Reconstitution de propriétés physiques d'un sol
organique affaissé : essais de différents amendements
Mémoire
Mathieu Rémy
Maîtrise en génie agroalimentaire - avec mémoire
Maître ès sciences (M. Sc.)
Reconstitution de propriétés physiques d'un sol
organique affaissé: essais de différents amendements
Mémoire
Mathieu Rémy
Sous la direction de :
Jean Caron, directeur de recherche
Josée Fortin, codirectrice de recherche
Résumé
Les sols organiques sont très productifs et leurs propriétés physiques et chimiques permettent de cultiver des denrées de grande qualité à fort volume.Malheureusement, la qualité des sols organiques et les propriétés qui les rendent si productifs se dégradent rapidement, et ce dès leur mise en culture.
Afin de préserver le potentiel agronomique de ces sols, des mesures de protection et de conservation des sols sont à l’étude. Parmi celles-ci, l’apport de biomasse végétale broyée est envisagé afin de ralentir ou de stabiliser les pertes de sols et de maintenir les propriétés physiques de ces sols. Cette méthode est à l’étude avec un dispositif expérimental établi en serre. Deux types de biomasses (miscanthus et saule) à des doses de 15 et 30 t/ha ont été appliqués sur un sol organique affaissé. Quatre mélanges de fibre ayant des tailles variant de 5 à 45 mm ont été testés. L’effet des traitements a été étudié sur trois cycles de production successifs de légumes feuilles (épinard, roquette, épinard).
Une réduction notable des rendements de la culture avec la dose de biomasse apportée a été obtenue lors du premier cycle de production. Une chute de rendement d’environ 60% a été observée pour les cultures ayant reçu une dose de 30t/ha d’amendement. Aucune fluctuation significative des rendements n’a été notée au deuxième cycle, contrairement au troisième cycle où les rendements ont sensiblement augmenté pour les traitements ayant reçu une dose d’amendement de 30 t/ha. Les différentes mesures prises pour évaluer les propriétés du sol après les trois cycles de culture ne révèlent aucun changement notable des propriétés physiques ou hydrauliques du sol à la suite des applications de biomasse. Des variations significatives de certaines propriétés chimiques ont été obtenues, mais ne permettent pas d’expliquer de façon claire les effets des traitements sur les rendements. L’apport de biomasse est une méthode prometteuse qui nécessite certaines études plus approfondies afin de comprendre les effets observés.
Abstract
Organic soils are very productive, and their physical and chemical properties allow for the cultivation of high quality, high-volume foodstuffs. Unfortunately, the quality of organic soils and the physical properties that make them so productive quickly deteriorate as soon as they are drained for cultivation.
In order to preserve the agronomic potential of these soils, soil protection and conservation measures are being studied. Among these, the addition of crushed plant biomass is considered to help slow down or stabilize soil losses and maintain physical properties of these soils. This method was studied in a greenhouse experimental design. Two types of biomass (miscanthus and willow) at rates of 15 and 30 t/ha were applied to a collapsed organic soil. Four fibre length mixtures ranging from 5 to 45 mm were studied on three cycles of leafy vegetables (spinach, rocket, spinach).
A significant reduction in crop yields with increasing biomass dose was noted for the first production cycle. No significant yield fluctuations were noted in the second cycle, in contrast to the third one, where yields increased significantly for treatments with an amendment rate of 30 t/ha. The various measurements taken at the end of the three production cycles to evaluate soil properties did not reveal any significant improvement in the physical or hydraulic properties of the soils following biomass applications. Significant variations were obtained for some chemical characteristics measured, with no clear results to help explain the yield variations obtained. Biomass amendment is a promising method that requires more studies in order to understand the processes involved.
Table des matières
Résumé ... ii
Abstract ... iii
Table des matières ... iv
Liste des figures ... vi
Liste des tableaux ... vii
Liste des abréviations, sigles, acronymes ... viii
Remerciements ... ix
Introduction ... 1
Chapitre 1 Revue de littérature ... 3
1.1 Les sols organiques dans le monde ... 3
1.2 Les sols organiques au Québec ... 4
1.3 Processus de formation des sols organiques ... 5
1.4 Caractéristiques des sols organiques ... 6
1.5 Évolution temporelle des sols organiques cultivés ... 7
1.6 Modification des propriétés physiques des sols organiques mis en culture ... 8
1.6.1 L’affaissement du sol ... 8
1.6.3 Porosité ... 8
1.6.4 Conductivité hydraulique ... 9
1.6.5 Tortuosité ... 10
1.7 Estimation de la diffusion des gaz dans le sol ... 10
1.8 Taille des fibres composant le mélange ... 11
1.9 Risques potentiels d’immobilisation de l’azote et de l’oxygène ... 12
1.10 Hypothèses et objectifs ... 14
Objectifs ... 15
Chapitre 2. Matériel et méthodes ... 16
2.1 Sol et biomasses ... 16
2.3 Dispositif expérimental en serre ... 19
2.4 Analyses du sol en fin d’expérience ... 22
2.4.1 Profil instantané ... 22
2.4.2 Conductivité hydraulique saturée ... 23
2.4.4 Analyses chimiques ... 25
2.4.5 Stabilité des amendements ... 26
2.5 Analyses statistiques ... 26
3. Résultats ... 26
3.1 Croissance des plantes et rendements ... 26
3.2 Propriétés physiques ... 30
3.2.1 Les conductivités hydrauliques ... 30
3.2.2 Masse volumique apparente ... 32
3.3 Propriétés chimiques ... 34
4. Discussion ... 37
4.1 Premier cycle de culture ... 37
4.2 Deuxième cycle de culture ... 39
4.3 Troisième cycle de culture ... 40
4.4 Changement des propriétés physiques ... 41
4.5 Implications pratiques ... 42
Conclusion ... 42
Bibliographie ... 43
Liste des figures
Figure 1: Figure 1: Distribution des sols organiques au Canada ... 3
Figure 3: Relation entre le degré de dégradation et la conductivité hydraulique (adaptée de Skaggs et al. 1999) ... 9
Figure 4: Illustration du parcours(A-B) d'une molécule de gaz. (Adaptée de Nkongolo et Caron 1999) ... 12
Figure 5: Relation entre la minéralisation et le rapport C/N (adaptée de Kumar et Goh 1999) ... 14
Figure 6: Mélanges de biomasses de miscanthus et saule à différentes tailles de fibres ... 16
Figure 7: Illustration des colonnes utilisées avec les instruments ... 18
Figure 8: Dispositif expérimental dans la serre ... 20
Figure 9: Recouvrement des colonnes pour réduire les pertes d'eau ... 23
Figure 10: Montage utilisé pour l'estimation de la conductivité saturée des profils ... 24
Figure 11: Prélèvement des MVA ... 25
Figure 12: Variation du rendement selon la dose de biomasse apportée ... 28
Figure 13: Variation du rendement selon le mélange de fibre utilisé ... 29
Figure 14: Variation du rendement selon le type de biomasse utilisé ... 30
Figure 15: Évolution de la conductivité en milieu saturé selon la dose de biomasse ... 31
Figure 16: Conductivité moyenne en milieu non saturé du traitement avec 30 t ha-1de fragments grossiers de saule (< 45 mm) comparativement au témoin non amendé ... 31
Figure 17: La conductivité en milieu non saturée variant selon la profondeur ... 32
Figure 18: Évolution de la MVA selon la profondeur ... 33
Liste des tableaux
Tableau 1: Description des trois cycles de productions conduits sur les colonnes de sol. ... 21
Tableau 2: Résultats des analyses de stabilité des amendements ... 26
Tableau 3: Sommaire des résultats de l’analyse statistique pour les rendements obtenus lors des trois cycles de production (cycles 1 et 3 : épinard, cycle 2 : roquette) ... 27
Tableau 4: Tableau d'ANOVA des conductivités hydrauliques en milieu saturé ... 30
Tableau 5: Éléments extraits par Mehlich-3 statistiquement significatifs (p < 0.05) selon le type de biomasse utilisée ... 34
Tableau 6: Élément extrait par Mehlich-3 statistiquement significatif) (p < 0.05) selon la dose de biomasse utilisée ... 35
Tableau 7: Analyse statistique pour le carbone et azote total analysés par combustion. ... 35
Tableau 8: Éléments extraits au KCl variant en fonction de la dose ... 36
Tableau 9: Éléments extraits au KCl variant en fonction du type de biomasse ... 36
Liste des abréviations, sigles, acronymes
FAO : Food and Agriculture Organisation of the United Nations – Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture
Ksat : Conductivité hydraulique saturée
Remerciements
La réalisation de ce mémoire a été possible grâce à l’implication et au soutien de plusieurs personnes à qui je voudrais témoigner toute ma gratitude.
