Pertes d'eau et de solutés durant l'irrigation de laitues romaines en sols organiques : comparaison de méthodes d'évaluation et impacts sur les rendements

PERTES D'EAU ET DE SOLUTES DURANT

L'IRRIGATION DE LAITUES ROMAINES EN SOLS

ORGANIQUES : COMPARAISON DE MÉTHODES

D'ÉVALUATION ET IMPACTS SUR LES

RENDEMENTS

Mémoire présenté

à la Faculté des études supérieures de l'Université Laval dans le cadre du programme de maîtrise en sols et environnement

pour l'obtention du grade de Maître es sciences (M.Sc.)

DEPARTEMENT DES SOLS ET DE GENIE AGROALIMENTAIRE FACULTÉ DES SCIENCES DE LAGRICULTURE ET DE L'ALIMENTATION

UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC

2010

L'irrigation des cultures maraîchères en sols organiques est une pratique qui doit être optimisée, car elle a un impact sur le rendement des cultures et peut entraîner le lessivage d'éléments fertilisants vers la nappe phréatique. Dans le cadre de ce projet, le premier objectif était d'évaluer quatre méthodes d'estimation des flux d'eau : une case lysimétrique (méthode de référence), un bilan hydrique simple, un bilan hydrique avec changement de stock en eau du sol et la loi de Darcy. Le deuxième objectif consistait à mesurer l'impact de différentes régies d'irrigation sur le rendement des laitues romaines et sur le lessivage des nitrates, des phosphates et des bromures.

Les résultats ont démontré que les méthodes d'estimation surestiment le drainage par rapport à celui mesuré dans les cases lysimétriques. Les pertes en azote et en phosphore ont été faibles et peu influencées par les traitements d'irrigation, tout comme les rendements.

Abstract

Irrigation has to be optimised because of its impact on yield and solute leaching to groundwater. The first objective of this project was thus to compare four methods of estimating water flux: a lysimeter pan (reference method), a flux based on daily evapotranspirative demand, a water balance computed from changes in water storage and évapotranspiration demand and finally, an estimation based on Darcy's law. The second objective was to evaluate the impact of irrigation on lettuce yield and on nitrate, phosphate and bromide leaching in organic soil.

Our data suggest that the estimation methods overestimate the drainage, compared to the one calculated with the lysimeter pan. Also, no effect on leaching and on yield was observed from irrigation treatments, and solute losses toward groundwater were small.

Je tiens d'abord à remercier mon directeur, Jean Caron, pour l'encadrement, le suivi régulier et les précieux commentaires offerts tout au long de ma maîtrise. Je remercie également Léon-Étienne Parent, mon codirecteur, pour ses explications et spécifications.

Une pensée également pour toute l'équipe de Jean Caron, professionnels de recherche et étudiants, pour leur temps et leur support. Un merci tout particulier à ceux qui m'ont aidé sur le terrain, spécialement Guillaume Théroux-Rancourt, Amélie Paiement, Yan Périard et Djamila Rekika.

Merci aux producteurs de la coopérative Multi-Veg de Sherrington qui ont fourni les champs et le matériel pour la réalisation de mes essais. Votre patience, votre implication ainsi que vos commentaires ont permis de mener à bien ce projet.

Merci au CRSNG pour leur contribution financière au projet et pour ma bourse d'études.

Finalement merci à ma famille et à mon conjoint pour leur support mais surtout, leur patience!

Résumé i Abstract ii Avant-Propos iii Table des matières iv Liste des tableaux v Liste des figures vi

Introduction générale 1

Bibliographie 3 Chapitre 1. Revue de littérature 4

Laitue romaine 5 Gestion de l'irrigation 6 Sol organique 7 Flux d'eau 11 Flux de soluté 15 Cycle de l'azote 16 Impacts de l'irrigation sur le lessivage des nitrates 18

Cycle du phosphore 19 Bibliographie 21 Chapitre 2. Pertes d'eau et de nitrates durant l'irrigation des laitues en sol organique:

comparaison de méthodes d'évaluation 25

Introduction 26 Matériel et méthode 28 Résultats et discussion 40 Flux d'eau 40 Drainage cumulé 44 Flux de soluté 54 Conclusion partielle 58 Bibliographie 60 Chapitre 3. Comparaison de l'impact de quatre régies d'irrigation des laitues

cultivées en sols organiques sur les rendements et le lessivage de solutés 63

Introduction 64 Matériel et méthode 65 Résultats et discussion 70 Rendements 70 Efficacité de l'eau 74 Flux de solutés 74 Bilan partiel de l'azote, du phosphore et du bromure 76

Conclusion partielle 83 Bibliographie 85 Conclusion générale 87 Annexe 1 : Description des sols à l'étude 89

Annexe 2 : Échelle de von Post 92 Annexe 3 : Installation des cases lysimétriques 93

Tableau 1. Propriétés physiques des horizons de sol des trois sites 39 Tableau 2. Drainage cumulé estimé et mesuré dans le Bloc 1, pour chaque traitement

d'irrigation et sur chaque ferme, avec les quantités d'eau totale reçue (pluie et

irrigation) 45 Tableau 3. Pertes cumulées de solutés, pour les quatre méthodes d'estimations des flux

d'eau et les quatre traitements d'irrigation 54 Tableau 4. Rendements, tensions moyennes et quantités d'eau utilisées pour l'irrigation de

chaque traitement, sur les trois sites 70 Tableau 5. Efficacité de l'eau dans chaque case lysimétrique chez JPG 74

Tableau 6. Quantités d'eau utilisée pour les irrigations (m ) 75 Tableau 7. Pertes de solutés moyennes pour les différents traitements d'irrigation chez

HVWetJPG 75 Tableau 8. Masse volumique apparente des différents horizons de sol échantillonnés 76

Tableau 9. Bilan partiel de l'azote (azote total et nitrates) 77

Tableau 10. Bilan partiel du phosphore 79 Tableau 11. Teneur en Fe, Al et P et indice de saturation en P du sol dans la couche 0-30

cm en début et en fin d'expérience 80 Tableau 12. Bilan partiel du bromure dans les cases lysimétriques (une application de 6,7 g

de bromure avait été réalisée sur toutes les cases, en début d'expérience) 81 Tableau 13. Teneur initiale des sols, pertes par lessivage et pourcentage d'éléments lessivé

par rapport à la teneur initiale 82 Tableau 14. Conductivité électrique des sols des différents horizons des parcelles, en

Liste des figures

Figure 1. Dispositif expérimental au champ 29

Figure 2. Case lysimétrique 31 Figure 3. Table de tension et colonne de sol instrumentée 38

Figure 4. Hauteur de la nappe phréatique sur les sites HVW et JPG 41 Figure 5. Flux journalier mesuré et calculé chez PHVW, HVW et JPG, dans les parcelles

du traitement E30 42 Figure 6. Teneurs en eau et potentiels matriciels à différentes profondeurs dans le sol en

fonction des précipitations et irrigations reçues, dans le traitement El5 chez HVW...47

Figure 7. Courbes de rétention de l'horizon 15-30 cm, sur les trois sites 48 Figure 8. ETr réelle et calculée, cumulée pour la durée des expériences 49 Figure 9. Pourcentage de fibres frottées dans les différents horizons de sol des trois sites. 51

Figure 10. Indice pyrophosphate pour les différents horizons de sol des trois sites 51 Figure 11. Teneurs en eau dans les différentes couches de sol et précipitations reçues, dans

le traitement E30 chez HVW 53 Figure 12. Courbes de fuite du bromure chez HVW et JPG, pour les différents traitements

d'irrigation 56 Figure 13. Accumulation du bromure dans les différents horizons de sol à la fin des

expériences pour les parcelles E30 chez HVW (gauche) et JPG (droite) 57 Figure 14. Masse commercialisable moyenne d'une laitue en fonction de la quantité d'eau

reçue sur la parcelle (pluie et irrigation) et du potentiel matriciel moyen maintenue au

niveau des racines chez JPG 72 Figure 15. Biomasse obtenue en fonction du potentiel matriciel dans des colonnes de sol,

lors d'une expérience menée en serre (Plamondon, 2009, Données non publiées) 73 Figure 16. Masse de nitrates dans les différents horizons de sol au début et à la fin des

