L’apport de biomasse végétale et l’amélioration des propriétés hydrauliques des sols organiques cultivés

L’apport de biomasse végétale et l’amélioration des

propriétés hydrauliques des sols organiques cultivés

Mémoire

Vincent Grégoire

Maîtrise en génie agroalimentaire - avec mémoire

Maître ès sciences (M. Sc.)

L’apport de biomasse végétale et l’amélioration des

propriétés hydrauliques des sols organiques cultivés

Mémoire

Vincent Grégoire

Sous la direction de :

Résumé

Au sud de Montréal (Québec, Canada), une zone de plus de 12 000 hectares de sol organique est réputée pour sa production maraichère. D’anciens dépôts de végétation forment ce sol se distinguant des sols minéraux typiques, avec des propriétés favorables à cette culture induite par le taux élevé de matière organique. Toutefois, plusieurs mécanismes causent leur dégradation. De plus, différentes propriétés physiques ou hydrauliques se détériorent avec l’évolution du sol, causant également des problèmes de drainage. Ainsi, des mesures de conservation nécessitent d’être mises en place afin d’assurer la pérennité de ces terres agricoles.

Parmi les approches envisagées, l’incorporation de biomasse végétale broyée permettrait d’apporter de la matière organique, mais également d’améliorer la qualité physique du sol. Pour valider cette méthode, différentes doses de biomasse végétale d’espèces ligneuses et de graminées ont été incorporées à des échantillons de sol et incubées pendant 12 mois. Des mesures ponctuelles de diverses propriétés physiques et des comportements hydrauliques ont permis d’évaluer l’amplitude et la durée de l’effet des biomasses selon la dose appliquée. Le suivi de la hauteur des échantillons a permis de noter un gain jusqu’à 73 mm de sol organique après l’incorporation d’une forte dose de biomasse, comparativement au témoin. La modélisation de la courbe de rétention a permis d’établir des relations marquées de l’augmentation de la teneur en air de 23,8% à 37,8% selon le dosage durant l’incubation pour le sol de surface, mais sans changements notables en profondeur. Trois indicateurs de performance ont été utilisés pour évaluer le comportement du drainage, qui s’est avéré rapide dans les conditions du dispositif expérimental. Le drainage a ralenti selon la dose de biomasse, mais le sol s’aérait plus rapidement en surface. Les biomasses des espèces ligneuses ont eu une plus grande influence sur les différentes propriétés des sols étudiés que les graminées.

Abstract

South of Montreal (Québec, Canada), an area of 12 000 hectares is well known for its vegetable production. Accumulated vegetation led an organic soil with advantageous properties for vegetable production when compared to typical mineral soils. However, several degradation processes are affecting soil properties and a too low level (under 40 cm) of the organic layer thickness may be reached within in the next decades if conservation practices are not implemented. Physical and hydraulic properties have shown signs of deterioration leading to drainage problems. Thus, soil conservation strategies need to be developed to ensure the sustainable use of these agricultural land.

Incorporation of plant biomass could compensate for losses of organic matter and could also improve the soil physical properties. To validate this mitigation practice, different vegetal biomass rates from woody and grass species were incorporated into undisturbed organic soil cores before an incubation period of 12 months. Discrete measurements allowed for the evaluation of the amplitude and persistency of the biomass effect on various physical and hydraulic properties. After an application of biomass at high rate (20% v/v), the final soil height within the cores increased up to 73 mm when compared to control cores. The modelling of the soil water retention curves led to linear relations between biomass application rates and air content. The latter increasing from 23,8% to 37,8% in the surface soil layer throughout the incubation period, but had only a minor effects on deeper soil layers. Three indicators of performance were chosen to evaluate the drainage behavior, which appeared to be fast under the experimental conditions. Drainage was slowed down with increasing biomass application rate, but surface aeration improved on the other end. In general, wood type biomass had a greater influence than the grass type biomass on the studied variables.

Table des matières

Résumé ... ii

Abstract ... iii

Table des matières ... iv

Liste des figures ... vi

Liste des tableaux ... viii

Liste des abréviations et des sigles ... ix

Remerciements ... x

Avant-propos ... xi

Introduction ... 1

Chapitre 1 : Revue de littérature et présentation du projet de recherche... 3

1.1 La formation et les mécanismes de dégradations des sols organiques ... 3

1.1.1 Pédogénèse et pédologie ... 3

1.1.2 Affaissement initial du sol ... 5

1.1.3 Décomposition du sol ... 5

1.1.4 Érosion ... 5

1.1.5 Approche envisagée : l’apport de biomasse comme méthode de conservation ... 7

1.2 Propriétés physiques et hydrauliques ... 8

1.2.1 Drainage ... 8

1.2.2 Courbe de rétention de l’eau ... 9

1.2.3 Aération ... 13

1.3 Scénario étudié : hypothèses et objectifs ... 14

1.3.1 Hypothèses de recherche ... 14

1.3.2 Objectif ... 14

Chapitre 2 : Organic soil subsidence and retention curve evolution after vegetal biomass incorporation... 15

2.1 Résumé ... 15

2.2 Abstract ... 15

2.3 Introduction ... 16

2.4 Materials and Methods ... 18

2.4.1 Soil and cores ... 18

2.4.2 Experimental design and biomass ... 18

2.4.3 Biomass application and measurement schedule ... 19

2.4.4 Core height ... 22

2.4.6 Retention curve: surface layer... 22

2.4.7 Retention curve: second layer ... 23

2.4.8 Statistical analysis ... 23

2.5 Results and Discussion ... 24

2.5.1 Soil height and subsidence ... 24

2.5.2 Biomass fragment and dry-aggregate size distributions... 27

2.5.3 Air content: surface layer ... 29

2.5.4 Air content: second layer ... 31

2.5.6 Approaching sustainability ... 33

2.6 Conclusion ... 34

2.7 Acknowledgments ... 34

2.8 References ... 34

Chapitre 3 : Organic soil hydrodynamic behavior in response to biomass incorporation ... 38

3.1 Résumé ... 38

3.2 Abstract ... 38

3.3 Introduction ... 39

3.4 Materials and Methods ... 40

3.4.1 Soil and cores ... 40

3.4.2 Experimental design and biomass ... 41

3.4.3 Schedule ... 42

3.4.4 Performance indicator 1: Time for aeration ... 42

3.4.5 Performance indicator 2: Time for substantial drainage ... 43

3.4.6 Performance indicator 3: Time for matric potential ... 43

3.5 Results ... 44

3.6 Discussion ... 47

3.6.1 Performance indicator 1: Time for aeration (20% volumetric air content) ... 47

3.6.2 Performance indicator 2 and 3: Time for 90% drainage volume and for reaching a critical matric potential threshold ... 48

