrais (Rochette et al., 2001). L’incorporation des fertilisants permet également de réduire les pertes par ruissellement, mais peut potentiellement augmenter les émissions de N2O
(Chantigny et al., 2010).
Après la minéralisation de l’azote organique ou la remise en disponibilité de l’azote fixé par les argiles, l’azote se retrouve sous forme ammoniacale qui peut être oxydée en nitrates par le processus de la nitrification. Ce sont ces deux dernières formes d’azote qui sont surtout prélevées par les plantes (CRAAQ, 2013). Dans les sols, l’azote minéral se retrouve principalement sous forme de nitrates (Wu et al., 2008) et c’est aussi cette forme qui est prélevée par la majorité des plantes agricoles (CRAAQ, 2013). Dans les sols agricoles, la nitrification se déroule en deux étapes en conditions aérobies. Tout d’abord, l’azote ammoniacal (NH3+) est transformé en nitrites (NO2-) principalement
par des bactéries du genre Nitrosomonas présentes dans les sols agricoles. Ensuite, les nitrites sont transformés en nitrates (NO3-) principalement par des bactéries du genre Nitrobacter. Si des
conditions anaérobies surviennent, les composés intermédiaires formés lors de ces réactions peuvent entraîner la formation de NO et de N2O qui peuvent s'échapper dans l'atmosphère et contribuer à la
destruction de la couche d’ozone (Grahmann et al., 2013; Gregorich et al., 2015; Robertson et Groffman, 2015). Le N2O est un gaz à effet de serre puissant, dont le potentiel de réchauffement
équivaut à 298 fois celui du dioxyde de carbone (Forster et al., 2007) et qui est davantage produit au cours de la dénitrification. Ce processus survient lorsque l’azote s’accumule sous forme de nitrates et que l’oxygène n’est pas disponible dans le sol, comme à la suite de périodes pluvieuses (Gregorich
et al., 2015). Dans ces conditions, divers types de microorganismes anaérobies facultatifs ont la
capacité d’utiliser les nitrates au lieu de l’oxygène comme accepteur d’électrons lors de la respiration; cette respiration « anaérobie » se traduit par la production en chaîne de NO, puis de N2O, puis enfin
de N2 (Robertson et Groffman, 2015). Bien que le N2 ne soit pas un polluant de l’air, ce dernier gaz
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au cours des quatre à six semaines qui suivent une application d’effluents d’élevage. Selon une méta-analyse menée par Charles et al. (2017), les effluents d’élevage ayant une teneur élevée en azote minéral, une faible teneur en matière sèche (< 5%) et un faible rapport C/N sont souvent associés à des émissions relativement élevées de N2O. Les émissions sont plus élevées dans les sols à texture
fine et ceux qui sont mal drainés (Charles et al., 2017; Jayasundara et al., 2010). L’élément limitant des émissions de N2O dans les sols argileux est la disponibilité de l’azote sous forme de nitrates alors
que, dans les sols sableux, c’est plutôt la disponibilité du carbone (Chantigny et al., 2010; Pelster et
al., 2012). En général, les pertes de N2O associées aux effluents d’élevage représentent jusqu’à 2-3%
de l’apport d’azote.