Suite à des études récentes, il a été démontré que la qualité de l'eau de certaines rivières québécoises se dégradait. Cela est particulièrement évident en milieu agricole, où les cours d'eau présentent parfois des concentrations très élevées en éléments fertilisants comme l'azote et le phosphore (MDDEP, 2005). C'est le cas du ruisseau Norton, qui draine les sols organiques du sud-ouest de Montréal. La qualité de l'eau de ce ruisseau, pour les années 2001-2004, a été classée très mauvaise (Simoneau, 2007). Les producteurs agricoles sont, en partie, tenus responsables de cette détérioration puisque certaines pratiques agricoles, si elles sont mal appliquées, peuvent avoir un impact négatif sur l'environnement. L'irrigation est l'une de ces pratiques. En effet, une application excessive d'eau à un moment inapproprié peut entraîner des pertes importantes de solutés vers les drains agricoles et la nappe phréatique (Lafolie et coll., 1997; Bruckler et coll., 1997). Par contre, il est très difficile d'évaluer l'impact réel de l'irrigation sur l'environnement car peu de données sont disponibles sur les mouvements d'eau dans les sols organiques du sud-ouest de Montréal. Pourtant dans cette région, l'irrigation des terres noires est une pratique courante car on y retrouve une concentration importante de producteurs de légumes. En Montérégie, on dénombre 6968 ha en production maraîchère irriguée (Ferland, 2006) et environ 3 050 ha consacrés à la culture de la laitue (Statistique Canada, 2006).

Le premier objectif du projet était donc d'évaluer la précision et la pertinence de quatre méthodes d'estimation des flux d'eau en sols organiques. Les méthodes sélectionnées pour cette étude sont connues et utilisées en physique de sols : bilan hydrique simple, bilan hydrique avec mesures de changement de stock en eau du sol, loi de Darcy et case lysimétrique. Puisque la case lysimétrique ne nécessite aucune donnée théorique et qu'elle permet de mesurer le drainage avec une bonne précision (Gee et Hillel, 1988), cette méthode a été sélectionnée comme référence pour l'évaluation des trois approches mentionnées précédemment. Les flux de solutés, calculés en couplant les drainages estimés et la concentration en solutés de la solution du sol, ont également été comparés pour les quatre méthodes énumérées plus haut.

sur les rendements de la laitue et les mouvements des solutés. L'expérience a été réalisée dans des champs cultivés en laitues romaines. L'application d'eau était gérée à l'aide de tensiomètres, une technologie déjà largement utilisée (Campbell, 1988) qui permet de réduire les apports d'eau (Leenhardt et coll., 1998a; Lafolie et coll., 1997) et à partir de données d'évapotranspirations hebdomadaires, car cette méthode demeure la plus populaire parmi les agriculteurs. L'impact de l'irrigation sur le lessivage des solutés a été évalué en utilisant le drainage des cases lysimétriques et la concentration en nitrates et en phosphates d'échantillons d'eau de la solution du sol, recueillis à l'aide de lysimètre à succion.

Bruckler, L., Cockborne, A. M., Renault, P. et. B. Claudot. 1997. Spatial and temporal variability of nitrate in irrigated salad crops. Irrig. Sci. 17: 53-61.

Campbell, G. S. 1988. Soil water potential measurement; an overview. Irrig Sci. 9: 265-273.

Ferland, P. 2006. L'irrigation ; portrait pour le Québec. Dans : Colloque sur l'irrigation : 10-14. Centre de Référence en Agriculture et Agroalimentaire du Québec, Boucherville, Québec, Canada.

Gee G. W. et D. Hillel. 1988. Groundwater recharge in arid regions: review and critique of estimation methods. Hydrol. Processes 2: 255-266.

Lafolie, F., Bruckler, L., Cockborne, A. M. et C. Laboucarié. 1997. Modeling the water transport and nitrogen dynamics in irrigated salad crops. Irrig Sci. 17: 95-104.

Leenhardt, D., Lafolie, F. et L. Bruckler. 1998. Evaluating irrigation strategies for lettuce by simulation : 1 Water flow simulations. Eur. J. Agron. 8: 267-282.

MDDEP. 2002. Suivi de la qualité des rivières et petits cours d'eau. Ministère du Développement Durable, de l'Environnement et des Parcs, Québec, Canada.

Simoneau, M. 2007. État de l'écosystème aquatique du bassin versant de la rivière Châteauguay : faits saillants 2001-2004, Direction du suivi de l'état de l'environnement. Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs, Québec, Canada. Statistique Canada. 2006. Recensement de l'agriculture de 2006, Données sur les exploitations et les exploitants agricoles, n° 95-629-XWF au catalogue.

sur l'importance et le mode de culture de la laitue romaine en terre noire, sur les caractéristiques des sols organiques du sud-ouest de Montréal et sur la gestion de l'irrigation. Par la suite, une description détaillée des méthodes d'évaluation des flux d'eau, de nitrates et de phosphates est présentée. Finalement, cette section se termine par un résumé des cycles de l'azote et du phosphore dans les sols.

Laitue romaine

Au Québec, on cultive 3 049 ha de laitues, presque exclusivement en sol organique (Statistique Canada, 2006). Une part importante de cette production est située dans la MRC des Jardins de Napierville au sud-ouest de Montréal, puisque c'est à cet endroit qu'on retrouve les plus importantes superficies de sols organiques cultivés au Québec. La production de laitue est destinée principalement au marché frais, mais le marché de la transformation est en développement. Au Québec, cette production représente 31,6 % de la valeur des principaux légumes frais exportés, totalisant 23 M$ (MAPAQ, 2007). D'ailleurs, le sud-ouest de Montréal est avantagé à ce niveau, dû à la proximité du marché américain.

La laitue de champ au Québec se cultive sur des buttes. Elle peut être semée ou plantée, les transplants étant produits en serre. Les producteurs de la coopérative Multi-Veg de Sherrington utilisent, pour la transplantation, la technique des mottes cubiques. Cette technique permet d'augmenter l'uniformité en poids dans les sols marginaux par rapport aux transplants en multi cellules, et de gagner 10 jours en moyenne du semis jusqu'à la récolte (Maltais et coll., 2009). Au champ, les plantations et les semis débutent à la fin du mois d'avril et se poursuivent jusqu'au 25 juillet pour les semis et jusqu'au 10 août pour les plantations. La période de croissance est d'environ 70 jours au printemps et de 53 jours en été, dont 40 à 55 jours de croissance au champ pour la laitue plantée. Le cycle de production est donc très court, avec une fenêtre de récolte de seulement quelques jours (Consortium Prisme, 2010). Au niveau de la fertilisation, le guide de fertilisation des cultures du CRAAQ (2003) recommande une dose d'azote de 55 kg à l'hectare. Pour ce qui est du phosphore et du potassium, les recommandations tiennent compte de la richesse du

une culture qui nécessite des apports d'eau constants. En effet, si elle est exposée à un stress hydrique, cela peut engendrer des diminutions de rendements ou encore l'apparition de troubles physiologiques comme la brûlure de la pointe (Consortium Prisme, 2010; Martin et coll., 2009). La prochaine section porte donc sur l'irrigation des laitues.