3.6.3 Comparison of performance indicators ... 48

3.7 Conclusion ... 50

3.8 Acknowledgments ... 50

3.9 References ... 50

Conclusion ... 53

Liste des figures

Figure 1. Relation entre la permittivité relative et la teneur en eau observée dans la littérature selon différents horizons de sol. Les intervalles d’applicabilité sont représentés par les lignes pleines. Un scénario d’estimation pour valeurs de permittivité relative élevée est représenté. ... 11 Figure 2. a) Schematic of the matric potential variation measured at 37 cm from the bottom of the cylinder during the soil incubation and the measurements (circles, with the biomass rate of incorporation of the 0%, 2%, 6 % and 20% treatments respectively, over the specified depth) b) Detailed schematic of the matric potential variation at P1. ... 20 Figure 3. Schematic of the instrument location in cores of different top surface heights a) Example of a high soil surface level (20% v/v biomass application rate) b) Example of low level of soil, such as the control cores throughout the incubation period. Arrows labelled as D1 to D4 represent the depth of soil mixing for the corresponding measurement periods P1 to P4. ... 21 Figure 4. Evolution of core height over time (relative to the 650-mm high sampling cylinder). Each point represents the statistical estimate for 3 samples or the mean estimate for the two biomass species of a given biomass type (wood or grass). Vertical grey dashed lines indicate the days when soil cores were disturbed (P1 to P4) and biomass was added (+10%, P3). Thus, a value of -10 mm refers to a core that measures 640 mm in height, since the cylinder height was 650 mm. ... 25 Figure 5. Linear regressions between biomass application rate and final core height relative to the cylinder rim after 491 days of incubation for birch (B), willow (S), miscanthus (M) and switchgrass (P). ... 26 Figure 6. Particle size distributions for birch (B), willow (S), miscanthus (M) and switchgrass (P). Standard errors (SE) specific to each size class are represented with an error bar (omitted if SE < 1%). ... 27 Figure 7. Aggregate size distribution for birch (B), willow (S), miscanthus (M) and switchgrass (P) a) after initial soil and biomass mixing, and b) after 364 days of incubation. Error bars represent the specific standard error. ... 29 Figure 8. Air content at -5 kPa of matric potential based on the elaborated retention curve of surface soil (0-30 cm) on different days of the incubation period. Different letters indicate significant differences according to a Tukey’s range test at a confidence. ... 30 Figure 9. Linear regressions for surface soil (0-30 cm) air content at -5 kPa of matric potential and biomass application rate after 364 days of incubation for birch (B), willow (S), miscanthus (M) and switchgrass (P). .... 31 Figure 10. Air content of the second soil layer (from approximatively 30 to 40 cm of depth) at -2.5 kPa of matric potential based on the retention curve on different days of the incubation period. Different letters indicate significant differences according to a Tukey’s range test at a confidence level of 0.05. ... 32

Figure 11. Linear regressions between air content at -2.5 kPa of matric potential and biomass application rate after 364 days of incubation for the second soil layer (from approximatively 30 to 40 cm of depth) for birch (B), willow (S), miscanthus (M) and switchgrass (P). ... 33 Figure 12. Sequence of soil manipulations, hydrodynamic events and measurements of performance

indicators. ... 42 Figure 13. Schematic of the instrument locations within cores of different height of top surface (a) Example of a high top soil surface (20% v/v biomass application rate) and (b) Example of low height of soil, such as the control cores throughout the incubation period. Arrows labelled as D1 to D4 represent the depth of soil mixing for the corresponding measurement period P1 to P4 at from which the top soil was mixed after application. .. 44 Figure 14. Drainage according to performance indicator 1, time to reach 20% of air -filled porosity from saturation), on different days during the incubation for various soil biomass. ... 45 Figure 15. Drainage time according to performance indicator 2, time to drain 90% of the collected water after a simulated rainfall, throughout the 364-day period of incubation of soil and biomass mixes ... 46 Figure 16. Drainage time according to performance indicator 3, time to reach a matric potential of -3 kPa, for mixes of soil and biomass at the specified volumetric rate during 364 days of incubation. ... 46 Figure 17. Schematic of an hypothetic contrast in the drainage behavior between ameneded and

non-amended soil. a) Increase in aeration rate. b) Increase in maximum air content due to higher presence of larger pores and higher soil depth and elevation (leading to lower matric potential). c) Reduced lowering rate of the water table due the increase of pore tortuosity. ... 49

Liste des tableaux

Table 1. Bulk density and equivalent tonnage of the volumetric treatment rates for birch (B), willow (S),

miscanthus (M), switchgrass (P) ... 19 Table 2 Bulk density and equivalent tonnage of the volumetric treatment rates for birch (B), willow (S),

miscanthus (M), switchgrass (P) ... 41 Table 3 : F values of the analysis of variance for different drainage performance indicators of biomass mixes during incubation. (1) Time to reach a 20% air-filled porosity, (2) Time to drain 90% of the macroporosity, (3) Time to reach a -3-kPa matric potential. Num df and Den df stand for degrees of freedom of the numerator and of the denominator to compute the F value, respectively. ... 45

Liste des abréviations et des sigles

FAO : Food and Agriculture Organisation of the United Nations – Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture

Ka: Constante diélectrique ou permittivité relative

Ksat : Saturated hydraulic conductivity – Conductivité hydraulique saturée MFP : Moorsh-forming process – Séquence de dégradation

PVC : Polyvinyl chloride – Polychlorure de vinyle

TDR : Time-domain reflectometry – réflectométrie de domaine temporel

USDA: United States Departement of Agriculture – Département de l’Agriculture aux États-Unis VWC : Volumetric water content – Teneur en eau volumétrique

Remerciements

J’aimerais d’abord remercier mon directeur de recherche, le Dr. Jean Caron pour son accueil au sein de son équipe de recherche, son dynamisme dans ses suggestions scientifiques et sa confiance. Je tiens également à remercier les différents membres de l’équipe de recherche qui m’ont épaulé dans mes travaux, tant par leurs suggestions, leurs conseils, leurs expériences ou leurs expertises techniques, notamment Diane Bulot, Carole Boily, Christophe Libbrecht et Jacynthe Dessureault-Rompré. J’ai pu compter sur le soutien de plusieurs auxiliaires de recherche que je remercie pour leur rigueur et assiduité. Un merci particulier à Sébastien, Moranne, Isseu et Camélia.

Je dois également mentionner mon entourage qui m’a encouragé dans mes réalisations au cours de mon parcours académique. Merci à Stéphanie pour ton écoute quotidienne. Tu m’as beaucoup plus inspiré que tu pourrais le croire, par ta discipline et ton désir contagieux de faire avancer la science aux moments appropriés. Merci à mes parents, à mes frères et à mes amis. J’ai également une pensée pour mes collègues et amis avec qui j’ai échangé conseils, inquiétudes et rires, dont Karolane, Mathieu, Laura et Raghad.

Le projet d’ampleur dans lequel s’inscrivent mes travaux a bénéficié de fonds de diverses sources pour sa réalisation, le rendant très stimulant scientifiquement. Cette recherche a été financée par le Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada ainsi que par des partenaires industriels soucieux de la pérennité des terres agricoles : Les Fermes Hotte et Van Winden Inc., Delfland Inc., Maraîchers JPL Guérin et fils Inc., Vert Nature Inc., et Les productions Van Winden Inc. Les Fonds de Recherche du Québec - nature et technologies m’ont également permis de me concentrer pleinement sur mes travaux (B1X #259724). Je tiens à les remercier également.

Avant-propos

Ce mémoire présente les éléments les plus importants découlant de mon parcours de maîtrise de recherche. La première section est une introduction générale du sujet. Elle est suivie par le premier chapitre, une revue de littérature abordant les éléments théoriques, techniques et scientifiques nécessaires à la compréhension de mon projet. Les objectifs et hypothèses de recherche y sont énoncés. Le second chapitre est rédigé sous la forme d’un article scientifique, intitulé «Organic soil subsidence and retention curve evolution after plant biomass

incorporation», et sera prochainement soumis à la revue Vadose Zone Journal publiée par la Soil Science Society of America. Je suis le premier auteur de cet article. J’ai contribué activement à la préparation du dispositif

expérimental, à la collecte et à l’analyse de données ainsi qu’à la préparation et révision de l’article. Jean Caron a également été impliqué à diverses phases du projet et est coauteur de cet article. Un second article, «Organic

soil hydrodynamic behavior in response to plant biomass incorporation», forme le troisième chapitre et sera

prochainement soumis à revue «Canadian Journal of Soil Science». J’en suis également le premier auteur pour une implication similaire, avec Jean Caron comme collaborateur. Ce chapitre est suivi de la conclusion générale de mon projet de maîtrise où je reviens sur mes objectifs et mes hypothèses de recherche.

Introduction

Au sud de Montréal (Québec, Canada), une importante zone de sol organique de plus de 10 000 hectares (Baril et Mailloux, 1950; Lamontagne et al., 2014) contraste avec d’autres régions agricoles, typiquement constituées de sols minéraux. La production maraîchère y est considérable et vient dynamiser et diversifier l’agriculture par la production de légumes variés de grandes valeurs commerciales.