Le lessivage constitue également une voie de perte. Les nitrates, présents dans la solution du sol, sont plus susceptibles au lessivage que l’azote ammoniacal (NH4+) qui est surtout lié aux particules de sol
(Grahmann et al., 2013; Jayasundara et al., 2010). Ce phénomène survient principalement entre l’automne et le printemps, avec les épisodes les plus importants lors de la fonte des neiges (Chantigny
et al., 2004a; Meisinger et al., 2015). Dans une expérience menée en Ontario sur des sols contrastés,
environ 80 % du lessivage s’est produit entre les mois de novembre et d’avril (Jayasundara et al., 2010). Au Québec, Nyiraneza et al. (2010) ont mesuré des pertes durant l’hiver atteignant 75 % de l’azote résiduel dérivé d’une application d’engrais au printemps précédent. Dans une autre expérience réalisée au Québec sur deux sols très différents, très peu de lessivage a été mesuré durant la saison de croissance sur les deux sols. Les pertes totales en lessivage et dénitrification ne dépassaient pas 6 % de l’azote appliqué sous forme de lisier de porc (Chantigny et al., 2004a). En général, les pertes issues du mouvement des nitrates avec l’eau sous la zone racinaire sont plus élevées dans les sols sableux ayant un bon drainage (Chantigny et al., 2004a; Jayasundara et al., 2010) et dans les champs sous une régie de travail minimum où les canaux préférentiels (biopores, fentes de retrait, etc.) demeurent intacts (Meisinger et al., 2015). En fonction des différentes textures de sol et périodes d’épandages, les pertes par lessivage varient entre 3 et 10 % de la quantité d’azote appliquée (Berntsen et al., 2007; Jayasundara et al., 2010). Ainsi, des cultures avec une longue saison de croissance ou la présence de cultures de couverture à l’automne amoindrissent les risques de pertes par lessivage. De plus, le choix de périodes d’épandage des fertilisants où le risque de lessivage est moindre contribue à la réduction de ces pertes (Webb et al., 2013). Le fractionnement des apports d’azote permet également de réduire les risques de pertes (Meisinger et al., 2015) même si cela exige plus de temps pour le producteur agricole.
En considérant tous les types de pertes d’azote, une étude québécoise montre qu’il survient plus de pertes en sols sableux qu’en sols argileux (Chantigny et al., 2004a). Une revue de littérature sur les
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pratiques de conservation du sol (travail réduit, semis direct) montre également qu’il peut survenir plus de pertes d’azote dans ces systèmes par rapport à ceux où un travail conventionnel était appliqué (Grahmann et al., 2013). Dans la plupart des cas, la majorité des pertes par émissions gazeuses et par lessivage surviennent durant l’hiver, que ce soit dans un système de travail réduit ou conventionnel (Chantigny et al., 2014; Nyiraneza et al., 2010). La quantité d’azote qui sera donc disponible pour la culture l’année suivante reste difficile à prédire (Webb et al., 2013) et les interactions entre le travail du sol, le type de sol et la source d’azote (effluents d’élevage ou engrais minéraux) demeurent peu documentées (Grahmann et al., 2013).
2.4.4 Valeur fertilisante des effluents d’élevage sur la culture de l’année en
cours
Les méthodes de calcul de la valeur fertilisante des effluents d’élevage au Québec ont beaucoup évolué au cours des dernières années. Dans la première version du Guide de fertilisation du CRAAQ (2003), les coefficients d’efficacité des effluents d’élevage variaient selon le type d’élevage, la texture du sol et les pertes à l’épandage. Une nouvelle approche basée sur la composition physicochimique des effluents d’élevage (contenu en azote ammoniacal, rapport C/N) a été proposée pour la fraction minérale dans la deuxième édition du guide parue en 2010 pour préciser la valeur fertilisante des effluents d’élevage en fonction des résultats de caractérisation. La valeur fertilisante de la fraction organique restait cependant encore établie selon le type de culture, la texture du sol et la période d’épandage. Une actualisation du chapitre sur les effluents d’élevage de la deuxième édition a été publiée en 2013, dans laquelle les coefficients d’efficacité ont été validés puisque ceux proposés en 2010 ne convenaient pas toujours, particulièrement pour le lisier de bovin laitier. Les coefficients de l’édition de 2010 tenaient notamment peu compte de la plus faible efficacité fertilisante de la fraction organique des lisiers qui contenaient davantage de litière avec rapport C/N plus élevé et la minéralisation de l’azote organique était surestimée (CRAAQ, 2013). Ainsi, en fonction des formes d’azote présentes dans les effluents et de leur potentiel de pertes, le chapitre amélioré propose l’équation suivante pour évaluer l’azote disponible au cours de l’année suivant l’application des effluents d’élevage liquides (CRAAQ, 2013):
N disponible 1ère année (kg/t) = N ammoniacal (kg/t) x CEFM + N organique (kg/t) x CEFO
Le coefficient d’efficacité de la fraction minérale (CEFM) varie en fonction des pertes par volatilisation
ammoniacale, de la période d’épandage et du type de culture, alors que le coefficient d’efficacité de la fraction organique (CEFO) dépend de la proportion d’azote organique qui se minéralise durant les
semaines suivant l’application et varie selon le rapport C/N, la période d’épandage, le type de culture et la texture du sol.
