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CHARLES KAREMANGINGO Thèse présentée à la Faculté des études supérieures de 1'Université Laval pour l'obtention du grade de Philosophiae Doctor (PbD.) FACUL- Département des sols et de génie agro-alimentaire DES SCIENCES DE L'AGRICULTURE ET DE L'ALIME~TATION UX'IVERS~ LAVAL Juin 1998 O Charles Karemangingo. 1998

National übrary Acquisitio and Bibçographic Services 395 W W m Street ~ OrtawaON KIAON4 canada BiblSottieque nationale du Canada Acquisitio et services bibliographiques 395. Ne wellaigm Ottawa ON K1A ON4 canada The author has granted a nonexclusive licence dowing the National Library of Canada to reproduce, loan, distribute or sell copies of this thesis in microform, paper or electronic formats. The author retai ownership of the copyright in this thesis. Neither the thesis nor substantial extracts &om it may be printed or otherwise reproduced without the author's permission. L'auteur a accordé une licence non exclusive pe~nettant à la Bibliothèque nationale du Canada de reproduire, prêter, distribuer ou vendre des copies de cette thèse sous la forme de microfiche/f&n, de reproduction sur papier ou sur fomiat électronique. L'auteur coerve la propriété du droit d'auteur qui protège cette thèse. Ni la thèse ni des extraits substantiels de celle-ci ne doivent être imprimés ou autrement reproduits sa son autorisation.

Facuité des 6tudes supérieures ATTESTATION L ont assisté ei fa soutenance de cette thése. NWS UNMm SiGNAl'üRE

A mon épouse Marie, A nos enfants Luc, Blaise et Jean-Noël, pour tous les sacrifices coentis, je vous dédie cette dièse.

Ui REMERCIEMENTS Au terme de mes études doctorales. je voudrais remercier très siacérernent Moieur le Professeur Marc R. LAVERDIÈRE pour avoir accepte la direction de cette thèse. J'ai fortement apprécié sa disponibilité permanente et ses coeils utiles durant toute ma formation à l'université Laval. Je lui suis très recomaissant pour le soutien materiel et financier qu'il m'a accordé et grice auquel je peux aujourd'hui présenter cette thèse. Je voudrais aussi remercier Docteur Claude BERNARD pour la codirection de cette thèse qu'il a assumée. le lui suis particulièrement reconnaissant des coeils utiles qu'il m'a donnés da la conduite des essis en champs et da les méthodes d'analyse des résultats. Je remercie beaucoup Docteur Georges Gangbazo pour avoir accepté de faire la prélecture de cette thèse et d'en être membre du jury d'évaluation. Des critiques cotmctives qu'il en a faites nous ont permis d'apporter des amélioratio utiles à la version initiale. Je remercie Messieurs le Professeur Michel CESCAS et Docteur Adrien N'DAYEGAMM. pour avoir accepté d'être membres du jury d'évaluation de cette thèse. Mes remerciements vont tgdement aux professeurs du Département des sols et de génie agroalirnentaire et à tout son personnel pour toute l'assistance qu'ils m'ont apportée pendant mes études. Je remercie le personnel de COGISOL inc, la compagnie au sein de laquelle cette recherche a été menée, pour toute leur assistance da les travaux de terrain et da certaines tâches de laboratoire. Mes remerciements vont également au personnel des statio de recherche de Saint-Lamben et Descharnbault pour toute I'assistance que nous avo reçue de leur part. Enfin, je remercie mon épouse Marie et nos enfants pour toute leur patience.

AVANT-PROPOS Cette thèse est présentée sous forme d'articles. Un chapitre u Matériel et Méthodes» a été cependant iéré afin d'éviter la répétition de la panie commune aux chapitres principaux qui la composent. Par ailleurs, ceux-ci comportent, chacun, une section «matériel et méthodes >> spécifique. Au chapitre IV. les déplacements du phosphore et de l'azote da le sol sont présentés séparément mais ont en commun l'introduction, la section matériel et méthodes spécifique» et 1a conclusion. La bibliographie a été regroupée. pour l'eemble des parties, et présentée à la fin de la thèse.