Les sols organiques sont généralement formés par la lente accumulation de dépôts végétaux en zones humides au fil des siècles (Kroetsch et al., 2011). Certaines perturbations anthropologiques telles que le drainage en viennent inverser le processus d’accumulation pour à mener à l’affaissement de sol organique par différents phénomènes (Parent, 2001). D’abord, l’abaissement de la nappe d’eau cause l’affaissement du sol par son poids. L’augmentation de la teneur en air favorise par la suite la décomposition de la matière organique (Stephens et al., 1984; Ilnicki, 2003). De plus, une fois exposés aux vents lorsque mis en cultures, ces sols sont sensibles à l’érosion éolienne (Parent, 2001; Campbell et al., 2002; Kohake et al., 2010). Ainsi, après des dizaines d’années de culture, les sols de cette région montrent des signes de dégradation notamment par une profondeur de sol organique insuffisante pour la culture ou par la détérioration des propriétés physiques et hydrauliques pouvant affecter leur drainage (Hallema et al., 2015a; b). Ces phénomènes sont observés à l’échelle mondiale sur des sols semblables (Okruszko et Ilnicki, 2002).

Des pistes de solution sont à envisager afin d’atteindre un niveau acceptable de culture durable ses sols organiques, ou du moins pour une plus grande longévité. Leur usage actuel montre l’importance de conserver ces sols cultivés puisqu’ils démontrent une très grande productivité. De plus, le type de milieu humide dont ils sont issus est limité en superficie et offre des services écologiques particuliers à conserver (IUSS Working Group WRB, 2015). L’apport de matières organiques au champ pourrait être une façon de compenser les pertes de sol. La quantité requise peut toutefois s’avérer importante, puisque plusieurs centimètres de sols par année peuvent être perdus par les mécanismes précédents mentionnés.

Cette étude s’inscrit dans un projet portant sur l’incorporation de biomasses végétales afin de limiter les processus de dégradation des sols organiques. Des conséquences sont à divers degrés prévisibles sur les propriétés physiques et chimiques du sol, mais la durée des effets est également un élément clé pour développer des stratégies de conservation efficace. En effet, tant le sol que la biomasse végétale sont sujets à la décomposition microbienne ce qui pourrait limiter la durée des effets. Cette étude en particulier se penche sur (i) l’amélioration possible de certaines propriétés physiques et hydrauliques des sols organiques et (ii) l’évaluation de la persistance de ces améliorations afin d’assurer leur conservation. En effet, l’apport de biomasse pourrait du même coup atténuer des problématiques de drainage ou faire du sol un milieu davantage favorable à la culture. Ce projet veut donc vérifier l’efficacité et la durée de l’ajout de différentes biomasses sur

les propriétés d’aération dans un premier temps et sur les propriétés de drainage des sols amendés dans un second temps.

Chapitre 1 : Revue de littérature et présentation du

projet de recherche

Les sols organiques au Québec ont des propriétés distinctes de celles des sols minéraux. La couleur est certainement une caractéristique qui frappe au premier coup d’œil, notamment pour les séries de sols étudiées au sud de Montréal. La présence quasi exclusive de la matière organique formant ces sols, parfois à plus de 85% (Hallema et al., 2015a), modifie manifestement certains processus physiques, chimiques et biologiques lorsqu’on les compare à ceux des sols minéraux (Caron et al., 2015). À titre d'exemple, la masse volumique apparente de ces sols est beaucoup plus faible et ils sont sujets à la décomposition microbienne. En ce sens, beaucoup de recommandations agronomiques diffèrent pour les sols organiques, et les techniques de caractérisation doivent être adaptés en conséquence (Caron et al., 2015).

Que ce soit causé par des mécanismes naturels ou par l’intervention à des fins agricoles, les propriétés des sols organiques évoluent (Okruszko et Ilnicki, 2002; Hallema et al., 2015a). La première sous-section passe en revue la formation ainsi que les phénomènes et processus affectant la qualité des sols organiques. Les propriétés physiques et hydrauliques seront abordées à la deuxième sous-section, ainsi que certaines façons d’en faire la mesure. Les hypothèses et objectifs du projet de recherche sont énoncés à la troisième sous-section.

1.1 La formation et les mécanismes de dégradations des sols

organiques

1.1.1 Pédogénèse et pédologie

Le système canadien de classification des sols considère qu’un sol doit contenir plus de 30 % de matière organique pour appartenir à l’ordre des sols organiques. La profondeur de sol organique doit également répondre à certains critères d’épaisseur minimale dépendamment du type de matériel de surface (Groupe de travail sur la classification des sols, 2002). Les sols organiques non gelés couvrent 8,4% du territoire canadien (Kroetsch et al., 2011). L’ordre est subdivisé en quatre grands groupes, soit les Fibrisols, les Mésisols, les Humisols, et les Folisols. Ce dernier groupe présente la particularité de n’avoir été formé que durant de brefs épisodes de saturation en eau. La formation des trois autres groupes s’est habituellement déroulée durant des épisodes de saturation prolongés. Ils sont ainsi répandus sur des terrains mal drainés et dans les dépressions. Ils se distinguent entre eux par le degré de décomposition du matériel végétal hydrophile. Les Folisols sont quant à eux formés de matériel folique, situés en hautes terres, et ne sont pas présents dans la zone à l’étude (Kroetsch et al., 2011).

Le contexte de formation des tourbières de la région de Napierville est marqué par le recul successif des glaciers et de la mer de Champlain, il y a 12 500 ans. Certains dépôts organiques ont débuté leur accumulation sur des

bassins mal drainés ou dans des cours d’eau sans exutoires, à partir d’il y a 9 500 années, atteignant une épaisseur maximale de 4 m. Jusqu’à récemment, différents types de matériaux, dont certains organiques, ont été laissés par des glaces flottantes (Lamontagne et al., 2014). Les taux d’accumulation de tourbe typiquement répertoriés sont de 0,01 à 0,06 cm an-1 _{(Kroetsch et al., 2011).}

Les sols organiques exploités à des fins agricoles sont radicalement transformés. Notamment, les conditions anaérobies deviennent davantage aérobies suite au drainage, et l’acidité naturelle peut être corrigée par chaulage, pratique courante en agriculture (Parent, 2001). De plus, les processus de pédogénèse changent, puisque le taux de décomposition de la matière organique dépasse le taux d’accumulation.

L’état de décomposition du matériel organique est une propriété d’importance pour caractériser les sols organiques. Un sol ayant des caractéristiques de sol jeune sera qualifié de fibrique, puis évoluera vers un matériel mésique puis humique. Il existe différentes méthodes reconnues pour établir semi-quantitativement des indicateurs de l’état de décomposition.

La méthode von Post peut être utilisée sur le terrain lors de relevés pédologiques. Elle consiste à presser un échantillon de sol dans le creux de la main et d’observer la couleur du liquide extrait et la proportion du matériel extrudé entre les doigts. Une échelle allant de H1 à H10 permet de grader l’humification. Ainsi, un sol fibrique (H1 à H3) laissera échapper un liquide allant de clair à brun. De l’autre côté de l’échelle (H7 à H10), entre la moitié et l’entièreté d’un sol humique sera extrudé (Groupe de travail sur la classification des sols, 2002). La teneur en fibres du matériel peut également être évaluée en rinçant un échantillon de sol avec de l’eau à travers un tamis fin. Le volume recueilli sur le tamis par rapport au volume de sol permet d’évaluer la teneur en fibres. Pour évaluer la teneur en fibres frottées du sol, les fibres peuvent être frottées sur le tamis (Parent et Caron, 2007). Une proportion de fibres frottées supérieur à 40% du volume contribue à l’identification d’un sol fibrique tandis qu’une valeur inférieure à 10% est associée à un sol humique (Groupe de travail sur la classification des sols, 2002).

La méthode colorimétrique consiste à relier le degré de décomposition à la couleur d’un filtrat d’une solution de pyrophosphate de sodium. La comparaison à une charte de couleur Munsell ou une lecture au spectrophotomètre mènent à une mesure semi-quantitative ou quantitative (Parent et Caron, 2007).