Je voudrais tout d’abord adresser toute ma reconnaissance à mon directeur de maîtrise, Professeur Jean Caron, pour sa patience, pour le temps qu’il m’a consacré et surtout ses judicieux conseils, qui ont contribué à alimenter ma réflexion. Je garde un excellent souvenir de nos conversations qui dépassaient largement le cadre académique.
Je remercie également ma codirectrice, Professeure Josée Fortin, pour son encadrement, son regard critique et sa rigueur scientifique. Ses conseils m'ont aidé à améliorer la qualité de mon travail, mieux structurer mes idées et améliorer ma communication de résultats.
Je voudrais également remercier les différents membres de l’équipe de recherche pour leur aide et leur soutien tout au long de mon projet. Leurs expertises et les conseils m’ont été d’une grande aide. J’ai une pensée particulière pour la Professeure Jacynthe Dessureault-Rompré, Christophe Libbrecht, Diane Bulot, Alexandre Mc Cutcheon et Geneviève Montminy.
Je termine en remerciant mon entourage, collègues et amis qui m’ont encouragé et soutenu tout au long de mon périple académique. Un merci particulier à ma douce moitié, Karolane Bourdon, sans qui je n’aurais jamais entamé, ni pensé terminer mes études universitaires de 2e cycle.
Introduction
La perte de hauteur des sols organiques en culture et l’altération de leurs propriétés physiques, sont non seulement des problèmes préoccupants au Québec, mais aussi pour l’ensemble des pays qui utilisent les sols organiques pour produire des denrées alimentaires. Mondialement, les sols organiques en culture représentent plus de 26 millions d’hectares (Tubiello et al. 2014). Les pâturages utilisent 8 millions d’hectares de sols organiques et 18 millions sont utilisés pour les productions végétales en champ. Au Québec, le secteur des productions horticoles utilise à lui seul plus de 9000 ha de sol organique pour la production légumière (AGÉCO, 2007). Les sols organiques sont très productifs lorsqu’ils sont correctement exploités. C’est pour cette raison qu’ils sont si prisés par l’industrie horticole.
Malheureusement, la qualité de ces sols et les propriétés physiques qui les rendent si productifs se dégradent rapidement, et ce dès leurs mises en culture (Hallema et al. 2015). Pour rendre une tourbière naturelle adéquate à la production agricole, il faut abaisser le niveau de sa nappe phréatique pour permettre le passage des équipements agricoles et augmenter suffisamment le taux d’oxygène dans le sol pour ainsi permettre aux cultures de se développer adéquatement. L’utilisation d’un système de drainage devient alors une solution souvent utilisée par les agriculteurs. Le travail mécanique du sol effectué pour établir les cultures et l’abaissement du niveau de nappe phréatique accélèrent les processus de dégradation de la matière organique contenue dans le sol (Gesch et al. 2007). Les propriétés physiques initiales du sol se trouvent alors altérées. Le niveau de l’altération des propriétés physiques du sol telles que : la masse volumique apparente, la porosité et les conductivités hydrauliques est relié au niveau de dégradation de la matière organique (Rezanezhad et al. 2016). Concrètement, les sols en processus de formation d’une couche compacte ( Moorsh forming ) s’affaissent sur eux-mêmes et deviennent de plus en plus difficiles à drainer. Après 25 ans de culture, la conductivité hydraulique peut être réduite à 10% de sa valeur originale (Millette et al. 1982). La réserve d’eau utile facilement utilisable pour la culture se trouve amputée et le processus d’échange gazeux entre le sol et l’atmosphère se trouve ralenti (Skaggs et al. 1999). Ceci donne lieu à la propagation de pathogènes opportunistes dans les cultures.
Il devient alors de plus en plus difficile de maintenir ces sols au même niveau de production, que ce soit en termes de rendement ou de qualité des denrées produites. Les sols possédant un bon potentiel agricole sont en grande partie déjà en exploitation. Une diminution potentielle des rendements combinée à une expansion des terres en culture limitée crée une incertitude vis-à-vis l’approvisionnement en denrées alimentaires. D’autre part, avec la population mondiale toujours en expansion, ceci se traduit par une demande alimentaire en constante croissance.
Il est évident dans ce contexte que chaque hectare en culture est important et que son potentiel de production doit être préservé. Plusieurs études faites dans le passé ont exploré différentes avenues pour améliorer la structure des sols minéraux et préserver leurs propriétés physiques. L’utilisation d’amendement sous différentes formes telles que : les fumiers, les matières résiduelles fertilisantes (MRF), les engrais verts et le bois raméal fragmenté (BRF) (Lemieux et al. 1988) font partie des différentes solutions étudiées. Cependant, peu d’études traitent des possibles avenus de reconstitution des propriétés physiques des sols organiques par l’apport d’amendement végétal.
L'objectif de ce projet consiste à évaluer l’incidence de l’utilisation de biomasses végétales broyées provenant de saule (Salix miyabeana) ou de miscanthus (Miscanthus giganteus) sur les rendements de légumes feuilles et d’examiner leurs effets sur les différents paramètres physiques d’un sol organique affaissé. Les amendements seront apportés sous quatre types de mélanges différents ayant des tailles de fibres variables et seront appliqués à doses différentes.
Chapitre 1 Revue de littérature
1.1 Les sols organiques dans le monde
La grande majorité des tourbières recouvrant le globe se trouvent toujours à l’état naturel. Ces tourbières rendent beaucoup de services écosystémiques à l’homme. Elles abritent une forte biodiversité, jouent un rôle de zones tampons qui régulent l’écoulement des précipitations vers les plans d’eau ou la nappe phréatique et agissent comme filtre naturel pour l’eau (Tapio-Biström et al 2012). Les tourbières couvrent environ 3% de la surface terrestre et contiennent plus ou moins 10% de l’eau douce mondiale (Rezanezhad et al. 2016). Ceci représente globalement une surface de 4.23 millions km2 (Xu et al. 2018). L’homme exploite environ 10 % de cette superficie totale à des fins agricoles (cultures ou pâturages), forestières ou à des fins d’extraction pour en faire un élément de base dans les substrats de culture (Leifeld et Menichetti 2018). Mondialement, ce sont plus de 26 millions d’hectares de sols organiques qui sont consacrés à l’agriculture : environ 8 millions d’hectares sont dédiés au pâturage et 18 millions pour la culture en champs (Tubiello et al. 2014). Au Canada, les tourbières sont présentes dans chacune des provinces. Les tourbières (excluant celles retrouvées dans le pergélisol) couvrent 755568 km2 soit environ 8.4% des superficies totales (Kroetsch et al. 2011). La figure 1 illustre la distribution des sols organiques à travers le Canada.
Figure 1: Figure 2: Distribution des sols organiques au Canada Tirée de : Kroetsch et al., 2010
1.2 Les sols organiques au Québec
Au Québec, les milieux humides représentent plus de 189 593 km2, soit environ 12.5% de la superficie terrestre de la province (Pellerin et Poulin 2013). Les tourbières représenteraient près de 85% de cette superficie, soit 161 000 km2 ou 10.6% de la superficie du Québec (Rochefort et al. 2011). La Montérégie est une région du Québec délimitée à l'ouest par Montréal et à l'est par les régions de l'Estrie et du Centre-du-Québec. Elle s'étend du fleuve Saint-Laurent jusqu'à la frontière avec les États-Unis. Cette région administrative compte plus 70900 ha de tourbières, ce qui correspond à environ 6.0% de son territoire (Pellerin et Poulin 2013).