v RÉsuMÉ COURT Certai systèmes de culture peuvent arnciiorer la productivitc des sols et contribuer à diminuer les risques de contamination des eaux. La présente tude avait pour objectifs d'évaluer la productivité et les risques de pollution des eaux par le phosphore et l'azote découlant de différentes régies de production du maïs-grain. Lcs régies comprennent la fertilisation azotée sous forme de lisier et de nitrate d'ammonium et quatre types de pratiques culturales: le travail conventiomel du sol (TC), le travail réduit du sol (TR), la culture intercalaire (mélange de trèfle rouge et de fléole) da le maïs avec incorporation des résidus par le labour d'automne (TAI) ou par le labour de printemps (TPI). Les résultats obtenus montrent que le lisier accroît généralement les risques de pollution des eaux par le phosphore et l'azote alors que son effet comme fertilisant varie avec les conditio pluriornétriques. Les pratiques de coervation des eaux et du sol ont amélioré cenaines caractéristiques physiques du sol, notamment sa conductivitc hydraulique saturée et sa rnacroporosité d'aération, tout en réduisant les teneurs du sol en P MeNich III et en nitrates aii que. par coéquent, les risques de pollution des eaux superficielles et souterraines. Leur efficacité globale da la gestion de ces risques est telle que TPI > TR > TAI > TC. Mais, ces mêmes pratiques ont contribué à réduire les biomasses aériennes produites et les rendements en maïs-grain da le se te1 que TPI e TR c TAI c TC. Les pertes d'azote par dénitrification pourraient mieux expliquer l'efficacité des pratiques de coervation da la réduction de h' minéral da le sol aii que celle des risques de pollution des eaux. Le développement des mauvaises herbes s'est révéle être une convainte majeure à l'utilisation des pratiques comportant les plantes intercalaires.

RÉsUMÉ LONG Le choix judicieux d'un système de culture peut améliorer la productivité du sol et réduire les risques de contamination des eaux. Cette étude a dvalué l'efficacite de quelques régies de production du maïs-grain da le contrôle des risques de pollution des eaux superficielles et souterraines par le phosphore et l'azote. Les traitements coistaient en une fertilisation azotée rnintrafe (N) et organique (L) et en 4 modes de travail du sol. Les lisiers de bovi (da le loam sableux) ou de porcs (da le loam limoneux) et le nime d'ammonium ont été utilisés comme sources d'azote da une culture de maïs-grain produite suivant le travail conventionnel du sol (TC), le travail réduit du sol (TR), en association avec une culture intercalaire (mélange de trèfle rouge et de fléole) suivie d'incorporation des résidus par le labour d'automne (TM) ou de printemps (PD. Les 8 combinaiso de traitements obtenues ont été distribuées selon un dispositif en blocs complètement aléatoires à 3 répétitio sur deux sols limoneux et sableux situés da la région de Québec et ce, de 1994 à 1996. Les traitements ou combinaiso de traitements suivants ont été comparés : N vs L ; TC vs TR TAI TPI (TC vs les travaux de coervation ou TCES) ; TR vs TAI TPI (TR vs les travaux comportant les plantes intercalaires ou Tinter) et TAI vs TPI. Les effets des traitements sur les risques de contamination des eaux de surface ont 6té estimés à partir des quantités de P et N dissous et particulaires traportées par érosion da les eaux de ruissellement durant la croissance du maïs. Leur impact sur les risques de pollution des eaux souterraines a été évalué par les teneurs en P Mehlich Ili (P Mm) et en N minéral da les couches 0-20, 20-40, 40-70, 70-100 et 100-120cm des deux sols, au printemps, au milieu de l'été et en début d'automne de chaque année. L'amélioration des paramètres physiques du sol (teneur en eau, masse volumique apparente. porosité. conductivité hydraulique saturée) a été évaluée l'automne de la 3ème année pour les couches 0-15, 15-30 et 30-45cm de chaque sol. Enfin, l'impact des traitements sur les taux de résidus, les biomasses des plantes intercalaires et du maïs a éte estimé respectivement après le semis, au milieu du mois d'août et Zt la récolte du maïs.