Des chartes ont été établies entre les différents indicateurs afin d’identifier les types de sols. Des sols dans le même état de décomposition partagent généralement des propriétés similaires. Notamment, des relations ont été établies entre le degré sur l’échelle von Post et la conductivité hydraulique (Armstrong et Castle, 1999) et la masse volumique apparente (Parent, 2001). Ces indicateurs sont donc utiles pour évaluer le degré de

ressemblance de différents sols ou d’en observer leur évolution temporelle. D’ailleurs, pour des sols organiques en Allemagne, les données de l’étude de Fell et al. (2016) sur différentes bases de données de sols organiques en Allemagne montrent que plus d’un échelon sur l’échelle von Post peut être atteint sur une période de 40 ans. D’autres phénomènes de dégradation ont également été décrits, tel que la séquence de dégradation ou «moorsh-forming process» (MFP), caractérisé par la transformation du matériel fibrique en grains ou agrégats (Okruszko et Ilnicki, 2002).

1.1.2 Affaissement initial du sol

La mise en culture des sols organiques nécessite généralement leur drainage, puisqu’ils sont saturés en eau dans leur état initial. Ceci cause le premier stade d’affaissement du sol, notamment puisque la flottabilité est perdue et que le matériel s’écrase sous son propre poids. Le stade initial est également marqué par des cycles de séchage et d’humectation, causant la contraction et fissuration de la matrice de sol. Ce stade dure de 8 à 15 ans. Des pertes d’épaisseurs de 40% ont déjà été répertoriées pour une tourbière de sphaigne peu décomposée (Parent, 2001). Au Québec, des évaluations rapportent des pertes variant entre 3,5 et 8,7 cm an-1 dépendamment de l’épaisseur originale et la localisation (Parent, 2001). Les modèles courants de la littérature utilisent différents paramètres pour évaluer le rythme de l’affaissement initial comme la hauteur de tourbe initiale, la profondeur d’abaissement de la nappe (drainage), la masse volumique apparente ou la proportion de solides par unité de volume (Ilnicki, 2003). Le phénomène d’affaissement initial est considérable puisqu’il affecte la gestion de la nappe phréatique et que l’installation de drains doit se refaire périodiquement lorsque la surface du sol devient trop près des anciens drains (Armstrong et Castle, 1999).

1.1.3 Décomposition du sol

À long terme, l’affaissement du sol est davantage dominé par des processus biologiques de dégradation. Deux facteurs communs pour prédire l’affaissement du sol lié à la décomposition sont : (i) l’intensité du drainage, en raison de la présence accrue d’oxygène pour la décomposition microbienne, et (ii) la masse volumique apparente, indicateur de l’état de décomposition. Les valeurs observées d’affaissement peuvent ainsi varier entre 0,3 et 7 cm an-1 _{(Ilnicki, 2003). Le modèle développé par Stephens et al. (1984) utilise l’approche de la loi} d’Arrhenius pour représenter l’effet de la température au sein d’un modèle empirique en fonction de la profondeur de la nappe phréatique. D’autres études expriment le taux de décomposition sous la forme de carbone organique perdu ou de CO2 émis (Knieß et al., 2010; Kroetsch et al., 2011).

1.1.4 Érosion

L’érosion éolienne est le transport des particules de sol en présence de vents. On distingue trois mécanismes de déplacements des particules de sol caractérisés notamment par la taille des particules déplacées. Dans une seconde mesure, la densité des particules ou l’intensité des vents sont d’autres facteurs qui influencent

l’intervalle de tailles de particules transportées par le vent La saltation affecte les larges particules mesurant entre 0,5 et 1,1 mm qui se déplacent à la surface du sol par petits sauts de moins de 30 cm (Salem, 1988). Les rebonds de ces particules peuvent causer l’entrainement des autres particules et causent ainsi le déclenchement des deux autres mécanismes de transport : la reptation de surface («surface creep») qui affecte les particules plus grosses (entre 0,5 et 2 mm) roulant sans être soulevées et la suspension qui affecte les particules fines (<0,5 mm) pouvant être transportées à de hautes altitudes.

Les divers travaux de Dr. W.S. Chepil ont conduit à l’établissement d’une équation pour évaluer les pertes pour les sols agricoles (Chepil et Woodruff, 1963). Les pertes de sols sont représentées selon les différents facteurs suivant : l’indice d’érodibilité du sol, la rugosité du sol, l’indice climatique, la longueur du champ selon l’orientation du vent et l’indice du couvert végétal. Cette équation présente donc une forme semblable à l’équation universelle de pertes de sols. C’est la proportion de la masse de sol composée de particules inférieures à 0,84 mm qui permet d’évaluer l’indice d’érodibilité du sol, une mesure qui peut être obtenue à l’aide de l’analyse de la distribution des particules (Woodruff et Siddoway, 1965).

Suivant les travaux de Dr W.S Chepil, le «United States Departement of Agriculture» (USDA, département de l’Agriculture aux États-Unis) a mis en place un système de prédiction de l’érosion éolienne appelé WEPS pour simuler les pertes de sol sur une base quotidienne en tenant en compte de développements scientifiques. Certains travaux ont été effectués spécifiquement en sols organiques (Kohake et al., 2010; Zobeck et al., 2013). Zobeck et al. (2013) ont entre autres testé six sols organiques (un seul ne correspondant pas à la définition exacte de sol organique) pour corréler le flux de saltation et le flux de particules fines à diverses propriétés tel que le taux de matière organique, le taux de carbone organique, la densité des particules, la stabilité mécanique à l’état sec, la proportion de matériel érodable, l’énergie requise pour briser les mottes sèches, ou la moyenne géométrique du diamètre des particules. La proportion de matériel érodable et la moyenne géométrique des diamètres de particules sont des caractéristiques intéressantes puisqu’elles peuvent être calculées à partir de l’analyse de la répartition de la taille des particules, ce qui nécessite que de passer le sol sec à travers un ou plusieurs tamis dans la forme la plus simple.

La faible densité des agrégats (0,93 à 1,13 Mg m-3_{) rapportée par Kohake et al. (2010) par rapport aux sols} minéraux est une caractéristique particulière des sols organiques favorisant l’érosion. Les sols organiques ont toutefois la capacité de pouvoir former une croûte lors de périodes de sèches les rendant davantage résistants à l’érosion (Campbell et al., 2002). Kohake et al. (2010) évaluent qu’autant de sols sur une base massique seraient perdus pour un sol minéral que pour un sol organique; mais l’expression de cet énoncé sur une base volumique indique que davantage de sol organique que de sol minéral est perdu par érosion éolienne.

L’importance de l’érosion éolienne pour les sols organiques a été constatée à quelques reprises. Ainsi, les pertes de sol peuvent atteindre 3 à 7 Mg ha-1 _jour-1 _{avec des vents de 7 à 13 m s}-1 _{(Ilnicki et Zeitz, 2003). Une étude} comparative sur des installations brise-vent réalisée dans les années 1970 en Montérégie a mesuré des pertes de sol (tous phénomènes confondus) de 4,53 cm an-1 _{contre 0,99 cm an}-1- _{pour les parcelles avec brise-vent} (Parent et al., 1982).

1.1.5 Approche envisagée : l’apport de biomasse comme méthode de conservation

L’apport de biomasse au sol est depuis longtemps une méthode utilisée pour enrichir ou conserver le sol en considérant l’enfouissement des résidus. Laisser la paille de blé au champ au lieu de la récolter en est un exemple. Notamment, parmi les avantages de cette méthode, la paille demeure dans le cycle de carbone ce qui contribue à augmenter le taux de matière organique, favorise la rétention de l’eau et le retour de certains éléments nutritifs dans le sol (Kumar et Goh, 1999).

L’approche envisagée fait partie d’un plan intégré de conservation des sols pour des exploitations agricoles. Dépendamment des parcelles étudiées, certaines zones montrent peu de signes de dégradation alors que d’autres montrent des signes imminents de fin de vie d’exploitation. Ainsi, selon les besoins d’intervention, la biomasse végétale pourrait être épandue et incorporée aux champs à certaines doses plus ou moins considérables. Ces pratiques pourraient avoir incidemment un impact sur l’érosion éolienne, soit par un effet brise-vent des cultures, ou la réduction de l’érosion de surface par l’épandage.