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Pour les fumiers solides dont le rapport C/N est entre 12 et 30, le CRAAQ (2013) propose l’équation suivante :
N disponible 1ère année (kg/t) =N total (kg/t) x CEtotal ÷ facteur de perte d’efficacité
Le coefficient d’efficacité (CEtotal) varie en fonction du rapport C/N du fumier, de la culture et de la
texture du sol, alors que le facteur de perte d’efficacité agronomique varie selon le rapport C/N du fumier, du délai d’incorporation et de la période d’épandage.
2.4.5 Effets du type d’effluent d’élevage sur le rendement des cultures
Quelques études québécoises et internationales ont comparé diverses fertilisations à base d’effluents d’élevage avec une fertilisation minérale (Tableau 2). Selon l’étude québécoise de Rieux et al. (2013) d’une durée de deux ans dans laquelle plusieurs sources d’azote sont comparées sur deux types de sols (loam sableux et argile limoneuse), les rendements en grain du blé de printemps étaient les plus élevés avec une fertilisation minérale complète, mais la fertilisation avec du lisier de porc ou avec du fumier de volaille a engendré des rendements équivalents pour une même quantité d’azote disponible apportée (Tableau 2). Le rendement obtenu avec le lisier de bovin était comparable aux autres effluents d’élevage, mais significativement inférieur à la fertilisation minérale complète. Dans la même étude, les rendements en paille étaient semblables avec la fertilisation minérale complète et le fumier de poulet, alors que lisier de porc et le lisier de bovin laitier ont procuré des rendements plus faibles. Les différences de rendements des cultures fertilisées avec des effluents d’élevage peuvent être expliquées par leur composition chimique variable, notamment la fraction ammoniacale et la proportion d’acide urique (Delin, 2011).Dans plusieurs expériences réalisées au Danemark, une fertilisation à base de lisier de porc (Sørensen et Thomsen, 2005; Webb et al., 2013), de lisier de bovin laitier (Webb et al., 2013) ou de fumier de poulet (Thomsen, 2004) a permis d’obtenir des rendements d’orge de printemps équivalents (lisier de porc et de bovin) ou supérieurs (fumier de poulet) à une fertilisation minérale complète (Tableau 2). Dans le cas du lisier de porc et du lisier de bovin laitier, les doses étaient calculées pour apporter une quantité d’azote ammoniacale équivalente à la dose d’azote reçue dans le traitement minéral. Pour le fumier de poulet, une dose de 190 kg N total a été apportée en présemis en pensant qu’elle allait procurer des rendements équivalents à 100 kg N minéral. En raison de la forte proportion d’acide urique dans le fumier de volaille, il n’est pas possible d’établir une dose de fumier en fonction de l’azote ammoniacal comme les autres types d’effluents d’élevage. Dans l’étude réalisée par Sørensen et Thomsen (2005), du blé d’automne a également été fertilisé avec du lisier de porc ou un engrais minéral complet. Cependant, les rendements obtenus ont été inférieurs avec la fertilisation à base de
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lisier de porc comparativement à la fertilisation minérale (Tableau 2). La différence de rendements pourrait être expliquée par des pertes par volatilisation ammoniacale étant donné que le lisier de porc avait été appliqué et laissé en surface (Sørensen et Thomsen, 2005).