De façon genkrale. les lisiers ont gkncrc des pertes plus importantes de P et N tant sous leurs formes dissoute que particulaire par rapport au nitrate d'ammonium. Ces pertes sont cependant vanables de 1 à plus de 5 fois selon les a~ées, le sol, le nutriment et sa foxme da le ruissellement. De même, les lisiers ont augmenté les niveaux de P Mehlich III et des nitrates da la couche 0-20cm des deux sols par rapport au nitrate d'ammonium. Da cette couche, des accroissements moye annuels de P Mehlich III de 4% et 738 ont étt obtenus, à la mi-saison, respectivement pour les loar sableux et limoneux. Da la même couche, le lisier de bovi a généré plus de NO3-N que N et augmenté de 6 fois le Na-N da la couche 100-120cm. Le lisier de porcs a augmente les nitrates da chaque couche de sol. Les lisiers n'ont pas amélioré les paramètres physiques des deux sols par rapport au fertilisant minéral. Ils ont réduit le rendement en maïs-grain en années pluvieuses et l'ont maintenu égal ou supérieur à celui du nitrate d'ammonium en année plus sèche. Il en a été de même des biomasses aériennes produites. Les travaux de coervation des eaux et du sol (TCES) ont généralement réduit les risques de pollution des eaux de surface en comparaison avec le travail conventionnel (TC). Rs ont réduit de 508 le P total pmiculaire et le N total particulaire da les loams sableux et limoneux et réduit le P Mm de 119 et 48kg P ha" sur 120cm de profondeur da les deux sols respectifs. A la période critique de la mi-saison, ils ont réduit de 24% et 23% le P MIII et baissé de 28 et 304 les nitrates da les deux sols respectifs par rapport à TC. Les TCES augmentent cependant le Nb-N da le loam sableux en comparaison avec TC. Ces pratiques ont amélioré de 16% la conductivité hydraulique saturée du loam sableux, augmenté sa porosité d'aération, sa porosité totale et diminué sa masse volumique apparente. Cependant, elles ont rtduit de 158 et 37% les rendements en maïs-grain respectivement en 1995 et 1996 da le loam sableux et de 20% A chacune de ces deux années da le loam limoneux. Par rapport à TR, les pratiques culturales comportant les plantes intercalaires (Tinter) ont entraîne, par érosion, des pertes de sol et de nutriments du sol variables selon l'année, l'ion coidéré et sa forme da le ruissellement. En 1996, elles ont reduit de 138g ha-' le P MID et de 1362g ha-' le P total particulaire da le loarn sableux et accru de 517g ha" le N total perdu da les sédiments. Da le loarn limoneux, elles ont

gcncré des pertes supérieures à ceiles issues de TR. Elles ont augment6 de 10% la teneur en eau de la couche 15-30cm du loam sableux et m Iioréla macropomsitc d'aeration et de tramission, la conductivitt hydraulique saturée aii que la porosite totale de certaines couches du loam limoneux. Eiies laissent 45 et 24%de résidus contre 65 et 54% pour TR da les deux sols respectifs. Sous Tinter. les plantes prc5event en moyenne 28kg N et 3kg P ha-' de plus que ceiles sous TR. Enfin, TPI réduit toutes les pertes par érosion en comparaison avec TAI da les deux sols. Ce traitement minimise la migration de P Mm et NO3-N da le sol. Des réductio moyennes de 30% ont été obtenues pour les nitrates sous TPI da les deux sols. 11 réduit le P MIII da Ia couche 100-120cm de loam sableux et y augmente le N&-N. Cependant, TAI (vs TPI) a augmente de 14 et 22% la teneur en eau du sol, réduit de 7 et 8% la masse volumique apparente des couches 15-30 et 30-45cm du 10sableux et augmenté la conductivité hydraulique saturée da la couche 15-30cm du loam limoneux. TPI laisse cependant 5 5 8 et 7% plus de résidus à la surface du sol après le semis que TAI. Mais il diminue les rendements en maïs-gain en comparaison avec TAI. Aii, le lisier accroît les risques de pollution des eaux alors que son effet comme fertilisant est variable avec les conditio pluviométriques par rapport au nitrate d'ammonium. k s effets moye des TCES réduisent les risques de pollution des eaux tout en améliorant certaines caractéristiques physiques du sol. Aii, par rapport à la gestion de la qualité des eaux, un ordre d'efficacité global peut être établi pour les nitrates et le P disponible tel que TPI > TR > TAI > TC. Mais, ces pratiques contribuent à réduire les rendements en maïs- grain aii que les biomasses aériennes produites da l'ordre tel que TPI < TR < TAI < TC. Le développement des mauvaises herbes s'est révélé être une contrainte majeure à l'utilisation des pratiques comportant les plantes intercalaires. L'immobilisation de P et de N minéral da la dégradation des résidus et les pertes d'azote par dénitrification pourraient mieux expliquer l'efficacité des pratiques de coervation da la réduction des risques de pollution des eaux par ces deux nutriments.