Toutefois, peu de littérature traite d’un apport de biomasse ex-situ à un champ en sol organique; où la dose pourrait être considérable. La nature biologique de la biomasse et du sol organique les rend vulnérables à des processus de dégradation, avec de possibles phénomènes d’interactions, rendant la prédiction des effets difficile à long terme. Ce genre d’intervention pour améliorer la composition du sol comporte des similarités avec les substrats de culture, où différents constituants sont mélangés pour obtenir un mélange ayant des propriétés désirées (Caron et al., 2015). Un autre point intéressant est que la tourbe de sphaigne utilisée dans les substrats est botaniquement semblable aux sols organiques, formés d’anciens dépôts de végétaux.

Yao et al. (2011) ont étudié pendant 120 jours l’effet de différents cycles de séchage et d’humectation d’un sol appartenant au groupe Acrisol amendé de paille de riz à un taux de 30 g kg-1_{. Le taux de décomposition mesuré} par flux de CO2 diminuait dans le temps, en lien avec la diminution de matériel disponible pour les microorganismes. La formation de macropores a ainsi été favorisée avec les cycles de séchage de plus grande intensité au détriment des plus petits pores.

Certaines espèces végétales ont été étudiés et comparées pour leur culture à des fins énergétiques. Un rendement élevé, un faible coût de production et peu de besoins en ressources énergétiques ou nutritives pour

leur culture sont des caractéristiques recherchées (McKendry, 2002). Le miscanthus (Miscanthus × gigantus

sp), et le panic érigé (Panicum virgatum L.) ont l’avantage d’être des herbacées pérennes et de fixer le carbone

en C4 (ce qui est considéré plus efficace), et ont été respectivement davantage étudiées en Europe et aux États-Unis (Heaton et al., 2004). Le saule (Salix sp) et le bouleau (Betula sp) sont les espèces ligneuses typiquement d’intérêt au Québec vu les possibilités d’exploitation forestière. Par ailleurs, le saule présente l’avantage d’avoir une croissance rapide permettant sa récolte en quelques années (McKendry, 2002), alors que le bouleau représente un scénario de l’utilisation de résidus forestiers.

La taille des fragments de la biomasse broyée influence plusieurs processus tel que la dynamique de décomposition. De plus, les études sur les résidus de cultures s’intéressent à la taille des fragments puisque la surface de contact influence entre autre les processus de minéralisation, d’immobilisation et de décomposition microbienne (Kumar et Goh, 1999). Ainsi, il est attendu que l’effet de biomasses broyées finement s’estompe plus rapidement que des biomasses broyées grossièrement. La composition biochimique de la biomasse (ex. ratio C/N, teneur en lignine) est un autre facteur qui influence la persistance des fragments (Kumar et Goh, 1999). Dans un autre ordre d’idée, l’incorporation de biomasse à un sol en quantité suffisante pourrait modifier la distribution de la taille des particules et pourrait en réduire son érodibilité.

1.2 Propriétés physiques et hydrauliques

1.2.1 Drainage

La région à l’étude reçoit approximativement 1050 mm de précipitation annuelle, selon les données d’Environnement et Changement climatique Canada à la station de Sainte-Clotilde pour les années 2016 à 2018. Le drainage est nécessaire pour évacuer l’eau assez rapidement afin de favoriser les conditions de croissance des cultures et de permettre la circulation de la machinerie, que cela soit au printemps ou après une recharge de la nappe après un épisode de pluie (Armstrong et Castle, 1999; Evans et Fausey, 1999). Une problématique a été rapportée dans les sols de la région, qui ne mettait pas en cause le réseau de drains sous-terrains, mais plutôt les propriétés hydrauliques limitatives du sol. Lafond et al. (2014) ont observé la présence de nappes perchées à une profondeur de 25 à 30 cm dans le profil. Cela correspond à l’interface d’un changement d’horizons de différents niveaux de dégradation, compacte, et formant une barrière à l’écoulement. Les drains seraient en mesure d’évacuer l’eau du sol, mais cette couche limite l’arrivée de l’eau au drain. Ce phénomène semble s’apparenter à la formation de la «coke layer» dans la séquence de dégradation décrite par Okruszko et Ilnicki (2002). Hallema et al. (2015a) ont suggéré que les pratiques culturales pourraient être en cause vu l’utilisation des terres pour la production horticole. Ainsi, cela démontre l’importance de décrire l’évolution des propriétés hydrauliques. Des travaux précédents dans la région ciblée ont mis en relation l’âge des parcelles cultivées et diverses propriétés physiques ou hydrauliques par une analyse par grappe («cluster

analysis»), tel que la profondeur de sol organique, la masse volumique apparente, la conductivité hydraulique saturée, ainsi que la courbe de rétention de l’eau (Hallema et al., 2015a; b).

La capacité drainante d’un sol peut s’évaluer de différentes façons. La conductivité hydraulique est une propriété intrinsèque propre au sol ou tout autre milieu poreux qui influence directement la dynamique de drainage. On peut également évaluer la qualité de drainage indirectement. Notamment, la vitesse de rabattement de la nappe permet d’évaluer si les racines d’une culture demeurèrent en conditions asphyxiantes pour des durées trop longues. Au Québec, pour des cultures à hautes valeurs commerciales telles que la laitue, des vitesses de rabattement de 30 à 50 cm jour-1 _{sont recommandées (CPVQ, 1989). Aux États-Unis, l’USDA (2001)} recommande de se référer à des valeurs locales, si possible. Le cas échéant, l’USDA suggère des valeurs de vitesse de rabattement beaucoup plus faibles, soit environ 2 à 4 cm par jour (0,75 à 1,5 pouce) pour les sols organiques et les cultures nécessitant le passage de machinerie. L’état d’aération du sol permet également d’évaluer si le retrait de l’eau est suffisant pour permettre les échanges gazeux et sera discuté à la section 1.2.3 Aération.

1.2.2 Courbe de rétention de l’eau

La courbe de rétention de l’eau met en relation la quantité d’eau dans le sol et la force avec laquelle elle est retenue par la matrice poreuse. Différents points de cette courbe sont d’intérêts tels que la teneur en eau à saturation (potentiel matriciel nul), la capacité au champ (potentiel matriciel après drainage libre), ou au point de flétrissement (où la culture est affectée par l’insuffisance du prélèvement en eau). La courbe de rétention permet également d’évaluer la quantité d’air dans la matrice par différence entre les points d’intérêt (Reynolds et Topp, 2007).

La détermination de la courbe de rétention nécessite des mesures simultanées de deux propriétés de l’état du sol, soit la teneur en eau et le potentiel matriciel. Le potentiel matriciel peut être déterminé par tensiométrie. Cette méthode est bien reconnue et consiste à mettre le sol en contact avec un tube étanche rempli d’eau doté d’une bougie poreuse et muni d’un capteur de pression. La pression dans l’appareil, inférieur à la pression atmosphérique, permet d’évaluer le potentiel matriciel. Les appareils sont peu coûteux et l’acquisition de données peut être automatisée, notamment à l’aide de capteurs de pression. La plage de mesure est limitée aux milieux non-saturés et par la pression de vaporisation de l’eau, donc pratiquement pour des plages entre 0 et -80 kPa (Livingston et Topp, 2007). Cela est suffisant pour des applications d’étude de drainage.

Différentes méthodes permettent de déterminer la teneur en eau du sol. La réflectométrie de domaine temporel, TDR («time-domain reflectometry»), présente les avantages d’être une méthode non-destructive, in-situ, rapide et automatisable (Topp et al., 2007). Il s’agit toutefois d’une méthode indirecte, puisque une propriété physique

appelée la permittivité qui est observée, mettant en relation la densité de flux électrique et le champ électrique d’un médium (Wave Propagation Standards Committee of the Antennas and Propagation Society, 1997). La méthode TDR consiste à déduire la permittivité relative (Ka) du sol (permittivité du sol par rapport à celle du vide) selon la réflexion du signal d’une impulsion jusqu’à la sonde métallique enfoncée dans le sol. Puisque la permittivité relative de l’eau contraste avec celle de l’air (environ 80 contre 1), des courbes d’étalonnage peuvent être établies entre la permittivité relative du sol et sa teneur en eau (Topp et al., 2007).