Tableau 2: Synthèse des études portant sur les rendements de céréales et du maïs selon la fertilisation azotée minérale ou à base d’effluents d’élevage
Auteurs Région Culture Type de sol Fertilisation (Dose de N, kg/ha) Rendements en grains (kg/ha)
Rendements en paille (kg/ha) Fertilisations exclusivement à base d'effluents d'élevage ou minérale
Rieux et al. (2013) Québec Blé de printemps (X2 ans) Loam sableux + argile limoneuse PK (0N) 2,1 c# 2,2 d NPK (90N) 2,9 a 3,6 a
Lisier porc (90N dispo) 2,8 ab 3,3 b Lisier bovin (90N dispo) 2,7 b 2,9 c Fumier volaille (90N dispo) 2,8 ab 3,3 ab Thomsen (2004) Danemark Orge de printemps (X2 ans) Sable loameux PK (0N) 3,4 d NPK (50N) 5,0 c NPK (100N) 7,0 b
Fumier volaille (190Ntot) 8,4 a Webb et al. (2013) Danemark Orge de printemps (X3 ans) Loam sableux NPK (100N) 4,41 a Lisier de porc (100N minéral) 4,36 a Lisier de bovin (100N minéral) 4,37 a Sørensen et Thomsen (2005) Danemark Orge de printemps Sable loameux NPK (75N) 4,4 a Lisier de porc (75N minéral) 4,7 a Blé
d'automne
Sable loameux NPK (100N) 7,8 a Lisier de porc (100N minéral) 6,9 b Jayasundara
et al. (2009)
Ontario Maïs Loam limoneux PK (0N) 5,5 c
NPK (150N) 9 a
lisier porc (150Ntot) 7,9 b Loam sableux
fin
PK (0N) 9,1 c
NPK (150N) 11,3 a lisier porc (150Ntot) 10,7 b Muñoz et al.
(2004)
Wisconsin Maïs (X3 ans)
Loam limoneux PK 10,4 Fumiers vs PK <0,001 NPK (90N) 11,8 Fumier 90N vs NPK <0,001 NPK (179N) 12,0 Fumier 180N vs NPK 0,086 Fumier bovin laitier (90N dispo) 11,1 Fumier 90N vs 180N <0,001 Fumier bovin laitier (180N dispo) 12,1 EffetlinéaireNPK <0,001 Schlegel et al. (2015) Kansas Maïs (X9 ans) Loam limoneux PK (0N) 5,6 d 4,7 f NPK (112 à 135N) 10,5 ab 6,9 cd Lisier de porc* 10,2 b 6,8 de Fumier bovin* 11,6 a 8 a
16
#Les lettres indiquent les différences significatives entre les moyennes à l’intérieur de chaque étude.
*Dose variable chaque année déterminée avec le logiciel du USDA NRCS Kansas 1999
Dans une expérience menée en Ontario, les rendements de maïs ont été inférieurs lorsque celui-ci a été fertilisé avec du lisier de porc plutôt qu’avec un engrais minéral (Tableau 2). Les deux traitements avaient été planifiés pour apporter 150 kg d’azote total (Jayasundara et al., 2010). Cependant, lorsque la dose d’engrais minéral apportée est établie en fonction de la disponibilité de l’azote de l’effluent d’élevage, il est possible d’obtenir des rendements équivalents. Dans une expérience réalisée au Wisconsin, des rendements de maïs similaires ont été obtenus lorsqu’il était fertilisé avec 180 kg d’azote/ha d’engrais minéral ou 180 kg d’azote disponible de fumier de bovin laitier/ha (Tableau 2) (Muñoz et al., 2004).