Le secteur des productions horticoles exploite, à des fins de production de légumes frais, près de 23 000 ha de sol au Québec. Près de 9000 ha sont des sols organiques, les autres sont des sols minéraux (AGÉCO, 2007). Plus ou moins 6000 ha de sols organiques proviennent des tourbières de la Montérégie, plus particulièrement de la région des Jardins-de-Napierville. Ces sols organiques sont très prisés pour leurs grandes productivités. Au Québec, l’industrie des légumes frais produit des denrées pour une valeur totale de 381 M$ (MAPAQ, 2015). Plus de 50% de ces recettes proviennent de cultures effectuées en sols organiques. Les principaux légumes cultivés en sols organiques sont : laitues, oignons, échalotes, carottes, céleri et radis. Ils sont destinés au marché local en majeur partie et vers le marché d’exportation destiné à la côte est américaine (MAPAQ, 2015). Dans cette région, ces sols se sont formés à la suite de la déposition de matériaux lacustres. Ces dépôts de matières organiques reposent sur un horizon minéral composé de sable ou d’argile selon le cas (Lamontagne et al. 2014). La figure 2 montre la répartition des milieux humides dans la grande région de la Montérégie.
Figure 2: Distribution des milieux humides en Montérégie Tirée de : MDDEFP, 2013
1.3 Processus de formation des sols organiques
De façon générale, la formation d’une tourbière résulte d’une accumulation de matière organique qui est limitée dans sa décomposition (Joosten et Clarke 2002). On y retrouve aussi une portion d’humus et de sol minéral (sable et argile) la constituant (Brandyk et al. 2002). La tourbière naturelle et non perturbée se retrouve habituellement dans un milieu anaérobie, la matière organique étant pratiquement toujours submergée d’eau. Ainsi, le faible appart d’oxygène limite la décomposition de la matière organique. La faible température du milieu, le faible pH de l’environnement et la présence des toxines organiques sont d’autres facteurs qui limitent la décomposition de la matière organique (FAO, 2001).
Au Canada, il y a deux grands types de formation de tourbières; les ombrotrophes (bog) et les minérotrophes (fen) (MDDEFP,2013). Leurs distinctions reposent essentiellement sur leur source d’alimentation en eau. Dans le cas des tourbières ombrotrophes, leur apport en eau provient majoritairement des précipitations. Les tourbières ombrotrophes sont des milieux où la végétation ayant plus de 4 m de haut recouvre moins de 25% de la superficie totale. La végétation qui s’y retrouve est généralement composée de sphaignes et d’éricacées (Agriculture and Agri-Food Canada, 1998).
Les tourbières minérotrophes sont des milieux généralement plus riches en éléments minéraux et moins acides que les tourbières dites ombrotrophes. Leur alimentation en eau provient à la fois des précipitations et d’eau d’écoulement (surface et souterraine) (Agriculture and Agri-Food Canada, 1998). Le couvert végétal de celles-ci est plus diversifié. Il est généralement constitué d'herbacées, d’arbres et d’arbustes. La végétation varie en fonction des nutriments et du taux d’humidité retrouvés dans le secteur (MDDEFP,2013).
1.4 Caractéristiques des sols organiques
Selon l’encyclopédie canadienne (Mckeague et al. 2015), un sol organique doit contenir plus de 30% de sa masse sèche en matériel organique, de plus cette caractéristique doit se retrouver dans les 50 premiers centimètres de sa hauteur (à partir de la surface du sol). Les sols organiques qui sont en pergélisol ne sont pas admissibles à cette catégorie. Les sols organiques contiennent des fibres végétales, de l’humus et une portion d’éléments minéraux (sable, argile). Ces proportions d’éléments varient d’un sol à l’autre selon le type de sol et le niveau de dégradation de celui-ci (Brandyk et al. 2002). Ces sols se divisent en 4 grands groupes: folisol, fibrisol, mésisol et humisol. Les sols de type folisol sont formés en grande partie de dépôt de matière forestière. Ils sont habituellement localisés dans les régions montagneuses et humides (ex : la côte de la Colombie-Britannique). Pour ce qui a trait aux trois autres groupes de sols organiques, ils sont interreliés entre eux. Chacun décrit un stade de dégradation de la matière organique qui les compose. Les moins dégradés ou les plus jeunes sont identifiés comme des fibrosols. La matière organique fibrique qui s’y retrouve est relativement intacte. On peut y distinguer des plantes ou des feuilles formant cette matière organique. Lors d’un test d’identification par frottement, plus de 40% des fibres sont toujours visibles. Les mésisols représentent une catégorie de vieillissement des sols intermédiaires. Cette fois-ci, c’est entre 10 et 40% de la matière organique fibrique est visible après le test de frottement. Les humisols sont de vieux sols où la matière organique est humifiée. Moins de 10% de la matière organique est fibrique.
1.5 Évolution temporelle des sols organiques cultivés
Afin de rendre ces sols utilisables pour l’agriculture, il faut abaisser la hauteur de la nappe phréatique de ceux-ci. L’utilisation de système de drainage et la création d’exutoires tels que des fossés sont des solutions souvent préconisées par les agriculteurs. Celles-ci améliorent la portance du sol et permettent aux équipements agricoles de bien circuler. De plus, les systèmes de drainage permettent d’augmenter la teneur en oxygène du sol. Cependant, rendre ces sols cultivables engendre une dégradation accélérée de la matière organique qui les constitue. Les sols organiques sont très sensibles à l’agriculture et à une gestion anthropique de la nappe phréatique (Gesch et al. 2007). Le drainage de ces terres engendre une augmentation de l’oxygène dans le sol. L’augmentation du taux d’oxygène entraîne une augmentation de l’activité microbienne dans le sol (microorganismes aérobies). Ceux-ci oxydent la matière organique (Gesch et al. 2007). L’oxydation de la matière organique se traduit par un affaissement du sol, une perte de la structure poreuse et une augmentation de la masse volumique apparente du sol (Kechavarzi et al. 2010).
L’augmentation du taux d’oxygène contenu dans le sol et de l’activité des microorganismes aérobies accélère les processus d’humification et de minéralisation de la matière organique (Okruszko 1993). Ceci entraîne la formation de terre noire par le processus du « Moorsh forming » (Gnatowski et al. 2002), Moorsh qui signifie couche pourrie en polonais. Le Moorsh forming produit de fines particules qui migrent vers un horizon inférieur et s’y accumulent. L’horizon où l’accumulation les fines particules à lieu est plus dense et moins perméable. Les conditions optimales pour le processus du « Moorsh forming » surviennent lorsque la proportion d’air dans un sol organique se situe entre 20 et 30% (Okruszko 1993). Ces changements physiques entraînent une modification des propriétés hydrauliques de ces sols au fil des années qu’ils sont mis en culture (Brandyk et al. 2002).
1.6 Modification des propriétés physiques des sols organiques
mis en culture
1.6.1
L’affaissement du sol
À la suite du drainage et de la mise en culture des sols organiques, ceux-ci perdent de leur volume. Ils s’affaissent sur eux-mêmes selon leur degré de décomposition et leur composition organique. Plus un sol est dégradé, plus sa perte de hauteur ou son affaissement sera grand (Parent et Ilnicki 2002). Le sol s’affaisse, car les particules organiques grossières qui le constituent s’oxydent et diminuent de volume. Ce phénomène de perte de hauteur est aussi engendré par la diminution du volume d’eau contenu dans la matrice de sol. Le phénomène de retrait s’accentue avec la diminution du potentiel matriciel.
1.6.3 Porosité
Les sols qui forment les tourbières sont un matériau très poreux. Un sol organique non perturbé peut voir son volume être composé jusqu’à 97% de pores (Oleszczuk et Truba 2013). Les pores sont interconnectés les uns aux autres ce qui forme un réseau. Ce réseau poral est formé de pores de dimensions irrégulières, dont certains sont obstrués complètement ou partiellement (Rezanezhad et al. 2016). La répartition des pores se divise en 2 catégories : les macropores et les micropores. Les macropores réfèrent à la porosité active du sol. Ceux-ci sont formés de tissus végétaux ou matières organiques de bonnes dimensions. Lorsqu’il y a dégradation de la matière organique, les larges particules qui structurent le sol sont réduites en particules fines et migrent vers l’horizon inférieur du sol. La macroporosité du sol se trouve ainsi réduite selon son stade de décomposition par l’action du processus du « Moorsh forming ». Une diminution de la macroporosité s’effectue au profit de la microporosité. Les micropores contiennent de l’eau qui n’est pas disponible pour les plantes. Ils diffusent peu ou pas avec l’atmosphère (Okruszko 1993) . Le phénomène de perte de macroporosité réduit la perméabilité du sol, ses capacités de rétention et d’échange gazeux avec l’atmosphère. Des observations menées sur des sols organiques cultivés ont démontré que la macroporosité peut être réduite de 37 à 70% sur l’horizon de sol se trouvant entre 0.44 et 0.55m (Hallema et al. 2015).