1.2.2.1 Relation permittivité relative – teneur en eau

Topp et al. (1980) ont proposé une équation polynomiale cubique indépendante du type de sol avec une erreur d’estimation de 1,13%, spécifiant qu’un étalonnage au type du sol pourrait réduire l’erreur. Différents auteurs ont proposé des équations spécifiques aux sols organiques, notamment dans la logique que la permittivité relative (Ka) des constituants minéraux du sol diffère des constituants organiques. Pépin et al. (1992) se sont intéressés aux tourbes forestières de faibles masses volumiques apparentes sous des conditions près de la saturation. De plus, Paquet et al. (1993) ont étudié les substrats de culture, avec des résultats similaires à l’équipe de Pépin. Plus récemment, Lange et al. (2011) ont caractérisé un sol organique cultivé (Humisol Fibrique Limnique) à proximité de la région à l’étude. Ces travaux ont montré la difficulté d’établir une unique courbe d’étalonnage entre la teneur en eau et la permittivité puisque la relation diffère d’un horizon à l’autre du profil pédologique étudié (Ohp, Of, Oc) (Figure 1).

Des manipulations préliminaires ainsi que les travaux de Lange et al. (2011) ont indiqué que des valeurs élevées de Ka peuvent être atteintes dans les sols organiques (Ka > 65). Ainsi, l’utilisation de certains modèles requièrerait l’extrapolation de ce paramètre en dehors des plages de données expérimentales de différents auteurs (Ka < 40 pour le sol organique dans Topp et al. (1980), Ka < 55 pour les substrats de Paquet et al. (1993)). Subséquemment, il devient nécessaire d’adapter les extrapolations des modèles afin d’éviter de dépasser une teneur en eau de 1, ce qui n’aurait pas de signification physique dans son application.

Il est intéressant de remarquer que pour une grande plage de valeur de Ka (15 < Ka < 50), la courbe d’étalonnage présentée par Paquet et al. (1993) demeure comprise à l’intérieur de la famille de courbes présentée de Lange et al. (2011) pour un sol organique. À défaut d’avoir une courbe exacte pour un sol organique étudié (difficile à obtenir vu la variabilité des sols), celle de Paquet et al. (1993) permet de fixer une valeur moyenne. Afin de limiter l’erreur sur les valeurs extrapolées de Paquet et al. (1993), une façon simple notamment utilisée par Nkongolo et Caron (1999) est d’interpoler entre la valeur de teneur en eau à Ka=55 et la valeur de 1 pour représenter théoriquement l’eau pure à Ka=81,5. Cette pente est relativement similaire aux pentes ou dérivées des courbes de Lange et al. (2011).

Figure 1. Relation entre la permittivité relative et la teneur en eau observée dans la littérature selon différents horizons de sol. Les intervalles d’applicabilité sont représentés par les lignes pleines. Un scénario d’estimation pour valeurs de permittivité relative élevée est représenté.

1.2.2.2 Modélisation de la courbe de rétention

La modélisation de la courbe de rétention permet d’obtenir des paramètres mathématiques pour définir une fonction à partir de données ponctuelles empiriques. La modélisation de la courbe de rétention est fortement liée à celle de la conductivité hydraulique. En effet, dans les deux cas, les pores et leur connectivité sont étudiés. Leurs développements ont longtemps été de pairs; van Genuchten et al. (1991) présentent les travaux les plus marquants. Au sujet de la courbe de rétention, notons Brooks et Corey (1964), utilisant quatre paramètres pour représenter une courbe exponentielle décroissante, alors que van Genuchten et al. (1980) suggérèrent une autre forme d’équation, à cinq paramètres. Cette équation est toujours largement utilisée. Le concept de multimodalité de la distribution de la taille des pores est attribué à Durner (1994).

L’application du modèle de courbe de rétention de van Genuchten à des modèles de conductivité hydraulique ou de diffusion de l’eau peut être facilitée en restreignant le paramètre m par le n (van Genuchten et al., 1991). L’intégration mathématique de la fonction de la courbe de rétention est ainsi plus simple dans quelques cas particuliers, mais des solutions générales existent. Par exemple, la résolution du modèle de conductivité hydraulique de Mualem (1976) est ainsi simplifiée lorsque m = 1/n. Cependant, lorsqu’on veut modéliser

seulement la courbe de rétention, éviter de contraindre les paramètres permet une meilleure flexibilité du modèle si les applications de conductivité ou de diffusivité ne sont pas d’intérêts (Durner, 1994).

L’approche générale de certains modèles comme celui de Mualem (1976) consiste à représenter le milieu poreux par une distribution de pores. Cette distribution qui peut être unimodale normale ou log normal a été bonifiée par Durner (1994) par le concept de multimodalité de la distribution de pores. Les estimations de propriétés hydrauliques de sols ayant une distribution de tailles de particules étendues n’étaient auparavant que peu fiables, puisque les recherches antérieures se basaient sur des sols précisément tamisés. La multimodalité permet d’attribuer un sous-système de pores à ceux de plus grandes dimensions et d’autres sous-systèmes pour les autres tailles. Le modèle peut être représenté par une combinaison linéaire de plusieurs formes du modèle de van Genuchten (1980).

Les travaux axés sur la bimodalité de la distribution des pores des sols organiques ou des sols tourbeux sont relativement récents. Dimitrov et al. (2010) ont démontré que la macroporosité peut avoir une grande importance dans l’écoulement de l’eau dans les sols tourbeux. Leur modèle bimodal, contrairement au modèle unimodal de van Genuchten peut améliorer la représentation de la dynamique hydraulique des sols organiques. Cette amélioration a notamment été observée à de faibles potentiels matriciels (supérieur à -200 cm) (Dettmann et al., 2014). Dans le cas de la mousse de sphaigne, Weber et al. (2017) suggèrent d’associer trois modalités correspondant à «l’espace inter-plants», «l’espace intra-plant» et «l’espace interne», analogiquement équivalents à la macroporosité, microporosité et mesoporosité.

Ainsi, l’utilisation d’un modèle à plusieurs modes augmente le nombre de paramètres à déterminer pour le calage du modèle pour un certain sol. Le calage fait référence à la détermination des coefficients afin que le modèle mathématique s’approche du jeu de données d’intérêt. Le modèle de van Genuchten (1980) étant non linéaire, le calage du modèle requiert des méthodes numériques et de comparaison tel que la méthode des moindres carrées. La solution peut être dépendante des estimations initiales des paramètres et serait ainsi subjective selon les choix de l’expérimentateur (Seki, 2007). Certains algorithmes d’optimisation peuvent pallier ce problème tel que les algorithmes génétiques. Ceux-ci sont reconnus pour repérer le minimum d’une fonction complexe (Vrugt et al., 2001) lorsque les minimums locaux sont nombreux, en étant affectés moindrement par les choix de paramètres.

Le fonctionnement des algorithmes génétiques est inspiré de la théorie biologique de la sélection naturelle, avec les notions de sélection, d’enjambement et de mutation, afin de résoudre un problème d’optimisation. Leur développement est attribué à John Holland (1975). Quelques travaux ont été effectués avec les algorithmes génétiques dans le domaine de la physique du sol. Pedroso et Wiliams (2011) ont comparé différents algorithmes, dont les algorithmes génétiques, à différents modèles de courbe de rétention avec ou sans la prise

en compte du phénomène d’hystérèse. Vrugt et al. (2001) ont modélisé le prélèvement racinaire multidimensionnel en eau de cette manière; la plupart des paramètres de la courbe de rétention étaient auparavant connus.

Les sols organiques sont compressibles à un certain niveau dépendamment de leur stade de décomposition. La contraction du sol s’observe lors du drainage ou de l’assèchement du sol. Ainsi, lors de la collecte de données pour élaborer des courbes de rétention de sols organiques, cette propriété devrait être prise en compte, puisque le volume de sol est le dénominateur de la teneur en eau volumétrique (Schwärzel et al., 2002). Quelques modèles sont utilisés pour représenter la contraction du sol et son impact sur la représentation de la rétention en eau de différents types de sol (Peng et Horn, 2005; Boivin et al., 2006). Kechavarzi et al. (2010) ont démontré leur applicabilité aux sols tourbeux. Les concepts de ratio des vides («void ratio») et de ratio d’humidité («moisture ratio») sont notamment utilisées dans le modèle de Peng et Horn (2005).