Gestion de l'irrigation

L'irrigation des laitues au champ est majoritairement réalisée par aspersion, bien que certains producteurs commencent à utiliser des rampes d'irrigation, avec ou sans pendillards. L'irrigation est donc une pratique courante en Montérégie, puisqu'on y retrouve 6 968 ha de terres irriguées. Dans cette région, l'irrigation des cultures maraîchères nécessite près de 10 500 000 m3 d'eau par année (Ferland, 2006). Par contre,

les producteurs ont peu d'outils de gestion pour l'irrigation des cultures. Ils se fient généralement à leur expérience, mais ne sont pas informés si les laitues étaient déjà en stress hydrique au moment de l'irrigation, ou si l'application d'eau a été excessive. De plus, on connaît peu les potentiels matriciels idéaux pour la culture de la laitue en sol organique. Développer une gestion adéquate de l'irrigation pour les producteurs de laitues en sol organique permettrait donc d'éviter l'application d'eau excessive (Lafolie et coll., 1997; Leenhardt et coll., 1998a), tout en augmentant les rendements et la qualité des récoltes.

Leenhardt et coll. (1998a) ont démontré qu'une irrigation qui s'appuie seulement sur des données de précipitations consommait beaucoup plus de temps et d'eau qu'une irrigation basée sur un modèle de bilan hydrique ou sur des données de potentiel matriciel. Ils ont également trouvé que de gérer l'irrigation à partir du potentiel matriciel du sol permettait une économie d'eau par rapport à l'utilisation d'un bilan hydrique. Par contre, peu de différences ont été observées au niveau des rendements entre les stratégies utilisées (Leenhardt et coll., 1998a). Lemay (2006) a observé une augmentation des rendements totaux et vendables de tomates de serre de 10% en utilisant une régie d'irrigation par tensiomètre. Les tensiomètres sont déjà largement utilisés pour la gestion de l'irrigation et constituent un excellent appareil pour mesurer la disponibilité de l'eau pour la plante (Campbell, 1988). Avec l'arrivée de nouvelles technologies, comme les tensiomètres sans

efficace à l'aide de tensiomètres, ces derniers doivent être insérés à une profondeur d'environ 30 à 45 cm, afin de mesurer la tension moyenne au niveau des racines. Martin et coll. (2009) recommandent de gérer l'irrigation des laitues sur une profondeur d'environ 60 cm, bien que les racines puissent descendre plus profondément.

L'amélioration des régies d'irrigation des cultures permettrait également de limiter le lessivage de l'eau et des éléments fertilisants vers la nappe phréatique (Bruckler et coll., 1997) diminuant ainsi les dommages pour l'environnement. Par exemple, le P qui se retrouve dans les lacs et rivières peut entraîner leur eutrophisation. Le seuil environnemental pour la teneur en P de l'eau au Québec a été fixé à 0,03 mg de P total par litre (Simoneau, 1996). Une concentration élevée en nitrates dans les eaux de surface et souterraine peut être toxique pour la faune aquatique et la santé humaine (MDDEP, 2002). En effet, la consommation d'eau ayant une teneur élevée en nitrates peut causer la méthémoglobinémie, qui est caractérisée par une capacité réduite du sang à transporter l'oxygène vital dans l'ensemble de l'organisme (INSPQ, 2004). Au Québec, une norme de 10 mg N-NO3/I a été fixée pour l'eau potable. Par contre, le seuil définissant une influence très nette des activités humaines sur les eaux souterraines a été établi à 3 mg N-NO3/I (INSPQ, 2004). C'est pourquoi il est important de procéder à l'évaluation de l'impact de l'irrigation sur le drainage et les flux des solutés. Mais pour ce faire, il faut d'abord étudier les caractéristiques et propriétés des sols organiques du sud-ouest de Montréal.

Sol organique

Au sud-ouest de Montréal, les sols organiques occupent une superficie d'environ 20 000 ha (McKibbin et Stobbe, 1936) et sont pour la plupart utilisés pour la production maraîchère. Les principales cultures maraichères sont les carottes, la laitue et les oignons (Parent, 2001a), qui sont toutes des cultures à haute valeur commerciale, car les sols organiques valent très chers sur le marché. Cela est principalement dû à leurs caractéristiques intéressantes pour la culture des légumes, tels qu'une capacité d'échange cationique élevée, une grande capacité de rétention d'eau et un apport en azote par la

potentiel de minéralisation de l'azote (Duguet et coll., 2006) varie en fonction du climat, du taux de matière organique, du N total dans le sol ainsi que de la proportion du N total dans le pool d'azote du sol.

Ces sols organiques se sont développés à la suite d'un long processus de formation. Après le retrait de la mer de Champlain, des lacs superficiels d'eau stagnante se sont formés. L'eau de ces lacs s'est peu à peu évaporée, permettant à certaines plantes vasculaires de s'établir en bordure. Les plantes aquatiques des bords qui mourraient se déposaient au fond des lacs, s'accumulaient et remplissaient graduellement le lac. Avec le temps, les berges des lacs ont été colonisées par des arbustes, des arbres et des conifères (McKibbin et Stobbe, 1936). À l'arrivée des premiers agriculteurs, vers 1918, cette région était donc couverte de marécages et de tourbières naturelles, peu propices à l'agriculture. Mais leur persévérance est venue à bout de ces sols, et la mise en culture s'est accélérée après la 2e Guerre mondiale.

Utilisation agricole

Pour pouvoir être utilisés pour la production agricole, les sols organiques doivent être drainés et fortement fertilisés. Suite à ces travaux culturaux, les tourbières drainées et exploitées deviennent aérobies et la décomposition par des micro-organismes aérobies s'accélère (Parent, 2001b). Cela cause l'affaissement du sol par l'oxydation et le tassement de la tourbe au-dessus de la nappe phréatique et par la compression s'exerçant en dessous du niveau de la nappe phréatique (Parent, 2001b). Cet affaissement a pour conséquence de réduire la vitesse de déplacement de l'eau dans le sol (Millette et coll., 1992), réduisant ainsi les mouvements latéraux et verticaux dans la couche de sol drainée. L'entrée d'air entraîne également une hausse du taux de minéralisation (Parent, 2001b). Le taux de décomposition de la tourbe est encore plus élevé lorsque le sol est travaillé en surface et que la température est élevée, comme c'est le cas pour les sols organiques du sud-ouest de Montréal. Le travail du sol cause également la désintégration physique des particules de tourbe. Cette décomposition sous travail intensif du sol produit de la terre noire, une couche

Bien que le drainage accélère la dégradation des sols organiques, il permet également d'augmenter considérablement le potentiel agricole de ces sols (Millette et coll.,

1992). Alors que dans les tourbières naturelles, la capacité à emmagasiner de nouveaux apports d'eau est faible et l'écoulement est élevé, dans les tourbières sèches, l'eau reste dans la partie profonde (où la conductivité hydraulique est faible) et le ruissellement cesse. Les sols drainés ont donc une plus grande capacité d'emmagasinement de l'eau et une forte evaporation. Il peut donc arriver qu'en été, suite à une pluie, il n'y ait aucune variation de la nappe phréatique puisque toute l'eau aura été absorbée par l'horizon drainé (Price, 2001).

Propriété physique des sols organiques

Les propriétés physiques des sols organiques diffèrent grandement de celles des sols minéraux. En effet, le contenu élevé en matière organique de ces sols et les matériaux d'origine végétale qui les composent ont un impact très important sur les propriétés structurales et hydrodynamiques.

Les propriétés structurales les plus importantes pour la caractérisation de la tourbe sont la masse volumique apparente (MVA), la masse volumique réelle (MVR) et la porosité totale (P). La MVA correspond à la masse de l'échantillon (g) sur le volume de l'échantillon (cm3). La MVR de la fraction organique de la tourbe est estimée à environ 1,5

g/cm et correspond à la masse des solides de l'échantillon (g) sur le volume des solides de l'échantillon (cm3). La MVR est calculée à l'aide de l'équation 1, où F est la teneur en

cendre par perte au feu (16h à 500 °C) (CPVQ, 1997).

m « - F A l - F ) [ l ]

La porosité totale de l'échantillon (% en volume) est estimée à partir des masses volumiques réelles et apparentes (Éq. 2). Dans cette équation, c'est surtout la MVA qui fait varier le résultat puisque la MVR varie peu entre les différents types de tourbe.