1.6.4 Conductivité hydraulique
La conductivité hydraulique peut se définir comme étant la capacité de transmettre ou conduire l’eau dans un milieu poreux. La conductivité hydraulique est une caractéristique intrinsèque propre à un milieu poreux. Cette caractéristique peut être évaluée sous des conditions de sols saturés (ksat) ou des conditions non saturées (kunsat) (Skaggs et al. 1999). La conductivité hydraulique dépend de la géométrie, de l’interconnexion et de la dimension des pores qui composent le sol (Skaggs et al. 1999). La mise en culture des sols organiques affecte négativement la conductivité hydraulique. Le vieillissement des sols causé par le processus de Moorsh forming ralentit la conductivité hydraulique par la perte de porosité et augmente la densité de certains horizons (Parent et Ilnicki 2002). L’eau contenue dans le sol est alors plus difficile à évacuer ce qui entraîne une réduction de l’oxygène dans le sol (Skaggs et al. 1999). Après 25 ans de culture, la conductivité hydraulique du sol peut être réduite à aussi peu que 10% de sa valeur originale (à l’état naturel ou non perturbé) (Millette et al. 1982). La figure 3 montre l’évolution de la conductivité hydraulique selon le stade d’humification du sol.
Figure 3: Relation entre le degré de dégradation et la conductivité hydraulique (adaptée de Skaggs et al. 1999)
1.6.5 Tortuosité
Les larges pores (macropores) contenus dans les sols organiques jouent un rôle important dans le mouvement de l’eau et des gaz. Plus la présence des macropores est importante plus les racines seront aptes à parcourir le sol et à se développer (Scott et al. 1988). La macroporosité est certe essentielle, mais pour être effective, elle doit être continue tout le long du profil. La continuité des pores favorise les échanges gazeux avec l’atmosphère et l’infiltration de l’eau. L’aération du sol est un facteur ayant beaucoup d’incidence sur le rendement. Selon plusieurs études, l’aération du sol ferait partie des facteurs les plus incidents sur le rendement avec la disponibilité en eau et la fertilisation (Gliński et Stępniews 1985, Hillel 1998). Cependant, la porosité seule d’un sol n’est pas automatiquement un gage de productivité. Les pores doivent avoir une organisation et une continuité entre eux pour diffuser adéquatement les gaz produits ou consommés de la rhizosphère vers l’atmosphère. Un ralentissement de la diffusion entrainera une accumulation des gaz de respiration dans le sol et une diminution du dioxygène. Dans cette situation, le développement racinaire sera ralenti et le rendement sera impacté de façon négative (Bengough et al. 2006). La tortuosité peut être définie comme un paramètre géométrique de l’arrangement particulaire du sol qui régule les propriétés hydrauliques, électriques et de diffusion du sol (Ghanbarian et al. 2013).
1.7 Estimation de la diffusion des gaz dans le sol
L’estimation de la diffusion des gaz dans le sol peut se faire à l’aide de plusieurs méthodes non destructrices. La méthode la plus classique consiste à l’utilisation de chambres à gaz insérées dans le profil de sol (Magnusson 1989). Les chambres à gaz sont préalablement purgées. Après un certain temps, elles deviennent à l’équilibre avec le milieu. Une fois à l’équilibre, le contenu peut être retiré et analyser à l’aide d’un chromatographe gazeux (Magnusson 1989). Cette technique permet d’analysé la composition du mélange gazeux prélevé dans les chambres à air. Plusieurs composants du mélange peuvent être identifiés simultanément.
La diffusion des gaz peut aussi s’estimer à partir de la courbe de désorption (soil-water
méthode non destructrice est basée sur la courbe de rétention du sol ou substrat et du point d’entrée d’air (Caron et Nkongolo 2004). La courbe de rétention est obtenue préalablement à l’aide des caractéristiques physiques du sol telles que : la conductivité saturée, la porosité d’air, la teneur en eau à saturation et la teneur en eau après le drainage. Il est nécessaire d’estimer le point d’entrée d’air pour utiliser cette méthode. Le point d’entrée d’air correspond à la première grande diminution de la teneur en eau selon un potentiel matriciel en diminution (situation de drainage) (Nemati et al. 2002) .
1.8 Taille des fibres composant le mélange
Les fibres qui sont utilisées pour amender un sol doivent être judicieusement choisies. Il a été démontré que l’utilisation d’amendement ayant des particules de fines dimensions entraine une réduction de la capacité de rétention en air du sol. En contrepartie la capacité de rétention d’eau en est augmentée (Bohne et Günther 1996). Les fines particules provenant d’amendement pourraient contribuer à la réduction de la continuité des pores, ce qui réduit les échanges gazeux entre le sol et l’atmosphère (Allaire et al. 1996). Quelques études suggèrent que les échanges diffusifs entre le sol et l’atmosphère ont plus d’incidence sur le rendement de la culture que la capacité de rétention en air (Gliński et Stępniewski 1985, Glinski 2018). Donc, l’utilisation d’amendement avec des particules de petite taille pourrait avoir une influence négative sur les rendements de cultures.
Utiliser des fragments d’amendement trop grossier n’est pas nécessairement un gage d’amélioration des propriétés physiques d’un sol amendé. Il a été démontré (Nkongolo et Caron 1999) que l’utilisation de fragments d’écorce de 8 à 25 mm n’affectait pas négativement la porosité d’air des sols, mais pouvait diminuer, tout comme les particules fines, les échanges diffusifs avec l’atmosphère. Les particules larges et plates peuvent former une espèce barrière qui bloque la continuité des pores. Les échanges gazeux doivent alors parcourir une plus grande distance pour contourner la particule de large dimension. Les échanges se trouvent ainsi ralentis. La figure 4 illustre le trajet parcouru par les gaz dans un cas où il y a présence de larges particules et dans un second temps où les particules de biomasse sont de dimension moindre.
Figure 4: Illustration du parcours(A-B) d'une molécule de gaz. (Adaptée de Nkongolo et Caron 1999)
1.9 Risques potentiels d’immobilisation de l’azote et de l’oxygène
L’apport d’amendement en biomasse n’est pas sans risque pour les cultures. Si l’amendement utilisé est composé de substances organiques instables, celui-ci peut contribuer à un déficit de l’oxygène et une immobilisation de l’azote (Inbar et al. 1990). La disponibilité de l’oxygène pour les racines dépend de la vitesse de diffusion entre le sol et l’atmosphère. D’un autre côté, l’activité microbienne joue un rôle important dans la disponibilité de l’oxygène dans la rhizosphère (Naasz et al. 2005). Un apport de matière organique instable peut augmenter l’activité microbienne. La demande en oxygène des microorganismes sera alors plus grande. Dans le cas précis d’un apport de biomasse en sol organique, l’activité respiratoire des microorganismes peut être jusqu’à 10 fois plus élevée que dans un sol minéral (Wilson et Griffin 1975, Gliński et Stępniewski 1985). Si la diffusion de l’oxygène est moindre que la demande, la plante et les microorganismes entreront en compétition pourl’oxygène (Caron et al. 1999). Une diminution de la disponibilité en oxygène peut sérieusement affecter le rendement de la culture. Lors d’un apport d’amendement en biomasse, une partie de l’azote contenu dans l’amendement peut être minéralisée et devenir disponible pour la culture. Une partie de cet azote peut être immobilisée par la population microbienne contenue dans le sol. La dégradation de l’amendement se fait par les microorganismes retrouvés dans le sol. Ils sont donc les premiers à utiliser les composés provenant de la dégradation de la biomasse pour leur fonctionnement métabolique. Ils seront donc les premiers à utiliser l’azote contenu dans la biomasse. S’il y a de l’azote qui est excédentaire aux besoins des microorganismes, celui-ci pourra être disponible pour la culture.