TABLE DES MA'MERES Page eœe REMERCIEMENTS eeeeoeeoeeoeeereœ~eemeeeœwo~eeœmee~oeœœeœœœœem~~œeeœeoe~e~e~meoœoœœeeœœeeeœœeœeeœeee~emœeeœeemem~-œ IU CHAPITRE 1: INTRODUCTION GÉM~RALE ET REVUE DE LITTÉIU~RE.-e.l 1.1. KTRODUCTION GENERALE.... 3 1.2. REVLIE GENERALE DE LITIERATL'RE... 5 1.2.1. Le phosphore et l'azote da l'environnement...... -5 1.2.1.1. Le phosphore da l'environnement.... 5 1.2.1.2. L'azote da l'environnement... 7 1.2.1.3. Les modes de traport du phosphore et de l'azote du sol da les eaux... 9 1.2.2. La pluie et les paramètres physiques du sol da la pollution des eaux... 1 1 1.2.2.1. La pluviométrie....... 1 1 1.2.2.2. Les caractéristiques physiques du sol....... 12 1 2.3. Impact du travail du sol sur la pollution des eaux superficielles et souterraines.... 14 1.2.3.1. Effet du travail du sol sur les pertes de sol et de nutriments du sol.... 14 1.2.3.2. Impact sur la biochimie du sol et la distribution des nutriments.... 15 1.2.3.3. Impact de la nature des fertilisants da la gestion du sol et de l'eau... 16 1.2.3.4. Impacts des systèmes culturaux da la gestion de l'eau en milieu agricole.... 19 -

CHAPITRE II : MATÉRIEL ET ~~0~~~~~~ee~.eeoaaeeoeaœe-eeeweo.eoee-eeaa*.eœaœ-oœmoo~*.---ee25 2.1. D E S ~ ODES N S m... EXP~BEKTALX 26 2.2. LE DISPOS^ E X P ~ AET L LES...-.-.... 30 2.3. -ODES D'ANALYSES S T A ~... Q ~... 32 CHAPITRE III : EFFETS DES RÉGIES DE PRODUCTION DU MAÏs-GRAL! SUR L'ÉROSION DU SOL ET LA POLLUTION DES EAUX DE SURFACE**eee~eo.œ*-œe.--eea.e*34 RÉsUMÉ... 34 3.1. L~ODUCTION... 35 3.2. MATÉR[EL ET L~~~~~ SPÉC~QLES... 36 3.3. R~SL?ATS ET DISCUSSION... -38 3.3.1. Impact des traitements sur le volume d'eau de ruissellement et sur les sédiments... érodés 38 3.3.1.1. Effets des traitements sur le volume d'eau de ruissellement... 39 3.3.1.2. Effets des traitements sur les quantités de sédiments traportés par érosion... 41 3.3.2. Quantités et formes de P et N traportées da les eaux de ruissellement... 43 3.3.2.1. Influence des fertilisants sur les pertes de nutriments du sol par érosion... 46 3.3.2.2. Impact des sysdmes culturaux du maïs sur le traport de N et P da les eaux de surface par érosion et ruissellement... 48 3 A. CONCL~SION... -54 CHAPITRE IV: IMPACTS DE DIFFÉRENTES REGIES DE PRODUCTION DU M~Ïs-GRALV SUR LES RISQUES DE POLLUTION DES EAUX SOUTERRALIES. 55 RÉsUMÉ... 55 4.1. LNTRODUCTION... 56... 4.2. MAT'ÉRIEL ET MÉTHODES SPÉCIFIQLZS 58 4.2.1. Mesures de l'impact des traitements sur la migration de N et P da le profi1... 58 4.2.2. Méthodes d' andyses statistiques... -59 4.3. RESULTATS ET DISCUSSION... 6 0 4.3.1. Impacts des régies de production du maïs sur le P disponible da le sol... 60 4.3.1.1. Impact de la saison sur la distribution du phosphore da le profd... 60 4.3.1.2. Impact de la régie de fertilisation azotée sur le P disponible da le sol... 66