MVR - MVA

P = 1 0° MVR [ 2 1

La porosité des matériaux fibriques dépasse 90% alors que celle des matériaux humiques est inférieure à 85%. La couche de sol supérieure perturbée par les travaux culturaux est la plus décomposée, donc plus la humique et moins la poreuse, alors que les couches inférieures sont mésiques ou fibriques. Il y a donc souvent une importante discontinuité texturale entre les deux premiers horizons de sol. Cette discontinuité peut avoir une influence importante sur les mouvements de l'eau, car le changement de porosité affecte la conductivité hydraulique du sol. Le degré de décomposition des horizons s'évalue par l'indice pyrophosphate et le pourcentage de fibres frottées (Parent et Caron, 2008).

Les propriétés hydrauliques des sols sont la teneur en eau, la capacité au champ et le coefficient de drainage. La rétention de l'eau par la tourbe varie en fonction du degré de décomposition, du volume des solides et du potentiel matriciel. Il existe plusieurs méthodes pour déterminer le contenu en eau. On peut peser un échantillon frais, puis le sécher à 105°C jusqu'à ce que le poids soit constant. Il existe également des méthodes non destructives, comme la réflectométrie métallique dans le domaine temporel (Topp et coll.,

1980). La quantité d'eau retenue par le sol après ressuyage et mesurée 24 à 48 heures après la saturation complète du sol est appelée la capacité au champ, tandis la teneur en eau minimale où la plante peut prélever de l'eau pour sa croissance correspond au point de flétrissement permanent. En soustrayant le contenu en eau au point de flétrissement permanent du contenu en eau à la capacité au champ, on peut déterminer l'intervalle de teneur en eau utile aux plantes. Le contenu en eau utile est généralement plus élevé dans les tourbes que dans les sols minéraux (Hillel, 1998).

Les propriétés hydrodynamiques de la tourbe varient en fonction du contenu en eau. Dans la zone non saturée, c'est la conductivité hydraulique non saturée K(IJJ) et la vitesse

de remontée capillaire qui déterminent l'approvisionnement en eau vers les racines. La conductivité hydraulique non saturée correspond à la vitesse avec laquelle l'eau se déplace dans le sol et varie en fonction de la composition de la tourbe. En effet, la Kx\> diminue avec l'augmentation du degré de décomposition (Parent, 2001b). Elle se mesure à l'aide d'une cellule Tempe (Green et coll., 1998) ou encore sur une table de tension (CPVQ, 1997). La conductivité hydraulique en milieu saturé (K^t) correspond à la vitesse de déplacement de l'eau dans la tourbe saturée d'eau. Elle est beaucoup plus rapide que celle en milieu insaturé, car tous les pores sont saturés et peuvent participer au déplacement de l'eau (Hillel, 1998). La K^t peut être déterminée au champ à l'aide d'un piézomètre ou par la méthode du trou à la tarière. Elle peut également être mesurée en laboratoire à l'aide d'un infiltromètre à pression constante ou d'une cellule Tempe (Stephens, 1996).

Flux d'eau

Plusieurs méthodes ont été développées pour estimer les flux d'eau dans le sol. Par contre, l'efficacité de ces méthodes d'estimation dans les sols organiques du Québec a été peu étudiée malgré le fait que ces sols puissent représenter une source importante de contamination de l'eau souterraine. Dans cette section, quatre méthodes d'estimation des flux d'eau sont présentées, soit une méthode physique, la case lysimétrique, et trois méthodes théoriques, soit le bilan hydrique simple, le bilan hydrique avec changement de stock en eau du sol et la loi de Darcy.

Case lysimétrique

Les cases lysimétriques consistent en un bloc de sol isolé par des parois de plastique, sous lequel une plaque de métal est installée afin de recueillir l'eau drainée par ce bloc de sol (Ben Jemia, 1997). Il s'agit de la seule méthode permettant d'estimer directement le drainage en conditions réelles, sur un bloc de sol non perturbé ayant préservé sa structure (Stephens, 1996). Les cases lysimétriques permettent donc d'obtenir des mesures directes et constantes du drainage à une profondeur déterminée, dans l'espace et dans le temps, (Zotarrelli et coll., 2007). Gee et Hillel (1998) ont estimé que les cases lysimétriques permettaient de mesurer le drainage avec une incertitude aussi faible que 1 mm. Les cases lysimétriques doivent être d'une grandeur suffisante pour représenter au

moins une unité expérimentale, et être suffisamment profonde pour couvrir toute la zone racinaire (Zotarelli et coll., 2007). Certaines cases lysimétriques sont installées sur une balance, afin de mesurer l'évapotranspiration et ainsi faire le bilan hydrique complet du sol. Par contre, cette méthode comporte certains désavantages. Par exemple, malgré les efforts pour préserver la structure du sol lors de l'installation, il est impossible de préserver toutes les caractéristiques du sol intactes (Stephens, 1996). De plus, les cases lysimétriques pourraient ralentir le mouvement de l'eau, dû au bris de succion du sol sous la case par la plaque de métal insérée sous le bloc de sol (Webster, 1993). Elles sont également dispendieuses à installer et à opérer (Ben Jemia et coll., 1997) et leur installation perturbe le sol environnant.

Bilan hydrique simple

Cette méthode d'estimation des flux est la plus simple qui soit. Elle considère que le drainage (D) est le résidu de l'équation du bilan hydrique du sol (Éq. 3), où F correspond à l'infiltration de l'eau dans le sol (mm j"1), ETr à l'évapotranspiration (mm j"1) et AS au

changement de stock en eau du sol (mm j "') (Stephens, 1996).

F - E T r - D = AS [3]

Avec le bilan hydrique simple, on considère que le sol ne stocke pas l'eau reçue. En négligeant également le ruissellement, F devient équivalent à la quantité d'eau de précipitation (P) et irrigation (I) reçue (mm j"1). Le flux d'eau journalier (q) (mm j"1) se

calcule alors à l'aide de l'équation 4. Dans cette équation, on considère que le drainage correspond à l'eau qui s'est infiltrée au-delà de la zone racinaire et qui peut atteindre la nappe phréatique.

q = P + I - E T r [4]

Gee et Hillel (1988) ont déterminé que la précision des pluviomètres était inférieure à 5% et que celle de l'estimation de l'ETr était d'environ 10%. L'estimation du drainage par cette méthode génère donc une incertitude assez importante, particulièrement lorsque le drainage

ne correspond qu'à une faible proportion des précipitations reçues. De plus, cette méthode ne tient nullement compte de la recharge en eau du sol.

L'évapotranspiration des cultures (ETr) peut être calculée à l'aide de plusieurs équations. Une des méthodes consiste à multiplier l'évapotranspiration potentielle (ET0),

qui correspond aux pertes maximales d'un gazon bien irrigué (mm j"1) par un coefficient de

culture (IQ) qui tient compte des caractéristiques de la culture dans l'estimation de l'évapotranspiration. La procédure choisie dans le cadre de ce projet pour estimer l'évapotranspiration potentielle est celle proposée par l'Organisation des Nations Unies pour l'Alimentation et l'Agriculture (Crop Evapotranspiration - Guideline for Computing Crop Water Requirement - FAO Irrigation and Drainage paper 56) (Éq. 5), car cette procédure nécessite des données météorologiques standards et faciles à obtenir (Allen et coll., 1998) :

A ( Rn- G ) + paCp^ ^

ETo = . ; . r a [5]

où Rn correspond à la radiation nette (MJ m"2 j"1), G au flux de chaleur dans le sol (MJ m"2

1 ~\

j" ), pa à la densité de l'air à pression constante (kg m" ), Cp à la capacité thermique

massique de l'air (MJ kg"1 "C"1), (es - ea) au déficit de pression de vapeur dans l'air (kPa), ra

à la résistance aérodynamique (s m"1), rs à la résistance de la surface (s m"1), A à la pente de

la pression de vapeur saturante en fonction de la température (kPa "C"1) et y à la constante

psychométrique (kPa "C"1).