Toutefois, si le niveau d’azote est trop faible par rapport au carbone à dégrader, l’azote disponible sera entièrement consommé par les microorganismes. L’azote total disponible pour les plantes sera moindre. Cette situation pourrait impacter négativement le rendement de la culture en place. Le rapport C/N peut être un bon indicateur pour identifier si l’amendement utilisé au champ peut contribuer en un apport d’azote pour les plantes ou contribuera à une immobilisation de l’azote par les microorganismes du sol. Plusieurs travaux ont porté sur ce rapport depuis plusieurs décennies. Harmsen et Van Schreven (1955) rapportaient qu’un rapport de C/N supérieur à 30 se traduit par une minéralisation nette de l’azote. Si ce rapport est au-dessus la barre de 30, une immobilisation pourrait survenir. La figure 5 résume les résultats des travaux sur le ratio C/N de plusieurs chercheurs à travers les décennies.
Figure 5: Relation entre la minéralisation et le rapport C/N (adaptée de Kumar et Goh 1999)
L’indice de stabilité biologique (ISB) peut aussi s’avérer un autre bon indicateur de la demande potentielle en azote générée par la décomposition de l’amendement utilisé. L’ISB est en quelque sorte un indice qui mesure la résistance à la décomposition de l’amendement. Il est basé sur 4 grandes fractions de la matière organique; la fraction soluble, la cellulose, l’hémicellulose et la fraction équivalente à la lignine et la cutine (Nduwamungu et al.,2007). L'azote potentiellement minéralisable est mieux corrélé à l'ISB qu'au rapport C/N (Nduwamungu et al. 2006).
1.10 Hypothèses et objectifs
HypothèseÀ la lumière de la revue de littérature, les amendements peuvent modifier les propriétés physiques du sol, mais peuvent aussi créer un problème d’immobilisation de l’azote. Cela nous amène à poser l’hypothèse suivante : l’utilisation d’amendements végétaux de différentes tailles (0 à 25 mm) et de différentes origines (miscanthus et saule) appliqués à 2 différents tonnages (15 et 30 tonnes ha-1) en sol organique affaissé, ne modifie pas de façon
significative (p ≤ 0.05) les paramètres physiques (Ksat, courbe de rétention, knon saturée) du sol et n’influence pas de façon significative les rendements des cultures d’épinard et de roquette.
Objectifs
L’objectif général est d’évaluer l’incidence de l’utilisation de biomasses végétales broyées selon leurs origines et leurs tailles en sol organique affaissé sur les rendements de légumes feuilles et sur les différents paramètres physiques d’un sol organique affaissé.
Chapitre 2. Matériel et méthodes
2.1 Sol et biomasses
Le sol utilisé pour l’expérience provient de l’entreprise Production horticole Van Winden inc. située à Sherrington sur la rive sud de Montréal. Ce sol est un sol organique dégradé qui est en fin de vie utile pour la production horticole. Une caractérisation sommaire a permis de déterminer que l’épaisseur moyenne du sol était de 35 cm dans la zone de prélèvement, avec une masse volumique apparente (MVA) de 0.60 g cm-3, un pH à l’eau de 5.7 et une conductivité électrique spécifique (CE) de 215 μs/cm. La prise de mesure pour le pH et la CE a été faite à partir de 10 cm3 de sol sec dans 25 ml d’eau déminéralisée. La solution a été agitée 5 à 6 reprises durant une période de 30 minute avant la prise de mesure (CEAEQ, 2014a). Le sol a été prélevé dans un champ (73°32'05; 45°07'30) au cours de l’automne 2018, séché et entreposé jusqu’à ce qu’il soit mélangé avec les biomasses.
Deux types de biomasses, le saule (Salix miyabeana) et le miscanthus (Miscanthus
giganteus), ont été utilisés dans cette expérience. Chaque type de biomasse séchée a été
préalablement broyé afin d’obtenir quatre longueurs de fibres différentes (5, 10, 22 et 45 mm) puis tamisé pour assurer de l’uniformité des fragments composants l’amendement. La figure 6 illustre les mélanges 1, 2, 3 et 4 utilisés pour le miscanthus et le saule.
Le sol (environ 25 litres par traitement) a été amendé avec les différents mélanges de biomasses proprement dosés pour chacun des traitements, afin d’obtenir des doses d’amendements correspondant à 15 et 30 tonnes de matière sèche ha-1. De plus, chaque profil de sol constituant l’expérience a été amendé sur la totalité de sa hauteur (35 cm).
2.2 Colonnes de sol
Chaque traitement testé durant l’expérience a été fait dans une colonne de sol munie de différents instruments de mesure (figure 7). Ces colonnes ont été construites à l’aide de tubes de plastique d’un diamètre intérieur moyen de 24.2 cm et d’une hauteur totale de 35 cm. Chaque colonne était équipée de deux tensiomètres et de trois sondes TDR de 13 cm de longueur. Le premier tensiomètre (près de la surface du sol) (#3 sur la figure 7) était situé à 10 cm et le second à 25 cm de profondeur. De plus, trois sondes pour réflectomètre en temps réel (TDR) étaient aussi dans chacun des pots. La première sonde TDR était installée avec un angle de 30 degrés par rapport à la surface du sol. Les deux autres sondes TDR étaient installées horizontalement à une profondeur de 15 cm et de 30 cm, respectivement (#4 sur la figure 7).
Chaque extrémité inférieure des colonnes était recouverte d’une pellicule en nylon synthétique (Nitex) ayant des ouvertures de 15 microns. Cette pellicule a été utilisée pour retenir les fines particules de sol contenues dans les colonnes tout en permettant un mouvement de l’eau au travers de la membrane (drainage libre ou remontée capillaire). Les colonnes ont été déposées individuellement dans une assiette en plastique (#5 sur la figure 7) contenant une épaisseur d’environ 1.5 cm de billes de verre saturées d’eau. Les billes de verre servent de support physique sur lequel la colonne est déposée. L’assiette est reliée à l’aide d’un tuyau à un erlenmeyer situé à 30 cm plus bas (#2 sur la figure 7). La nappe d’eau contenue dans l’assiette est reliée à une réserve d’eau se trouvant dans l’erlenmeyer permettant de maintenir un continuum hydraulique. Ce dispositif est utilisé pour obtenir un différentiel de potentiel hydraulique de 65 cm à la surface des colonnes. Le différentiel hydraulique induit par ce dispositif a été choisi en fonction de celui retrouvé habituellement dans des champs en culture.
Un système de doubles bouteilles de Mariotte (#1 sur la figure 7) permettait de maintenir le niveau d’eau dans chaque erlenmeyer. Ce système agit comme une réserve d’eau et son fonctionnement est simple. Lors d’une demande en eau (remontée capillaire), la diminution du niveau d’eau dans l’erlenmeyer est immédiatement compensée par l’eau provenant de la bouteille de Mariotte (claire).
Figure 7: Illustration des colonnes utilisées avec les instruments
La couche de matériel synthétiques (Nitex) placées à la base du cylindre de sol n’a pas une grande influence sur la conductivité non saturée du média à l’étude. Selon McCarter (2017), le nylon synthétique (Nitex) ayant des ouvertures de 15 microns a une conductivité hydraulique de 5 x 10-3 cm s-1 et la bille de verre a une conductivité hydraulique de 1 x 10-4 cm s-1. La résistance totale à un écoulement vertical se définit comme étant la somme des couches composant le milieu :
Rt = ∑Ri = ∑di/Ki
où di est l’épaisseur de la section composant le milieu; et Ki est la conductivité hydraulique de cette section. L’épaisseur et la conductivité des milieux contenus dans le montage à l’étude sont respectivement de 35 cm et 0.00008 cm s-1 pour la colonne de sol (traitement ayant reçu 30t/ha de fragments grossiers), 1.5 cm et 0.0001 cm s-1 pour la bille de verre et 0.065 cm et 0.005 cm s-1 pour le nylon synthétique. La résistance équivalente totale du montage est donc de 0.0000808 cm s-1, une variation d’environ 1%, ce qui est négligeable.
2.3 Dispositif expérimental en serre
Les expériences se sont déroulées dans le complexe de serre haute performance de l’Université Laval situé à la Faculté des sciences de l’agriculture et de l’alimentation (FSAA). Le dispositif regroupait 51 colonnes, réparties en 3 blocs aléatoires complets dans la serre (figure 8). Chaque bloc était composé de 16 traitements différents, soit deux types de biomasses (Salix miyabeana et Miscanthus giganteus), quatre longueurs de fibres différentes (5, 10, 22 et 45mm) et deux doses d’amendements (15 et 30 t/ha). Un traitement témoin sans amendement permettait de compléter chaque bloc. Le périmètre extérieur du dispositif était ceinturé d’un rang de garde (figure 8).