Enfin, une étude menée au Kansas durant 12 ans a montré que du maïs fertilisé avec du lisier de porc ou du fumier de bovin permet d’obtenir des rendements similaires à ceux obtenus avec une fertilisation minérale inorganique (Tableau 2) lorsque les doses d’application satisfont les besoins minimaux en azote et en phosphore du maïs (Schlegel et al., 2015). La dose d’azote appliqué, variable chaque année, était déterminée par le logiciel du USDA NRCS Kansas 1999. Celui-ci tient compte des rendements, des composantes du rendement, de l’utilisation de l’eau et du prélèvement des nutriments. Selon les auteurs, l’amélioration des rendements en grains avec la fertilisation à base d’effluents d’élevage est due aux effets bénéfiques des applications de fumier de bovin ou de lisier de porc sur les propriétés physicochimiques du sol (Schlegel et al., 2015).
Auteurs Région Culture Type de sol Fertilisation (Dose de N, kg/ha) Rendements en grains (kg/ha) Rendements en paille (kg/ha) Fertilisations mixtes Thomsen et Sørensen (2006) Danemark Orge de printemps Loam sableux NPK (80N) 5,5 b 40N + 40N lisier de porc 5,5 b Bosshard et al. (2009) Suisse Blé d'automne Loam limoneux PK (0N) 3,38 b NPK (50N) 4,21 ab
46N + 17,6Ntot Urine de chèvre 5,47 a 46N + 15,9Ntot Fèces de chèvre 4,57 ab Chantigny et al. (2008) Québec Maïs (X3 ans) Argile PK (0N) 7,5 PK vs Fertilisation N : <0,001 NPK (130N) 8,8 NPK vs lisier : 0,23
30N +100Ntot lisier porc 9,2
Loam PK (0N) 8,4 PK vs Fertilisation N : 0,001 NPK (130N) 9,6 NPK vs lisier : 0,93 30N +100Ntot lisier porc 9,7
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D’autres études ont été réalisées en comparant des fertilisations mixtes. Cependant, l’application d’une proportion d’azote minéral peut masquer les effets des effluents; cela peut faire en sorte qu’il n’y ait pas de différences significatives entre les traitements. Une étude comparant une fertilisation minérale à une fertilisation mixte de lisier de porc et de nitrate d’ammonium a été menée au Danemark. À la 12e année de l’étude, les chercheurs montrent qu’il est possible d’obtenir les mêmes
rendements en orge de printemps avec les deux types de fertilisation (Tableau 2) (Thomsen et Sørensen, 2006a). En Suisse, dans une expérience de longue durée, quatre traitements incluant des fertilisations mixtes d’urine ou de fèces de chèvre complémentées au nitrate d’ammonium et des fertilisations exclusivement minérales avec et sans nitrate d’ammonium ont été mis en place. Lors de cette expérience, Bosshard et al. (2009) ont obtenu pendant une saison de croissance des rendements de blé d’automne équivalents entre les fertilisations mixtes et la fertilisation azotée exclusivement minérale. Le traitement sans azote a procuré des rendements inférieurs seulement au traitement mixte d’urine et de nitrate d’ammonium (Tableau 2). Une légère carence en azote induite par une première année sans fertilisant azoté est probablement la cause des rendements plus bas obtenus dans le témoin (Bosshard et al., 2009).
Finalement, une étude québécoise a montré qu’il était possible d’obtenir les mêmes rendements en maïs grain avec une fertilisation azotée mixte de nitrate d’ammonium au semis et de lisier de porc apporté en post-levée qu’avec une fertilisation exclusivement minérale, lorsque l’incorporation du lisier est rapide afin de limiter la perte d’azote par volatilisation (Chantigny et al., 2008). Cette étude laisse aussi entrevoir qu’un possible arrière-effet apparu au cours de la troisième année consécutive d’application de lisier de porc dans le sol argileux aurait permis de procurer des rendements de maïs grain supérieurs.