1.2.3 Aération

La quantité d’air dans la matrice de sol peut s’évaluer par la différence entre la quantité d’eau à saturation du sol et la quantité d’eau pour un état donné. La capacité au champ peut s’avérer utile pour décrire l’état de la matrice de sol puisqu’il s’agit d’un point remarquable de la courbe de rétention. Ainsi, la porosité effective représente la quantité d’air à capacité au champ. La capacité au champ est généralement définie comme l’état où le drainage gravitaire est complété. Cependant, elle n’est pas clairement déterminée à un niveau de temps de drainage, de potentiel matriciel, de teneur en eau ou de flux d’eau. Aschonitis et al. (2013) critiquent la difficulté à évaluer la stabilité de l’une de ces mesures dans le temps, d’autant plus que la présence de la nappe phréatique, d’une couche compacte ou d’un flux d’évapotranspiration peut en affecter les mesures.

La porosité effective n’est pas un indicateur direct de la qualité de drainage. Elle partage toutefois le même effet désiré d’aération dans les régions agricoles humides. Lorsque les pores sont remplis d’eau, la diffusion des gaz est réduite ce qui cause une insuffisance en oxygène déclenchant plusieurs mécanismes qui induisent une baisse de rendement, soit par exemple une limitation du développement racinaire, l’accélération de la dénitrification ou une baisse de prélèvement en nutriments (Patwardhan et al., 1988). Plusieurs relations linéaires ou polynomiales entre la porosité effective et la diffusion des gaz sont recensées dans la littérature, dont par Patwardhan et al (1988). Ces concepts ont été appliqués pour les substrats de culture (Allaire et al., 1996; Caron et Nkongolo, 2004), qui ont des caractéristiques semblables aux sols organiques. Toutefois, la porosité effective optimale peut dépendre de la texture de sol, de la culture, du stade de croissance de la culture ou d’autres conditions, puisqu’elle peut varier de 4 à 50% selon l’analyse de la littérature de Patwardhan et al. (1988).

Une aération adéquate est nécessaire pour favoriser la productivité des cultures. Les travaux de Carter ont établi différents liens entre la compaction, la macroporosité, le rendement et les maladies racinaires pour un loam sableux (Carter et Johnston, 1989; Carter, 1990). Les substrats d’empotage sont également conçus pour favoriser la présence d’air en ajoutant différents matériaux tels que la perlite, dans le but d’accélérer les échanges gazeux (Caron et al., 2015).

1.3 Scénario étudié : hypothèses et objectifs

Tel qu’introduit, le projet de recherche vise à mieux comprendre les effets de l’incorporation de biomasses végétales dans une perspective de conservation des sols. Les propriétés hydrauliques et la dynamique de drainage sont susceptibles d’être modifiées par des apports importants de biomasse. Le comportement à moyen et long terme s’avère d’intérêt puisque le sol tout comme la biomasse sont sujets à la dégradation. Ces éléments ont permis d’élaborer ces hypothèses et cet objectif suivants.

1.3.1 Hypothèses de recherche

• Les propriétés hydrauliques sont modifiées par les doses et l’origine de la biomasse • L’amendement de biomasse influence l’efficacité de drainage

• Les effets de l’amendement s’estompent dans le temps

1.3.2 Objectif

• Comparer différents types de biomasses végétales et déterminer une dose optimale d’amendement persistante dans le temps

Chapitre 2 : Organic soil subsidence and retention

curve evolution after vegetal biomass

incorporation

2.1 Résumé

Les sols organiques au sud du Québec sont productifs, mais sont sujets à divers processus de dégradation. Les stratégies de conservation des sols étudiées pourraient inclure l’apport de biomasse végétale afin d’atténuer l’impact de l’affaissement du sol et de la détérioration des propriétés hydrauliques. Des mélanges de sol et de biomasses ont été incubés pendant 12 mois pour observer l’évolution de la courbe de rétention avec quatre cycles de saturation et de drainage. Entre ces mesures, une température ambiante et des irrigations périodiques ont favorisé la décomposition des échantillons. Ceux avec de fortes doses sont demeurés jusqu’à 73 mm plus hauts que les échantillons témoins malgré leur affaissement. La teneur en air à un potentiel matriciel de -5 kPa était également plus élevée jusqu’à la fin de de l’incubation. La persistance et l’effet linéaire avec la dose permettent d’envisager des bénéfices à l’application périodique de biomasse au champ.

2.2 Abstract

Histosols in southern Quebec, Canada, are mainly composed of organic matter and are highly suitable for horticultural crop production. However, several degradation processes lead to soil subsidence and reduced drainage, in turn affecting soil health, productivity and sustainability. The incorporation of plant biomass was evaluated as an innovative soil conservation strategy, aimed at promoting agricultural sustainability. Biomass from four high-yield plant species was incorporated into undisturbed organic soil cores (25 cm in diameter, 65 cm in height) to a depth of 40 cm, at volumetric rates of 2%, 6% and 20%. Four saturation and drainage sequences were carried out over a 12-month period. The soil cores were incubated between measurements. As subsidence occurred, amended soils showed a higher final soil height when compared to the control, with a difference of up to 73 mm for woody-type biomass applied at high rates. The water retention curve, monitored using tensiometers and time-domain reflectometry probes, evolved with time and treatments, and air content was chosen as an indicator of soil aeration and drainage quality. After 12 months of incubation, air content at a matric potential of -5 kPa in the surface layer (0 to 30 cm) increased linearly with biomass application rate, ranging from 24 to 42%. No significant improvements in soil hydraulic properties were observed in the 30-to-40-cm deep layer. However, the positive effects in the surface layer were still observed after 12 months of incubation at constant temperature, suggesting that effects could persist for several years under field conditions.

2.3 Introduction

Histosols represent 1.2% of the world’s ice-free surface (Eswaran and Reich, 2005). Commonly called peat soils when referring to younger soils or muck soils under long-term cultivation, they are typically located in environments where waterlogged conditions have been conducive to an accumulation of organic material (IUSS Working Group WRB, 2015). Peatlands are exploited in many ways: burned as fuel for energy purposes, harvested for the horticultural growing media industry, and cultivated as arable land to produce crops such as vegetables.

In North America, cultivated Histosols are typically found in Florida, Wisconsin, Michigan, New York, Ontario and Quebec. In Quebec (Canada), 12 000 ha of Histosols in the area south of Montreal (Baril and Mailloux, 1950; Lamontagne et al., 2014) are mostly devoted to vegetable production. However, as is the case in other parts of the world, these soils that are composed primarily of organic matter show signs of aging and deterioration (Okruszko and Ilnicki, 2003). Decomposition and wind erosion play a major role in causing subsidence, at a rate of 1-2 cm a year. In view of that, conservation strategies, such as incorporating plant biomass, are being tested in an effort to compensate for soil loss.

Histosol subsidence is caused by changes that occur when a waterlogged soil is drained and becomes aerated. For the first 5 to 10 years after drainage, described as the initial stage, soil subsidence results primarily from a loss of buoyancy. Microbiological oxidation then takes over as the main process responsible for organic soil depletion, with typical reductions in soil depth of 1 to 7 cm year-1_{, occurring over decades (Ilnicki, 2003). In} southern Quebec, an average subsidence of 2.07 cm year-1 _{was reported 50 years ago (Millette, 1976). Seeking} to formulate a new subsidence model, Stephens and his collaborators (1984) developed an exponential equation with soil temperature and water-table depths as the main independent variables. Wind erosion can also contribute significantly to soil loss, since Histosols are highly erodible, due to their light weight relative to mineral soils (Kohake et al., 2010). The formation of a crust under specific wetting and drying events reduce substantially the erodibility (Zobeck 1991, Campbell 2002). Wind breaks used to reduce wind erosion have been found to considerably reduce overall soil subsidence, from 4.53 to 0.99 cm year-1 _{(Parent et al., 1982). Zobeck et al.} (2013) later correlated wind erosion in Histosol to many physical parameters including the aggregate-size distribution index.