Figure 8: Dispositif expérimental dans la serre
Deux cycles de cultures d’épinard (Spinacia oleracea) entrecoupés d’un cycle de culture de roquette (Eruca sativa) ont été faits. Les espèces ont été semés à tour de rôle dans chacune des colonnes (tableau1). Une période minimale de 3 semaines sans culture a séparé chaque cycle, pendant laquelle le sol a été maintenu plus sec qu’en cycle de production (- 30 kPa) pour permettre un travail de sol de la profondeur de 18 cm. Les densités de semis utilisées et la profondeur du travail de sol effectué sont similaires aux travaux effectués au champ chez les fermes partenaires du projet. Le tableau 1 décrit les trois cycles de productions conduits sur les colonnes de sol.
G G G G G G
G B-4-30 B-1-30 B-3-30 G G
G B-4-15 B-2-15 G A-1-15 G
Bloc 1 G B-3-15 A-3-15 G A-3-30 G
G A-4-30 A-2-30 Témoin B-2-30 G
G A-1-30 A-4-15 A-2-15 B-1-15 G
G B-1-30 B-2-30 A-1-30 A-4-30 G
G G A-4-15 B-1-15 B-3-30 G
Bloc 2 G G B-4-15 A-2-30 Témoin G
G B-2-15 A-3-30 A-3-15 B-4-30 G G B-3-15 G A-2-15 A-1-15 G G A-4-30 B-1-15 A-3-30 G G G A-2-30 B-3-15 B-4-30 A-1-15 G Bloc 3 G G B-4-15 B-2-30 Témoin G G B-3-30 G B-1-30 A-4-15 G
G B-2-15 A-3-15 A-2-15 A-1-30 G
G G G G G G A llée d e cir cu la tio n A llée d e cir cu la tio n Légende G : pot de garde A : Miscanthus B : Saule 2e nombre du code : Type de mélange 1: mélange < 5 mm 2: mélange < 10 mm 3: mélange < 22 mm 4: mélange < 45 mm 3e nombre du code : Dose appliquée 15t/Ha 30T/Ha
Tableau 1: Description des trois cycles de productions conduits sur les colonnes de sol.
Cycle 1 Cycle 2 Cycle 3
Culture Épinard Roquette Épinard
Densité de semis (graines m-2)
1700 2200 1700
Date de semis 14 février 2019 10 avril 2019 7 juin 2019 Taux de mortalité
(%)a
Moins de 1% Moins de 1% Moins de 1%
Date de récolte 8 mars 2019 8 mai 2019 27 juin 2019
Durée de la culture (jours) 24 28 20 Nombre de degrés-jour 451 608 478
a Déterminé 10 jours après le semis
Une fertilisation de base de 3 kg d’azote par tonne d’amendement a été effectuée lors du mélange du sol et de la biomasse. La dose d’engrais azotée utilisée pour le traitement de base a été scindée en deux, la première moitié de la dose était constituée de nitrate d’ammonium (34-0-0) et la seconde sous forme de Nutricote® (18-6-8). Ensuite, une fertilisation additionnelle a été effectuée pour tous les traitements entre le cycle de culture 2 et 3. La fertilisation additionnelle était constituée de 60 kg ha-1 d’azote, 60 kg ha-1 de phosphore et 175 kg ha-1 de potassium. L’engrais de base utilisée était un engrais hydrosoluble 20-20-20. Les besoins restants en potassium ont été comblés par le sulfate de potassium (0-0-52). Un apport en manganèse (élément mineur) à un dosage de 3 kg ha-1 a aussi été effectué. L’utilisation de la fertilisation additionnelle était basée sur la fertilisation avant semis utilisée au champ par les fermes partenaires.
Une irrigation de 10 mm de hauteur d’eau a été effectuée lors du semis pour s’assurer de l’humidification des semences, puisque celles-ci sont très fragiles au stress hydrique. Ensuite, la tension hydrique moyenne a été maintenue à 15 kPa durant tout le cours du cycle de culture.
profondeur dans chacun des traitements. La tension hydrique a été vérifiée deux fois par jour aux mêmes moments, soit en matinée (8h00) et en après-midi (16h00).
Des informations sur la croissance telles que la hauteur des plants et le stade de croissance ont été prises quotidiennement. Un dépistage des maladies foliaires (dépistage visuel) a été fait une fois par jour. Des prises de rendements commercialisables ont été effectuées à la fin de chaque cycle de production pour évaluer l’impact des amendements sur le rendement et la qualité du produit.
2.4 Analyses du sol en fin d’expérience
2.4.1 Profil instantanéLa méthode de profil instantané ou méthode de drainage libre interne est utilisée pour caractériser les propriétés physiques d’un sol. C’est une méthode bien connue qui a été suggérée pour la première fois en 1953 par Richards et Weeks. Cette méthode permet de déterminer la conductivité hydraulique non saturée d’un profil de sol de façon in situ. La méthode de drainage libre interne est non destructrice. Elle permet d’éliminer des biais induits par d’autres méthodes de calcul nécessitant la prise d’échantillon. Les prises d’échantillon altèrent la structure de sol et peuvent ainsi biaiser les résultats (Hillel 1980). Cette méthode nécessite de mesurer en continu la teneur en eau et la tension hydrique du sol à l'étude. Les valeurs des tensions hydriques proviennent de tensiomètres automatisés et la teneur en eau est évaluée de façon continue à l’aide de sondes TDR. Ces deux paramètres permettent de calculer la conductivité hydraulique non saturée. Les étapes de calculs associées à cette méthode sont clairement expliquées dans le manuel Fundamentals of Soil Physics (Hillel 2013).
À la fin des trois cycles de culture, des profils instantanés ont été faits sur chacun des traitements afin de déterminer la conductivité hydraulique non saturée de chacun des profils de sol. Le profil a d’abord été saturé sur toute sa hauteur. Une pluie de 50 mm de hauteur d’eau a été simulée sur chacun des traitements à raison de 5 mm par heure pendant 10 heures. Les colonnes ont ensuite été recouvertes d’une pellicule de plastique afin de limiter les pertes
en eau à la surface du sol par évaporation. Une couche de sol était ensuite remise sur la pellicule de plastique pour s’assurer du contact de celle-ci avec le sol et réduire les fuites qui permettraient des échanges entre la surface et l’atmosphère (figure 9).
Figure 9: Recouvrement des colonnes pour réduire les pertes d'eau
2.4.2 Conductivité hydraulique saturée
Pour donner suite à la prise de données par la méthode des profils instantanés, la conductivité hydraulique saturée de chaque traitement a été mesurée sur la hauteur totale du profil de façon in situ. Les profils ont été re-saturés sur la totalité de leur hauteur. Ils ont été placés dans un grand bassin. Le niveau d’eau contenu dans celui-ci augmentait de 2cm/h jusqu’à ce que le cylindre soit totalement submergé. Ensuite, ils ont été maintenus submergés pendant 12 heures. Par la suite, la conductivité saturée du profil entier a été déterminée selon la méthode à charge hydraulique constante (Hillel, 1980). La technique consiste à évaluer le volume d’eau pouvant s’écouler de la colonne de sol complètement saturée. La prise de mesure s’effectue lorsque le régime permanent est atteint. Le montage utilisé est représenté à la figure 10. La différence d’hauteur d’eau entre la surface de la colonne et le niveau d’eau ceinturant la colonne (eau contenue dans la poubelle) représente le gradient hydraulique (pression constante). Le volume d’eau passant au travers du profile était évaluée par la bouteille de Mariotte graduée.
Figure 10: Montage utilisé pour l'estimation de la conductivité saturée des profils
2.4.3 Destruction des colonnes et analyses du sol
À la fin des prises des données hydrauliques, les colonnes de sols ont été séparées en deux, avec chaque demi-lune ayant une surface de 207.73 cm2 (figure 11). Chaque demi-lune a ensuite été coupée en tranches de 5 cm sur l’entièreté de leur hauteur afin de mesurer la masse volumique apparente selon la méthode décrite par Caron et al. (2008). Cette méthode avait pour but d’identifier la présence d’un ou de plusieurs horizons ayant une masse volumique apparente plus élevée.