2.5 Arrière-effet des effluents d’élevage sur les cultures
subséquentes
Une grande partie de l’azote des effluents d’élevage n’est pas prélevée par la plante l’année de l’application et demeure dans le sol après la récolte sous forme d’azote résiduel. Selon des expériences réalisées au Québec, après la récolte du maïs, entre la moitié et le 2/3 de l’azote provenant de l’effluent de lisier de porc se trouvait dans le sol sous forme d’azote résiduel et de résidus de culture laissés au champ (Chantigny et al., 2014; Jayasundara et al., 2010). Dans les sols argileux, cet azote résiduel était principalement sous forme ammoniacale fixé dans les minéraux d’argile ou sous forme organique alors que, dans les sols sableux, l’azote résiduel se retrouvait essentiellement sous forme organique (Chantigny et al., 2004a). Après l’hiver et les pertes qui surviennent lors de la fonte des neiges, la proportion d’azote dans le sol provenant de l’application de lisier se stabilise autour du
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quart de l’azote appliqué l’année précédente et contribue au renouvellement de la réserve du sol (Chantigny et al., 2014). Après quelques mois ou années d’application d’effluents, une partie de l’azote de la réserve du sol sera graduellement minéralisée et deviendra disponible aux plantes, ce qui constitue l’arrière-effet (Bosshard et al., 2009; Webb et al., 2013). Il a été montré dans une étude en Norvège que comparativement aux engrais minéraux qui ne présentent qu’un arrière-effet négligeable, la réserve d’azote du sol dérivée d’applications d’effluents d’élevage peut continuer de contribuer à une partie de la nutrition des plantes même lorsque l’application des effluents au champ est arrêtée (Riley, 2016).
Au Québec, le Guide de fertilisation du CRAAQ (2013) propose d’évaluer l’arrière-effet des effluents d’élevage ayant un rapport C/N inférieur à 30 durant deux ans après l’application à l’aide de l’équation suivante :
Arrière-effet azoté = N organique d’apport antérieur (kg/t) x CEArrière-effet
Les coefficients d’efficacité de l’arrière-effet (CEArrière-effet) proposés sont respectivement de 16 % et
8 % pour la première année et la deuxième année résiduelle. Ces coefficients ne tiennent toutefois pas compte du type d’effluent, du type de sol et de la régie de culture. Selon Berntsen et al. (2007), le type d’effluent d’élevage aurait un impact majeur sur l’arrière-effet, lequel serait croissant de l’engrais minéral au lisier de porc, lisier de bovin et fumier solide de bovin. Les auteurs ajoutent également que l’arrière-effet serait croissant avec le rapport C/N.
Afin d’évaluer plus précisément l’efficacité fertilisante et l’arrière-effet azoté, le marquage isotopique des effluents d’élevage à l’azote-15 s’avère une technique efficace pour distinguer l’azote provenant des fertilisants appliqués durant l’année des autres sources d’azote du sol (Chantigny et al., 2004b; Cusick et al., 2006). Cet isotope stable d’azote se retrouve naturellement en faible proportion dans l’environnement (0,37 %) et contient un neutron de plus que la forme d’azote la plus abondante sur terre, soit l’azote-14 (99,63 %) (Unkovich et al., 2001). La technique du marquage isotopique consiste à fertiliser les cultures avec des effluents d’élevage ou des engrais minéraux préalablement enrichis d’une quantité connue d’azote-15. Grâce à son neutron supplémentaire, il est par la suite possible de déterminer dans quelles proportions l’azote-15 est récupéré par les différentes parties de la plante ou est demeuré dans le sol, à l’aide d’un spectromètre de masse (Unkovich et al., 2001). Par différence, le reste de l’azote dans le système provient de la réserve d’azote du sol, laquelle n’est pas marquée. Le marquage isotopique peut être réalisé de plusieurs façons. Il est possible de diluer une petite quantité de sel d’ammonium enrichi d’azote-15 dans la fraction liquide des effluents d’élevage (Sørensen, 2004; Sørensen et Amato, 2002). Cependant, cette technique ne permet pas de