The evolution and degradation of peat has been described by Okruszko and Ilnicky (2003) in a sequence called the moorsh-forming process (MFP). Through such process, peat particles and fragments are transformed into highly porous soil aggregates, measuring 5 to 10 mm in diameter, or breaking into smaller, more fragile and mobile particles. The moorsh process may lead to the formation of a dry, compacted, 5- to 10-cm layer located at a depth of around 30 cm. Lafond et al. (2014) reported the presence of such a layer in the Montreal area, with

major consequences for drainage since perched water tables were observed. This compacted layer has been found to govern hydraulic behavior in the soil (Hallema et al., 2015b), and altered hydraulic properties need to be taken into consideration in irrigation management (Lafond et al., 2015). This suggests that soil conservation plans should include monitoring, and even improving, hydraulic properties around this depth as they may limit drainage.

Water retention curves are useful to explain or predict many soil hydraulic behaviors, such as crop-available water. The first part of these curves (from saturation towards lower drainage potential) can quantify air-filled porosity, which many studies have linked to gas diffusion. Both parameters can be used to diagnose drainage issues or insufficient oxygenation of the root system (Evans and Fausey, 1999). Dimitrov et al. (2010) demonstrated the importance of macropores in peatland hydrology using the model of Durner (1994) to describe water retention curves. This model is an improvement of the well-known model of van Genuchten (1980) with multiple pores distributions. Indeed, multimodal pore-size distributions are more characteristic of heterogenous pore systems (Durner, 1994), and are to be expected when plant biomass is incorporated into depleted organic soils. In cultivated organic soils, recent research by Dettman et al. (2014) suggests that modeling can be improved in some situations with the use of bimodal pore-size distribution, particularly to describe macroporosity. More knowledge on continuous subsidence, erosion and MFP is required, as these processes must be more precisely quantified to develop strategies to promote sustainable agriculture in Histosols. Previous work in the Everglades Agricultural Area (Florida, USA) aimed to reduce soil oxidation in similar soils by cultivating flood-tolerant crops (Porter et al., 2005). As is the case with manure or industrial waste applications in mineral soils (Khaleel et al., 1981; Nemati et al., 2000a), organic inputs in Histosols may contribute to improving soil health and achieving sustainability. However, the impact of such amendments on soil depth is usually not investigated in deep soil profiles. Nonetheless, plant biomass applications in shallow soils, especially in large quantities, could increase the depth of organic soils for cultivation, or at least reduce the subsidence rate. Given the organic nature of the material, the persistence of the effects of these amendments on soil properties must be determined. Additionally, the size distribution of soil and biomass particles should be characterized since they are related to other properties or processes, such as soil erodibility (Zobeck et al., 2013), pore-size distribution and hydraulic properties (Nemati et al., 2002), air-filled porosity and gas diffusion (Caron et al., 2005), and residue decomposition (Kumar and Goh, 1999).

The present study investigated mitigation measures involving the incorporation of plant biomass of various origins in a Histosol to maintain or improve soil hydraulic properties and drainage. Both the biomass species used and the application rates were expected to interact with the soil profile depth and soil retention properties, such as air-filled porosity. However, no previous work appears to have investigated organic amendments as a

means to reduce or even reverse the degradation processes occurring in cultivated Histosols. Therefore, the objective of this study was to evaluate the effects of biomass incorporation on: (i) soil core height; and (ii) retention curve and drainage properties, in addition to assessing the persistence of such effects, as part of an overall strategy for soil conservation and restoration.

2.4 Materials and Methods

The experimental setup consisted of columns of biomass-amended organic soil incubated over a 12-month period at constant temperature and soil water content. Hydraulic properties were characterized four times over that period.

2.4.1 Soil and cores

The sampling site was a field located near Napierville, Quebec, Canada (45°11’39” N, 73°21’22” W), that had been under vegetable cropping for more than 15 years. Sampling took place from October 29 to November 2, 2016. The soil type there is classified in the Organic group as a Humic Mesisol according to the Canadian System of Soil Classification (Lamontagne et al., 2001), or a Haplohemist in the USDA soil taxonomy system (Soil Survey Staff, 1999). Samples were taken systematically over a 1.8-ha area. A previous preliminary study in this field revealed the presence of a compacted layer (Guedessou, personal communication). Cores were sampled with polyvinyl chloride (PVC) cylinders (65 cm long with a 25-cm inner diameter, 8 mm thick). The cylinders were hammered into the ground by 5-cm increments while the surrounding soil was cut or dug out vertically along the cylinder wall to limit friction and compaction around the edges. At the end of the sampling, the soil height inside the cylinder was determined to be even with ground level, indicating that soil compaction during the sampling process was negligible. The cylinders were extracted from the field and covered with a mesh over the bottom and a plastic sheet over the top to prevent surface evaporation. They were then transported to a greenhouse at Université Laval (Québec, Canada), and stored at ambient temperature, for future amendment and incubation.

2.4.2 Experimental design and biomass

A treatment was assigned to each core in a randomized block design arrangement in the greenhouse. The treatments were replicated three times and consisted of a factorial-like experiment combining four different biomass species (referred to as M, P, S and B) and three incorporation rates. Miscanthus (M) (Miscanthus ×

giganteus sp), switchgrass (P) (Panicum virgatum L.) and willow (S) (Salix sp, 2 years old) were cultivated on a

site near the Napierville sampling site, while mature birch (B) (Betula sp) was harvested from forested sites in the same area. The biomass was dried and ground to obtain a particle size between 0.5 and 4 mm. M and P were grouped as grass-type biomass while S and B were referred to as woody-type biomass.

Incorporation rates were chosen to represent different intervention strategies or management scenarios: 2% (v/v), an annual amendment calculated to approximately compensate for organic matter decomposition; 6%, an intermediate amendment intended to compensate for organic matter decomposition but applied triennially; and 20%, the minimum amendment expected to significantly improve soil hydraulic properties, as part of a soil restoration strategy. The 20% (v/v) rate consisted in a two-part application, with 10% applied at the beginning of the experiment and 10% after 266 days of incubation. The biomass was incorporated to a depth of 40 cm, so as to reach the compacted layer (Hallema et al., 2015b). The amount of biomass required was converted to mass using the species specific bulk density (Table 1), which was about twice as high for woody-type biomass as for grass-type biomass.

The experimental setup also included two control treatments. The first was a treatment in which the soil was mixed as it was in the other treatments but no biomass was added. The second consisted of intact and undisturbed cores, and was included to allow some specific comparisons only, and hereafter explicitly referred to as “undisturbed control treatment”. The experiment thus comprised a total of 14 treatments and 42 cores.

Table 1. Bulk density and equivalent tonnage of the volumetric treatment rates for birch (B), willow (S), miscanthus (M), switchgrass (P)

Biomass species

Bulk density

Equivalent tonnage

2%

6%

20%

Mg m

-3

_{---Mg ha}

-1

_---

B

0.190

21.7

68.0

236.6

S

0.182

20.8

65.0

226.1

M

0.075

8.6

27.0

93.9

P

0.088

10.1

31.6

110.0

2.4.3 Biomass application and measurement schedule

Initial biomass applications were done in July 2017. The schedule was planned to allow measurements and soil aging to take place over a 12-month period (Figure 2 a) ). Four series of measurements were carried out (August 2017, January 2018, April 2018 and August 2018) and are referred to as P1 to P4, corresponding to 0, 166, 266 and 364 days of incubation. For P1 and P3 measurements, the first 40 cm of soil were removed from the cylinder, biomass amendments were incorporated as required according to the treatments, and the cylinders were then refilled. For P2 and P4 measurements, only the first 25 cm of soil were removed and mixed since no biomass was incorporated at these times (Figure 2 a) ). For the first measurement, the removed soil was mixed thoroughly block by block to reduce soil heterogeneity. At this step, some soil was added to each block to counter the problem of tensiometers being above soil level due to soil shrinkage, but the problem still arose for later measurements. The cylinders were then slowly saturated with water from the bottom for two days until they reached full saturation, and were then drained. Retention curve data was obtained during this period using the