Figure 11: Prélèvement des MVA
Des sous-échantillons de sol provenant des différents horizons ont été prélevés, broyés, passés au tamis (2 mm) pour être ensuite séchés à l’air (60 oC) pendant plus de dix jours. Les contenus en matière organique et en cendres des échantillons ont été déterminés par perte de masse par combustion à 550 oC pendant 23 heures (MDDELCC, 2017).
2.4.4 Analyses chimiques
À la suite des prises de données des rendements du dernier cycle de culture, et avant la destruction des colonnes, des échantillons des de sol ont été prélevés pour évaluer le contenu de différents éléments dans le sol. Cet échantillonnage a été fait après 5150 degrés-jours cumulés. Les échantillons de sol ont été prélevés à l’aide d’une tarière de 5 cm de diamètre sur l’ensemble de la hauteur de la colonne. Le contenu de la carotte échantillonnée a été mélangé pour en faire un seul échantillon. À partir de ces échantillons de sol, les éléments Mehlich-3 ont été extraits et analysés selon la méthode du CEAEQ (2014b). L’extraction a été faite en utilisant 1g de sol pour 30 ml de solution extractive Mehlich-3 et une agitation à 200 rpm pendant une période de 5 minutes. Les éléments présents dans l’extrait ont été analysés au plasma au laboratoire de l’IRDA (Institut de recherche et de développement en agroenvironnement).
L’analyse du nitrate, de l’ammonium, de l’azote organique soluble et du phosphore ont aussi été évalués. Des échantillons de 1g ont été mis en contact avec 10 ml de solution de KCl 1M pour être ensuite être agités pendant 60 minutes, puis filtrés avec un papier filtre Watman #4.
Les solutions obtenues ont été congelées jusqu’à leur analyse par le département de foresterie de l’Université Laval. Les analyses du nitrate, de l’ammonium, et de l’azote organique soluble présents dans l’extrait ont été faites à l’aide des méthodes Quikchem 10-107-06-2-B et 12-107-04-1-F. Le phosphore a été dosé à l’aide d’un ICP-OES (inductively coupled plasma-optical emission spectrometry).
2.4.5 Stabilité des amendements
Le carbone et l’azote total ont été eux aussi mesurés par la méthode de combustion sèche (LECO CN-2000). Cette méthode d’analyse est décrite par Rutherford et al., (2008) et
Skjemstad et al., (2008). La composition en cellulose, hémicellulose et lignine a été déterminée par la procédure décrite par Robin (1997) et la méthode standardisée XPU 44-162 qui est décrite dans AFNOR (2005). L’ISB a été déterminée par la méthode décrite par Dessureault-Rompré et al. (2020).
Tableau 2: Résultats des analyses de stabilité des amendements
Biomasse C/N Lignine/ N ISB
Salix myabeana 46 9 34
Miscanthus giganteus 98 60 24
2.5 Analyses statistiques
Le calcul des ANOVA et des tests de comparaisons multiples tels que Tukey et Dunnett ont été réalisés avec le logiciel SAS (Version 9.4, SAS Institute, Cary, NC, USA) à l’aide de la procédure Mixed avec p < 0.05. Pour illustrer graphiquement les résultats, le module ggplot du logiciel Rstudio (version R 3.6.3) a été utilisé.
3. Résultats
3.1 Croissance des plantes et rendements
Lors de la récolte des différents cycles de cultures, des évaluations visuelles des plants ont été faites dans le but d’identifier la présence de maladies, champignons et/ou carences affectant la récolte. Il s’est avéré que le nombre de plants affectés par l’un ou l’autre de ces pathogènes ou carences a été pratiquement nul pour les cycles 1 et 2. En ce qui a trait au
cycle 3, 14 plants ayant des pathogènes ont été identifiés. Ces plants ont été retirés du rendement total, car ils ne sont pas commercialisables. Voici un tableau sommaire (tableau 3) des résultats statistiques pour l’analyse des rendements obtenus selon les différents traitements évalués durant l’expérience.
Tableau 3: Sommaire des résultats de l’analyse statistique pour les rendements obtenus lors des trois cycles de production (cycles 1 et 3 : épinard, cycle 2 : roquette)
Cycl
e
1
DDL Valeur F Valeur P Significatif
Dose (0, 15, 30 t/ha) 2 82.02 < 0.001 *** Biomasse (Saule ou miscanthus) 1 0.46 0.5047 Mélange (5, 10, 22 et 45mm) 3 4.8 0.0076 ** Biomasse * Mélange 3 0.11 0.9523 Biomasse * Dose 1 1.91 0.1774 Mélange * Dose 3 2.04 0.13 Biomasse * Mélange* Dose 3 0.91 0.4482
Cycl
e
2
DDL Valeur F Valeur P Dose (0, 15, 30 t/ha) 2 2.23 0.1191 Biomasse (Saule ou miscanthus) 1 4.34 0.0459 * Mélange (5, 10, 22 et 45mm) 3 0.2 0.8932 Biomasse * Mélange 3 0.87 0.4668 Biomasse * Dose 1 1.19 0.2841 Mélange * Dose 3 0.77 0.5197 Biomasse * Mélange* Dose 3 0.23 0.8753Cycl
e
3
DDL Valeur F Valeur P Dose (0, 15, 30 t/ha) 2 6.6 0.0031 ** Biomasse (Saule ou miscanthus) 1 3.8 0.061 Mélange (5, 10, 22 et 45mm) 3 1.16 0.3429 Biomasse * Mélange 3 0.65 0.5917 Biomasse * Dose 1 0.14 0.7124 Mélange * Dose 3 0.31 0.8179 Biomasse * Mélange* Dose 3 0.02 0.9952 Seuil de signification : * <0.05, ** <0.01, *** <0.001Lors du premier cycle de culture, la dose d’amendement utilisée et le type de mélange ont eu un impact significatif sur le rendement. Par la suite, lors du deuxième cycle, seul le type de biomasse s’est avéré significatif. Pour terminer, seule la dose d’amendement utilisée a influencé de façon significative le rendement lors du troisième et dernier cycle. Les figures 12, 13 et 14 illustrent l’influence des différents traitements sur le rendement au cours de trois cycles de culture. Aucune interaction entre les différents traitements ne s’est avérée significative au cours de l’expérience.
Des variations significatives des rendements commercialisables selon le type de biomasse apportée ont été obtenues pour le premier cycle et pour le 3e cycle (figure 12). Le rendement du témoin au premier cycle par rapport au témoin du 3e cycle est plus élevé, car le premier cycle avait été plus long (24 jours) comparativement à 20 jours pour le cycle 3 (tableau 1).
Figure 12: Variation du rendement selon la dose de biomasse apportée
La figure 13 montre l’effet de la taille des fibres sur les rendements. Les valeurs obtenues avec les sols amendés sont toutes plus faibles comparativement au témoin. Par contre, aucun
symptôme visuel de carence n’a été noté lors de la récolte. Lors du premier cycle de culture, les mélanges 3 et 4 (1 = fragments les plus petits, 4 = fragments les plus grossiers) se sont montrés plus performants que les mélanges ayant des fragments plus petits. L’effet noté n’a été que de courte durée et n’a pas été observé au cours des autres cycles de culture.
Figure 13: Variation du rendement selon le mélange de fibre utilisé
L’effet du type d’amendement sur le rendement est présenté à la figure 14. Les résultats suggèrent une meilleure performance à court terme du sol amendé avec du miscanthus qu’avec du saule. Les racines d’épinard et de roquette ont été laissées en place à la suite de chacun des cycles de culture. Un travail de sol d’une profondeur comparable à celui effectué dans les champs chez les entreprises partenaires du projet a été fait (environ 18 cm). Cette pratique doit certainement avoir eu un effet sur les microorganismes et sur la dynamique de la matière organique. Cependant, cet effet est difficile à évaluer.
Figure 14: Variation du rendement selon le type de biomasse utilisé
3.2 Propriétés physiques
3.2.1 Les conductivités hydrauliquesLa conductivité en milieu saturé a été évaluée sur l’ensemble du profil. Le tableau 4 illustre les résultats de l’analyse de la variance des conductivités en milieu saturé. L’analyse de variance s’est faite à partir de l’évaluation des conductivités des traitements utilisant des amendements de saule et des traitements témoins (sans amendement). Aucun traitement ne s’est avéré significativement différent du témoin. La figure 15 illustre les résultats obtenus selon la variation de l’apport d’amendement de saule.