Bilan hydrique avec mesures de sol

L'estimation du drainage par bilan hydrique avec mesures de sol intègre les mêmes éléments que le bilan hydrique simple, sauf qu'on y ajoute le changement de stock en eau du sol pour améliorer la précision de l'estimation. Le changement de stock en eau du sol (AS) (mm j " ) est calculé en soustrayant le contenu en eau du sol (6) (mm3 mm"3) à une

profondeur (z) (mm) mais à 2 moments différents, puis en divisant cette valeur par le temps écoulé (t) entre les deux relevés de teneur en eau (j) (Éq. 6).

AS = d-^ [6]

La teneur en eau du sol est mesurée à l'aide de sondes de teneur en eau insérées directement dans le sol, à différentes profondeurs (Stephens, 1996). Des mesures régulières doivent être prises afin d'avoir une estimation précise de la variation du contenu en eau dans le temps. Une fois le changement de stock intégré, l'équation du bilan hydrique avec mesures de sol est définie comme suit :

q = P + I - ETr ± AS [7]

Loi de Darcy

La loi de Darcy est l'équation la plus connue pour estimer les flux d'eau en milieu insaturé (Stephens, 1996). L'équation 8 présente la loi de Darcy pour l'écoulement de l'eau en milieu homogène et isotropique.

q

=

K

m %

[8]

Cette équation stipule que les flux d'eau sont fonction d'une force principale, le gradient hydraulique (dH/dz), et d'une constante de proportionnalité, la conductivité hydraulique non saturée (K\|/) (mm j"1). Le gradient hydraulique se calcule en soustrayant le potentiel

total (H) entre deux points séparés par une distance z (mm). Le potentiel total (H) correspond à la somme du potentiel matriciel (\|/m) (mm) et du potentiel gravitationnel (v|/z)

(mm).

H = xpm + ipz [9]

La conductivité hydraulique non saturée intègre la viscosité du liquide et les pertes d'énergie par friction lors du déplacement de l'eau dans un milieu poreux (Stephens, 1996). Elle peut être mesurée de plusieurs façons, par exemple, à l'aide d'une table de tension (Stephens, 1996) ou de cellules Tempe (Green et coll. 1998).

Flux de soluté

Une des façons d'estimer les flux de soluté (Jc) (kg ha"1 j"1) est de coupler des

estimations de flux d'eau (q) (mm j"1) à des concentrations en solutés de la solution du sol

(c) (g mm"3) (Hillel, 1998):

h = qc [10]

L'eau de la solution du sol peut être extraite à l'aide de lysimètres à succion ou directement dans la case lysimétrique.

Lysimètre à succion :

Les lysimètres à succion sont faciles à installer et ne perturbent pas le sol lors des échantillonnages. Par contre, leur utilisation est limitée aux périodes humides, car ils ne sont pas fonctionnels en conditions sèches. De plus, l'utilisation des lysimètres à succion pour l'étude des nitrates est controversée. En conditions insaturées, le sol contient de l'eau dite mobile et de l'eau immobile. La proportion de chacune de ces phases dans les échantillons recueillis à l'aide des lysimètres n'est pas encore connue. Il se peut donc que de l'eau immobile, donc qui n'aurait pas lessivée, puisse se retrouver dans les échantillons d'eau provenant des lysimètres (Caron et coll., 1999; Webster et coll., 1993). De plus, les lysimètres ne sont pas recommandés dans les sols ayant d'importants macropores, car l'eau pourrait contourner la céramique du lysimètre à succion (Lord et Shepherd, 1993; Haines et coll., 1982). La fréquence d'échantillonnage des lysimètres à succion revêt également une grande importance pour la précision des résultats. En effet, étant donnée l'erreur importante associée à l'estimation des nitrates, il faut prendre suffisamment d'échantillons pour s'assurer d'une précision suffisante (Vâsquez, 2005). Selon Ben Jemia (1997), un échantillonnage quotidien et une moyenne des concentrations obtenues sur une période de 20 jours permettraient d'accroître la précision des résultats. Il faut également tenir compte du fait que la céramique poreuse du lysimètre peut absorber une certaine quantité d'orthophosphates. Cette rétention varie en fonction de la concentration de la solution du sol et du temps de contact entre la solution du sol et la céramique poreuse (Nagpal, 1982).

Échantillonnage de sol

L'évaluation des nitrates dans le sol peut également se faire par échantillonnage de sol. Cette méthode est simple, assez peu dispendieuse, très répandue et applicable à la plupart des sols. Bien que Zotarelli et coll. (2007) aient démontré que les concentrations de nitrates obtenues à l'aide de cette méthode corroborent celles obtenues par case lysimétrique, ils notent également plusieurs désavantages à l'utilisation de cette technique. L'échantillonnage prend beaucoup de temps et de ne donne qu'un aperçu à un moment très précis de la concentration en nitrate, cette concentration étant difficilement extrapolable sur une longue période. De plus, cette méthode est destructive, ce qui est vraiment problématique dans le cas de cases lysimétriques, puisque le volume de sol à l'étude est limité par le volume de la case. Par contre, cette méthode peut être intéressante pour suivre l'évolution de la teneur en éléments minéraux du sol, avec des échantillonnages en début et en fin d'expérience.

Webster et coll. (1993) ont démontré qu'en sol sableux, les cases lysimétriques et les lysimètres à succion mesurent des concentrations similaires dans l'eau de lessivage, tandis que l'échantillonnage de sol donnait des concentrations plus faibles. Par contre, Zotarelli et coll. (2007) ont observé que les concentrations de nitrates obtenues par lysimètres à succion étaient inférieures à celles obtenues par cases lysimétriques et échantillonnage de sol.

Cycle de l'azote

L'azote est un élément essentiel à la croissance des plantes. Il se trouve dans les sols sous forme ionique échangeable (NH/, NO3" et NO2") ou sous forme organique, combiné à des composés de type amine (Brady et Weil, 2009). Dans les premières couches de sol, l'azote est surtout présent sous forme organique. Le cycle de l'azote est très complexe et comprend de nombreux processus. En milieu agricole, ce sont les processus impliquant les nitrates qui sont les plus pertinents. En effet, cet élément joue un rôle majeur au niveau de la pollution d'origine agricole dû à sa grande mobilité dans le sol.

La minéralisation :

La minéralisation est la formation de formes ioniques d'azote, soit le N H / , le NO2" et le NO3", à partir de N organique (Brady et Weil, 2009). Il s'agit d'un processus très important dans les sols organiques cultivés car ces derniers contiennent naturellement une grande quantité de N organique. La minéralisation est divisée en deux étapes, soit l'ammonification et la nitrification (Brady et Weil, 2009). L'ammonification est la dégradation microbienne du N protéique en azote ammoniacal (NH4+) par des

micro-organismes tels que les champignons, les bactéries et les actinomycètes. Par contre, l'azote ne demeure généralement pas très longtemps dans les sols sous forme ammoniacal, car il est rapidement nitrifié, c'est-à-dire transformé en nitrite (NO2) ou en nitrate (NO3).