Tableau 4: Tableau d'ANOVA des conductivités hydrauliques en milieu saturé
K
sat
Source DDL Valeur F Valeur P Significatif
Dose 2 3.57 0.0675 -
Mélanges 1 0.1 0.7615 -
Dose *
Figure 15: Évolution de la conductivité en milieu saturé selon la dose de biomasse
Pour ce qui est de variation de la conductivité en milieu non saturé, elle a été évaluée selon trois profondeurs différentes (0-10, 10-25, 25-35 cm) à l’aide des TDR et des tensiomètres qui étaient disposés sur les colonnes par la méthode des profils instantanés. La figure 16 illustre les conductivités en milieux non saturés moyennes pour une plage de tension variant de 5 à 25 kPa selon deux traitements extrêmes. Les traitements témoin ayant reçu aucun amendement sont comparés aux traitements ayant reçu un amendement de saule composé de larges fragments (<45 mm) et d’une dose de 30 t/ha. Les résultats n’indiquent aucun changement significatif en ce qui concerne la conductivité en milieu non saturé selon le type de traitement employé.
À la figure 17, la conductivité hydraulique moyenne en milieu non saturé a été évaluée à partir des mêmes traitements (témoin et saule-4-30), mais cette fois-ci, l’effet de la profondeur sur les différentes couches du profil provenant des colonnes amendées sont étudiés. Les résultats indiquent également aucune variation significative de la conductivité hydraulique moyenne en milieu non saturé entre les différentes profondeurs du profil.
Figure 17: La conductivité en milieu non saturée variant selon la profondeur
3.2.2 Masse volumique apparente
Les masses volumiques apparentes (MVA) analysées indiquent à la figure 18 une légère augmentation de la masse en fonction de la profondeur de la couche de sol analysée sauf pour la couche se trouvant à plus de 30 cm. Cette situation pourrait être causée par la manipulation des colonnes lors de l’expérience. Lorsqu’elles étaient soulevées le sol bougeait légèrement
vers bas pour être ensuite être comprimé lorsque la colonne de sol était redéposée sur une table. Cette couche représente environ 2 cm de hauteur.
Figure 18: Évolution de la MVA selon la profondeur
La densification de la couche inférieure est aussi illustrée à la figure 19 par une perte de porosité de cette même couche (30 cm et plus). La perte de porosité suggère qu’il est eu possiblement un tassement mécanique. La possibilité d’une contamination de la couche inférieure par la bille de verre (support physique sur lequel le pot était déposé) semble plus ou moins possible. Le Nitex recouvrant la base du cylindre a des ouvertures de 15 µm. La bille de verre utilisé à une grosseur moyenne de 45 µm selon le fabricant. La poussière de verre contenu dans ce produit aurait pu potentiellement contaminer le sol, mais les analyses de la fraction minérale du sol (voir annexe A) indiquent qu’elle est stable à chacun des horizons de sols.
Figure 19: Évolution de la porosité selon la profondeur
3.3 Propriétés chimiques
Les analyses chimiques ont été effectuées à la fin des trois cycles de culture. Les analyses statistiques pour les éléments extraits par Mehlich-3 ont été faites pour chacun des traitements. Seuls les traitements donnant des résultats significativement différents sont présentés aux tableaux 5 et 6. Le tableau 5 présente les résultats significatifs en fonction de la biomasse utilisée. Bien que les différences soient significatives entre les traitements, elles s’avèrent peu importantes d’un point de vue pratique. La plus grande valeur observée est celle obtenue pour le phosphore, avec une différence de 14 kg ha-1 de phosphore entre les deux estimés de saule et de miscanthus. Ceci représente une variation d’environ 2.5%.
Tableau 5: Éléments extraits par Mehlich-3 statistiquement significatifs (p < 0.05) selon le type de biomasse utilisée
Mehlich
-3
Miscanthus Saule Estimé(kg/ha) Erreur standard
Estimé (kg/ha) Erreur standard Phosphore 559 3.90 573 3.90 Zinc 31.7 0.20 32.6 0.20 Cadmium 0.72 0.0034 0.73 0.0034
Le seul élément extrait avec la méthode Mehlich-3 significativement affecté par la dose d’amendement est le potassium (tableau 6). Les résultats suggèrent une augmentation de la
quantité de potassium contenue dans les échantillons de sol en fonction de l’augmentation de la dose de biomasse utilisée. Cet effet serait causé par un apport de cet élément par les biomasses. Une extraction à l’eau des différents éléments contenus dans les biomasses a montré que le saule contiendrait 932 grammes de potassium par tonne, alors que le miscanthus en contiendrait 1632 g/tonne (Bourdon K., 2020).
Tableau 6: Élément extrait par Mehlich-3 statistiquement significatif) (p < 0.05) selon la dose de biomasse utilisée
Sans amendement 15 t/ha 30 t/ha
Estimé (kg/ha) Erreur standard Estimé (kg/ha) Erreur standard Estimé (kg/ha) Erreur standard Potassium 474 1.49 533 1.41 590 1.41
Le tableau 7 illustre les résultats pour le carbone et l’azote total obtenus par combustion. Les traitements ont des résultats significativement différents les uns des autres en fonction de la dose d’amendement utilisée. Les biomasses contiennent environ 45% de leurs masses en carbone (saule : 467 kg de C/tonne et miscanthus : 451 kg de C/tonne) et 0.5% en azote. L’expérience en serre montre que l’apport de biomasse augmente la quantité d’azote et de carbone dans le sol selon la dose utilisée, sans effet du type d’amendement. Cependant, la quantité de biomasses utilisée n’influence pas le rapport C/N. Des calcules simples peuvent en effet démontrer que les quantités utilisées sont trop minimes pour avoir une incidence sur ce rapport.
Tableau 7: Analyse statistique pour le carbone et azote total analysés par combustion.
Sans amendement 15 t/ha 30 t/ha
Estimé Erreur standard Estimé Erreur standard Estimé Erreur standard Sig. C total (%) 21.4 0.198 21.8 0.070 22 0.070 * N total (%) 1.49 0.0131 1.51 0.00464 1.52 0.00464 * C total (t/ha) 413 3.82 420 1.35 423 1.35 * N total 28.6 0.253 29.1 0.0894 29.3 0.0894 *
On observe une variation dans les concentrations des différentes formes d’azote extraites au KCl en fonction de la dose de biomasse (tableau 8). Seule la forme organique (Norg) varie significativement en fonction de la dose, avec une légère baisse observée à une dose de 15 t/ha comparativement aux deux autres doses. Il en va de même pour le phosphore total extrait au KCl. Le phosphore extrait au KCl est aussi significativement différent selon la dose d’amendement ajoutée.
Tableau 8: Éléments extraits au KCl variant en fonction de la dose
Le tableau 9 présente les résultats de l’analyse statistique du phosphore et des différentes formes d’azote extraits au KCl en fonction du type de biomasse. Les concentrations des différentes formes d’azote contenu dans les colonnes amendées de saule sont moins élevées que dans celles ayant reçu du miscanthus. Des différences significatives sont observées dans le cas du Norg et une tendance (résultats non significatifs) dans le cas de l’azote total.
Tableau 9: Éléments extraits au KCl variant en fonction du type de biomasse
Saule Miscanthus Estimé (kg/ha) Erreur standard Estimé (kg/ha) Erreur standard Valeur de P Significatif N total 242 8.91 267 8.91 0.0553 Tendance NH4 14.8 0.605 15.7 0.605 0.2883 - NO3 148 14.3 158 14.3 0.2723 - Norg 74.6 14.4 87 14.42 0.0336 * C/N 14.4 14.5 14.5 -
Sans amendement 15 t/ha 30 t/ha
Estimé (kg/ha) Erreur standard Estimé (kg/ha) Erreur standard Estimé (kg/ha) Erreur standard Sig. N total 254 27.82 246 9.83 263 9.83 - NH4 16 1.61 14.1 0.57 16.4 0.57 - NO3 142 16.94 152 5.99 159 5.99 - Norg 94.6 16.15 76.1 14.6 84.8 14.5 * Phosphore 6.03 0.51 5.69 0.18 6.72 0.18 *