Les taux de minéralisation de certains sols organiques ont été évalués en laboratoire. Zanner et Bloom (1995) ont estimé un taux net de minéralisation de 0,3 mg N kg"1 jr"1 à 4°C

et de 2,0 mg N kg"1 jr"1 à 22°C pour des Histosols du nord du Minnesota, tandis que Reddy

(1982) a obtenu des taux de 0,6 à 1,5 mg N kg"1 jr"1 pour des Histosols de la Floride. De

leur côté, Guthrie et Duxbury (1978) ont mesuré des taux de minéralisation de 500 à 600 kg N ha"1 an"1 pour des Histosols drainés de l'État de New York. Duguet (2004) a évalué

qu'après deux mois d'incubation en laboratoire, certains sols du sud-ouest de Montréal avaient minéralisé plus d'azote que ce que le CRAAQ (2003) recommande en termes de fertilisation azotée pour la laitue, soit 55 kg N ha" . La minéralisation contribue donc de façon importante à la fertilité des sols organiques.

La dénitrification

La dénitrification est la réduction des nitrates par des bactéries anaérobiques hétérotrophes en différents gaz (NO, N20 et NO2").

2 N03" -+ 2 N02" -► 2 NO -+ N20 -+ N2 [11]

La dénitrification nécessite la présence de NO3", de matière organique métabolisable et un milieu anaérobie. Elle se produit donc dans des milieux saturés ou très humides, mais également dans des microsites anaérobies présents même dans les sols bien aérés. La

dénitrification est plus importante lorsque la température est élevée. Il s'agit de la réaction inverse de la nitrification et elle se produit généralement à un rythme plus lent. En effet, la dénitrification est limitée par le taux de production de NO3" et par la diffusion de ce NO3' dans les milieux anaérobies (Zanner et Bloom, 1995). Dans les sols organiques du sud-ouest de Montréal, Rochette et coll. (2010) ont estimé des pertes par dénitrification variant de 3,6 à 40,2 kg N-N20 ha"1 an"1.

Le lessivage de l'azote

L'azote du sol peut être perdu par lessivage. Ces pertes sont principalement attribuées aux nitrates, car contrairement aux ions ammonium qui se fixent aux charges négatives des colloïdes du sol, les nitrates ne sont pas, ou très peu, retenus par la matière organique du sol. Ils se déplacent donc avec l'eau qui s'infiltre dans le sol et sont facilement lessivés (Brady et Weil, 2009). Les pertes par lessivage peuvent être très importantes. En effet, Duxbury et Peverly (1978) ont évalué des pertes de 39,2 à 87,5 kg N-NO3" ha"1 an"1 pour des sols organiques situés dans la région New York, tandis que

Miller (1979) a estimé des pertes de N-NO3" de 37 à 245 kg ha"1 pour des sols organiques de

l'Ontario. Dans les régions plus chaudes, comme la Floride, Reddy (1982) a évalué des pertes par lessivage aussi importantes que 410 à 1250 kg N ha"1 an"1.

Impacts de l'irrigation sur le lessivage des nitrates

Bien que la fertilisation ait un rôle important à jouer dans les pertes de soluté par lessivage, Leenhardt et coll. (1998b) ont démontré que les pluies et les irrigations sont les facteurs principaux affectant le lessivage des nitrates. Ces derniers ont observé plus de lessivage avec une irrigation basée uniquement sur des données de précipitations. Par contre, avec une irrigation gérée par tensiomètre, l'eau drainée était plus concentrée en nitrates. De plus, les courbes de fuite qu'ils ont obtenues étaient étranges, probablement dues à la remontée des nitrates dans le profil de sol, par remontée capillaire (Leenhardt et coll., 1998b).

Cycle du phosphore

Le phosphore est un élément essentiel au développement des plantes, en tant que composant des molécules de transport de l'énergie (Raven et coll., 2000). Par contre, cet élément n'est naturellement pas présent en très grande quantité dans les sols, ou il est présent sous des formes peu disponibles pour la plante. Il faut donc en ajouter sous forme de fertilisants. Par contre, une fois appliqué au sol, le phosphore se fixe aux colloïdes du sol sous des formes insolubles ou peu disponibles (Brady et Weil, 2009). Si les applications de phosphore sont répétées année après année, les sites de fixation du P se saturent. Le P peut alors se déplacer avec l'eau qui s'infiltre dans le sol et contaminer les eaux de surface et souterraine, surtout que les sols organiques fixent plus faiblement le phosphore que les sols minéraux (Tremblay, 1989). Le phosphore organique (P0) peut représenter une part

importante du P de la solution du sol. Il est plus mobile que les formes inorganiques, qui sont généralement fixées par des hydroxydes de fer et d'aluminium (Brady et Weil, 2009) et être perdu par lessivage.

Minéralisation du phosphore

Le phosphore présent sous forme organique dans les sols peut être minéralisé et immobilisé. La minéralisation, comme pour l'azote, varie en fonction de facteurs comme la quantité de matière organique disponible, la teneur du sol en C, la température, le ratio C/N et l'humidité du sol. Duguet (2005) a mesuré en laboratoire un taux de minéralisation de 14,3 kg P ha"1 dans des colonnes de sol organique provenant du sud-ouest de Montréal

incubées durant 240 jours. Duguet (2004) a également estimé que, pour une période de 2 mois, la majorité des sols incubés libérait par minéralisation moins de 25 % de la quantité de P recommandé par le CRAAQ (2003) pour une culture de laitue, la recommandation variant entre 30 et 100 kg P205 ha'1.

Pertes de phosphore par lessivage et ruissellement

Les sols organiques ne retiennent que faiblement le phosphore, ce qui augmente les risques de lessivage en profondeur (Tremblay, 1989). En effet, les pertes de P par lessivage en sol organique sont beaucoup plus importantes que les pertes en sols minéraux. Le phosphore lessivé provient principalement de la solubilisation du phosphore inorganique ou

de la minéralisation du phosphore organique (Reddy, 1983). Des pertes de P annuelles de 0,6 à 30,7 kg P-PO43" ha"1 ont été estimées pour des Histosols de l'État de New York

(Duxbury et Peverly, 1978). Des pertes entre 1,6 et 36,8 kg P-PO43" ha"1 ont été mesurées

dans des sols organiques de l'Ontario (Miller, 1979), et jusqu'à 168 kg P-PO43" ha"1 dans les

Everglades de la Floride (Reddy, 1983).

Indice de saturation en phosphore

Les sols organiques possèdent une certaine quantité de sites pour fixer le P. Si tous les sites sont saturés, le P ajouté au sol n'est plus fixé et peut être perdu par lessivage. L'indice de saturation en P du sol (IPS) se détermine en évaluant le ratio molaire de P/(A1 + Fe). Au Québec, le test de sol le plus fréquemment utilisé pour extraire le P, le Fe et l'Ai est le Mehlich III (M-III). En sol minéral, il est possible d'extraire 15 à 22 % du P extrait par l'oxalate d'aluminium, mais seulement 2% du P extrait par l'oxalate de Fe (Khiari et Parent, 2005). L'utilisation d'un facteur y a donc été proposée pour tenir compte de la faible extraction du P par l'oxalate de Fe dans les Histosols par la méthode M-III. Les travaux de Guérin et coll. (2007) ont permis de déterminer un facteur y de 5. Ce facteur est particulièrement important dans les sols organiques, où le Fe peut être présent en grande quantité (Éq. 12).

IPSM_m (mmole k g ^ ) = p* " " [ 12]

A<-M-ni+YFeM-in

Un IPSMIII supérieur à 0,05 indique un risque élevé de lessivage des phosphates (Guérin et

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des laitues en sol organique : comparaison de méthodes

d'évaluation

Introduction

La contamination de la nappe souterraine et de l'eau de surface par des éléments fertilisants d'origine agricole est un problème préoccupant au Québec (MDDEP, 2002). Ces dernières années, les entreprises agricoles ont été pointées du doigt comme étant en partie responsables de la mauvaise qualité de certains cours d'eau du Québec. Les régions à forte densité agricole sont donc sous haute surveillance, et les agriculteurs sont encouragés à modifier leurs pratiques afin de limiter la pollution.

La qualité de l'eau du ruisseau Norton, qui draine les sols organiques du sud-ouest de Montréal, a d'ailleurs été classée très mauvaise durant les années 2001-2004 (Simoneau, 2007). Cette contamination est majoritairement causée par les nitrates (NO3) et les phosphates (PO43), deux composés essentiels à la croissance des plantes et qui sont

appliqués sous forme d'engrais sur les sols, en début de culture en production maraîchère (Consortium Prisme, 2010). Les dommages engendrés par ces deux éléments sur l'environnement sont importants. Les phosphates causent l'eutrophisation des cours d'eau tandis que les nitrates peuvent être toxiques pour la faune aquatique et la santé humaine. Les nitrates et les phosphates peuvent se retrouver dans les eaux souterraines ou de surface par lessivage, suite à d'importants apports d'eau. L'irrigation est donc une pratique potentiellement dommageable pour l'environnement, puisqu'une application excessive peut entraîner des pertes importantes de soluté vers la nappe phréatique (Lafolie et coll., 1997).

Peu de recherches ont été réalisées jusqu'à maintenant pour évaluer l'impact de l'irrigation sur les pertes d'éléments fertilisants vers la nappe phréatique et les drains souterrains et pour quantifier ces pertes. Pourtant, d'importants travaux ont été réalisés pour améliorer la régie de fertilisation de ces sols (Guérin et coll., 2007), bien qu'il ait été démontré que les pluies et les irrigations étaient les facteurs principaux affectant le lessivage des nitrates (Leenhardt et coll. (1998)). Il est donc important de quantifier les pertes d'éléments fertilisants afin d'évaluer l'impact de l'irrigation sur l'environnement et ainsi en améliorer la régie.

Plusieurs méthodes ont été développées afin d'estimer les mouvements d'eau dans le sol. Certaines sont très simples, comme les bilans hydriques basés sur des données météorologiques, mais elles ne sont pas très précises, dû à la faible quantité d'information requise. D'autres demandent plus d'équipements, comme les bilans hydriques avec estimations de changements de stock en eau du sol. La loi de Darcy peut également être utilisée pour estimer les mouvements d'eau, à condition d'avoir des données de tensiométries et de connaître la conductivité hydraulique non saturée du sol (Stephens,

1996). L'utilisation des cases lysimétriques permet également d'estimer le lessivage réel en profondeur. Par contre, cette méthode n'est utilisée que dans le cadre de recherches scientifiques, étant donné les grands coûts d'installation et d'exploitation de ce type d'équipement (Ben Jemia et al, 1997; Stephens, 1996). Les méthodes d'estimation des flux d'eau peuvent également être combinées à des évaluations de concentration en solutés de la solution du sol, afin d'estimer le lessivage de certains éléments fertilisants vers la nappe phréatique.

L'objectif de ce projet est donc d'évaluer la précision et la pertinence de quatre méthodes d'estimation des flux d'eau et de soluté en sols organiques sous laitue romaine. Deux solutés ont été étudiés, soit les nitrates et les phosphates. Les résultats permettront aux producteurs maraîchers de cette région de mieux évaluer l'impact de leurs pratiques d'irrigation sur la pollution des cours d'eau drainant les terres agricoles.

Matériel et méthode

Les expériences se sont déroulées dans des champs de laitues en sols organiques, à Sherrington et Napierville, dans le sud-ouest de Montréal. Trois fermes ont fourni des champs pour la réalisation des expériences, soit Production Horticole van Winden (PHVW), Les Fermes Hotte et van Winden Inc. (HVW) ainsi que Les Maraîchers JPL Guérin et Fils Inc. (JPG). La localisation des trois sites d'étude ainsi que la caractérisation des horizons de sol sont présentées à l'Annexe 1. L'échelle von Post, qui a été utilisée pour évaluer le degré de décomposition de la tourbe, est présentée à l'Annexe 2. Les expériences se sont déroulées du 31 juillet au 1er septembre 2008 chez PHVW, du 20 mai au 1er juillet

2009 chez HVW et du 5 août au 2 septembre 2009 chez JPG. La durée approximative des expériences était de 35 jours, soit un peu moins que la durée normale d'un cycle de laitue. Le dispositif expérimental, qui a été répété sur les trois fermes, était en blocs complets aléatoires, dans lesquels on retrouvait quatre traitements d'irrigation. Les traitements étaient répétés quatre fois par site. Chaque parcelle expérimentale avait une superficie d'environ

100 m2, excluant les zones tampons. Les laitues étaient irriguées par aspersion à l'aide de deux gicleurs, et un espace tampon d'environ 20 mètres avait été établi entre chaque parcelle pour éviter que l'eau appliquée ne dérive sur les parcelles expérimentales adjacentes (Figure 1).

Bkxl Case lysimétrique

Eçace tampon entre 2 parcelles expérimentales Bloc: Bloc 3 Parcelle expérimentale (environ 100 m2) Bloc 4

I

Une case lysimétrique a été installée dans chaque parcelle expérimentale d'un des trois blocs. Il y avait donc quatre cases lysimétriques par site. Le dispositif des cases lysimétriques n'a pu être répété dans les autres blocs, dus aux coûts importants et au temps requis pour l'installation du matériel. Les cases lysimétriques était instrumentées à l'aide de 4 sondes de teneur en eau (CS-615 et CS-616, Campbell scientifique, Logan, UT) insérées à 7,5 cm, 22,5 cm, 37,5 cm et 52,5 cm de profondeur et connectées à un acquisiteur de données (Campbell scientifique, Logan, UT), qui enregistraient les données toutes les

heures. Aux mêmes profondeurs, on retrouvait des sondes de réflectométrie dans le domaine temporel (sondes TDR). Les données des sondes TDR étaient relevées à toutes les semaines à l'aide d'un Tectronix (Tectronix, Beaverton, OR). Des tensiomètres (Irrolis, Hortau Inc., St-Romuald, Qc) avaient également été insérés à différentes profondeurs dans la case lysimétrique (15 cm, 30 cm et 60 cm). Afin de gérer l'irrigation, huit tensiomètres avaient été installés dans les deux blocs sans case lysimétrique, à une profondeur variant entre 10 cm et 35 cm, selon la profondeur des racines. Quatre autres tensiomètres étaient insérés 15 cm plus bas, pour vérifier s'il y avait du drainage en profondeur lors des irrigations. Le potentiel matriciel était enregistré au minimum une fois par heure grâce à une technologie sans fil qui permettait de sauvegarder à distance les données sur un ordinateur. Un lysimètre à succion était également inséré dans chaque case lysimétrique et dans les parcelles expérimentales des deux autres blocs, à une profondeur de 60 cm.

Cases lysimétriques (méthode 1)

L'installation des cases lysimétriques a débuté par l'insertion d'une plaque de métal de 90 cm x 50 cm munie d'une sortie d'eau, à une profondeur variant entre 60 cm et 100 cm (dépendamment de l'épaisseur de terre noire et de la profondeur des drains). Cette plaque a été insérée horizontalement, mais avec un léger angle afin de faciliter l'écoulement de l'eau vers la sortie. Cette opération a été réalisée à l'aide d'une pelle mécanique, afin de ne pas perturber le sol et ainsi conserver les propriétés physiques et hydrodynamiques. Suite à l'installation de la plaque, les quatre côtés latéraux du bloc de sol ont été exposés, enduits d'une couche de bentonite, puis recouverts d'un film de plastique afin d'isoler le bloc du sol environnant. La bentonite permet au plastique de bien adhérer à la paroi du bloc de sol, ce qui empêche l'écoulement préférentiel le long de la pellicule de plastique. La pellicule était ensuite fixée à la plaque de métal, pour éviter que l'eau ne puisse s'échapper vers le milieu environnant, et à un cadre de plastique installé à la surface du sol. Ce cadre de plastique avait les mêmes dimensions que la plaque de métal, et empêchait le ruissellement de surface. Une fois le bloc de sol isolé, un puits de PVC de 20 cm de diamètre était installé à proximité de la case. À l'intérieur de ce puits se trouvait un seau de drainage permettant de recueillir l'eau de drainage. Un tuyau de Tygon® reliait la sortie d'eau de la plaque de métal au seau de drainage situé à l'intérieur du puits. L'eau qui

cheminait à travers le bloc de sol atteignait donc la plaque de métal, s'écoulait jusqu'à la sortie d'eau, puis dans le tuyau jusqu'au seau de drainage (Figure 2). Les cases lysimétriques étaient installées avant la plantation des laitues, mais après le buttage du champ afin de s'assurer qu'elles n'étaient pas installées sous un entre rangs. Suite à l'installation des cases, le champ était butté de nouveau et les laitues y étaient plantées. Des photos sont présentées à l'Annexe 3 pour illustrer l'installation des cases lysimétriques.

Lysimètre

Tensiomètres

Figure 2. Case lysimétrique

Les seaux de drainage étaient vidés tous les matins, pour éviter la dénitrification. Les volumes de drainage étaient mesurés à l'aide d'un cylindre gradué et un échantillon d'environ 45 ml (lorsqu'il y avait suffisamment d'eau) était conservé aux fins d'analyses. Les échantillons d'eau étaient déposés dans une glacière immédiatement après la récolte, puis conservés au congélateur.

Les volumes de drainage journalier recueillis constituent la première estimation du drainage. On considère que cette estimation correspond aux pertes réelles d'eau vers la nappe phréatique. Elle servira donc de valeur de référence pour évaluer la précision des autres méthodes présentées plus bas.

Bilan hydrique simple (méthode 2)

La deuxième méthode d'estimation des flux (q) correspond à un bilan hydrique basé sur des estimations de demande d'évapotranspiration journalière (ETr) (mm j"1), combiné

avec des données de précipitations (P) et d'irrigations (I) (mm). Cette équation est très simple à utiliser et ne requiert aucune mesure de sol (Éq. 13).

q = P + I - E T r [13]

L'évapotranspiration réelle des cultures (ETr), a été estimée en multipliant

l'évapotranspiration potentielle (ET0), qui correspond aux pertes maximales d'un gazon

bien irrigué, par un coefficient de culture (Kc) qui tient compte des caractéristiques de la culture dans l'estimation de l'évapotranspiration (Éq. 14).

ETr = ET0 Kc [14]

Dans le cadre de cette expérience, un Kc de 0,7 a été utilisé pour les 10 premiers jours suivant la plantation au champ. Par la suite un coefficient de 1 a été appliqué et ce, jusqu'à la récolte (Allen et coll., 1998). Les données d'évapotranspiration potentielle (ET0) ont été

obtenues à partir de l'équation de Penman-Monteith (Éq. 15), tirée du Feuillet 56 publié par la FAO, où Rn correspond à la radiation nette (MJ m"2 j"1), G au flux de chaleur dans le sol

9 1 ^ (MJ m" j " ), pa à la densité de l'air à pression constante (kg m" ), Cp à la capacité thermique

massique de l'air (MJ kg"1 "C"1), (es - ea) au déficit de pression de vapeur dans l'air (kPa), ra

à la résistance aérodynamique (s m"1), rs à la résistance de la surface (s m"1), A à la pente de

la pression de vapeur saturante en fonction de la température (kPa °C"') et y à la constante psychométrique (kPa "C"1) (Allen et coll., 1998).

A(Rn-G)+paCptol2

ETo = , *a [15]

A+x ( l+^ )

L'évapotranspiration a été estimée sur une base horaire, alors que le flux d'eau était estimé sur une base journalière. Les données d'évapotranspiration horaires ont donc été

additionnées, afin d'obtenir une valeur journalière précise. Les données de précipitations et d'irrigation ont été relevées directement au champ, à l'aide de pluviomètres, tandis que les données météorologiques servant à l'estimation de l'évapotranspiration (température extérieure, humidité relative de l'air, radiation solaire, pression barométrique et vitesse et direction des vents) ont été recueillies par une station météorologique (HOBO, Bourne, MA) située à moins de 500 m des parcelles expérimentales. Seuls les flux descendants ont été pris en considération dans l'évaluation des mouvements d'eau, car les flux obtenus seront comparés avec les estimations de drainage mesurées dans les cases lysimétriques.

Bilan hydrique avec mesure de sol (méthode 3)

La troisième estimation des flux correspond également à un bilan hydrique, mais cette fois avec mesures de sol. Cette méthode nécessite également des valeurs d'ETr (mm j"1), de P (mm j"1) et d'I (mm j"1) journalier, mais inclut des données de changement de

stock en eau du sol (AS) (mm j"1) (Éq. 16).

q = P + / - ETr ± AS [16]

Le changement de stock est obtenu à partir de l'équation de continuité (Éq. 17), où 0 est la

■y -j

teneur en eau volumique (mm mm" ) à un moment donné dans chaque couche de sol d'épaisseur z (mm) et t, au temps écoulé entre deux estimations de contenu en eau (j).

M =

ÏT W

Pour obtenir les teneurs en eau volumiques dans les différentes couches de sol (0-15 cm, 15-30 cm, 30-45 cm et 45-60 cm), des sondes CS-615 et 616 ont été insérées dans le sol. Par contre, ces sondes ne permettent pas d'obtenir directement des mesures de teneurs en eau. C'est pourquoi une courbe de régression a été élaborée entre les valeurs de CS-615 et CS-616 et les teneurs en eau correspondantes, mesurées à l'aide des sondes TDR insérées aux mêmes profondeurs. En effet, les données des TDR peuvent être converties en valeurs de teneurs en eau volumique (0V) à l'aide d'équations, comme celles de Lange et coll.

Ste-Clotilde, une municipalité située au sud-ouest de Montréal dans la MRC des Jardins de Napierville (Lange, 2007). Le Ka correspond à la constante diélectrique du sol.

Pour un horizon OhP :

dv = 0,31 + 0,7 x 10~2Ka (N = 52, R2 = 0,94) [18]

Pour un horizon Of:

dv = 0,13 + 3,52 x 10~2Ka - 6,69 x 10-4tfa"2 (N = 62, R2 = 0,92) [19]

Les estimations de changements de stock ont été réalisées sur une base horaire (dt = 1 heure), puis additionnées afin d'obtenir le changement de stock journalier. Les flux d'eau ont donc été estimés sur une base journalière et seuls les flux descendants ont été pris en considération, afin de les comparer avec les estimations de drainage obtenues dans les cases lysimétriques.

Loi de Darcy (méthode 4)

La quatrième équation servant à évaluer les flux d'eau dans le sol est la loi de Darcy (Éq. 20). Cette équation nécessite des valeurs de gradients hydrauliques (dH/dz), où H correspond au potentiel total et z à la distance séparant les deux estimations (mm), ainsi que la valeur de conductivité hydraulique saturée (Ks) (mm j"1) et non saturée (K(\|/)) (mm j"1)

de toutes les couches de sol à l'étude.

qz = K(xP)^ [20]

Le potentiel total (H) est obtenu avec l'équation 21, où \|/m correspond au potentiel matriciel

et v|/z, au potentiel gravitationnel (mm).

H = xpm + xbz [21]

Les tensiomètres servant à mesurer le gradient hydraulique étaient insérés à des profondeurs de 30 cm et 60 cm. Les conductivités hydrauliques non saturées (K(4>)) des