4.3.1.3. Impact des systèmes culturaux sur le P disponible da le profd... 70 4.3.2. Impacts des systèmes de production du maïs-grain sur l'azote minéral du sol... 78 4.3.2.1. Effets de la saison sur l'azote min6ra.i da le sol....... 78 4.3.2.2. Effets des r gies de fertilisation azotée sur l'azote minéral da le sol... 85 4.3.2.3. Effets des pratiques culturaies sur l'azote minéral du sol... 89... 1 0 3 4.4. CONCLUSION CHAPITRE V : EFFETS A COURT TERME DES SYSTÈMES DE PRODUCTION DU MA~GRALN SUR CERTAINES PROPRIÉTÉS PHYSIQUES DU SOL... 106 RÉscMÉ....... 106 5.1. L ~ O D U ~... O N 107 5.2. L'viATÉRIEL ET.&&TH ODES SPECIFIQUES... 109 5.2.1. Mesures de l'effet des traitements sur les caractéristiques physiques du sol... 109 5.2.2. Méthodes d'analyses statistiques... 1 10 5.3. RÉSLZTATS Eï DISCUSSION... 1 1 1 0 5.3.1. Evolution da le temps des paramètres physiques du sol... II I 5.3.2. Effets des fertilisants sur les paramètres physiques du sol... 1 14 5.3.3. Effets des pratiques culturales sur les caractéristiques physiques du sol... 1 16 5.3.3.1. Effets des travaux de coervation et du travail conventionnel du sol... 1 16 5.3.3.2. Effets du travail réduit et des pratiques cornponant les plantes intercalaires... 12 1 5.3.3.3. Effets de la période de labour sur les qualites physiques du sol... 123 5.4. CO,~;CLUSION... 125 CHAPITRE VI : EFFETS DES SYSTÈMES DE PRODUCTION DU MAÏS-GRAIN.... SUR DIFFÉRENTS PARAM&TRES DE LA RELATION SOL PLANTE 127 RÉsUMÉ...,.... 127 6.1. INTRODUCTION... 128 6.2. MATERIEL ET METHODES SP~CIRQUES...... 130 6.2.1. Mesure de l'impact des traitemenrs sur les paramètres de production... 130 6.3. ESULTATS ET DISCUSSION... 131 6.3.1. Productivitks des différents systèmes de production du maïs-grain... 131

xii 6.3.1.1. Le taux de couvemire du sol par les résidus de culture... 131 9 6.3.1.2. Les taux d emergence du mais... 1 33 6.3.1.3. Les biomasses veggtales aériennes sèches des plantes intercalaires... 135 6.3.1.4. Les biomasses végbtdes a6rie~es du maïs (tiges, spathes et rachis)... 136 6.3.1.5. Effets des traitements sur le rendement en mas.grain... 140 6.3.2. Impacts des traitements siu les prélèvements de P et N par les biomasses aériennes des cultures... 143 6.3.2.1. Prélèvements des nutriments du sol par les plantes intercalaires... 143 6-3-22 Les exportatio totales de N et P par les biomasses aériennes totales... 145 CHAPITRE M : CONCLUSION GÉE~ÉRALE... 151... 7.1. LWACTS AGRO.EhWRONh(2,~ \TALX L&s À LA N.4TUX.E DC FER'ITLISh\T 152 7.2. Ems DES TRAVAL. DE COSSERVA710-i DES EALX ET DU SOL (TCES)... 152 7.3. EFFETS CO.W&S DE LA CL'LTL'RE OITERCAL~E ET DU TR~VAIL RÉDLTT DL SOL... 153... 7.1. LWAC~ AGRO-E*VIRO~~ME\T i ~. DE LA PÉRIODE DE L4BOLR 154 7.5. SO-WMAIRE ET RECO,W~WATIONS... 155... I REFERENCES CITÉES 157 ANNEXES... 187 ANNEXES B : DoNNÉEs RELATIVES AUX RISQUES DE POLLUTION DES EAUX DE SURFACE PAR EROSION DE P ET N... 191 ANNEXES C : DoNNÉEs RELATIVES AUX RISQUES DE POLLUTION DES EAUX SOUIFRRAIMS PAR LESSIVAGE DE P ET N... 195 ANNEXES D : DoNNÉEs RELATIVES AUX EFFETS DES TRAITEMENTS SUR LA QUALITÉ PHYSIQUE DES SOLS....... 705 ANNEXES E : DoNNÉEs RELATIVES AUX TENEURS DES NUTRIMENTS DANS LES sus VÉGÉTAUX... -208

xiii LISTES DES TABLEAUX Tableau 2.1 : Fertilité initiale du sol des deux sites expérimentaux... 2 6 Tableau 2.2. Caracté tiques texturaies des deux sois... 27 Tableau 2.3. Stabilité des agrégats da la couche O-2Ocm des deux sols (%)... 28 Tableau 2.4. Caractéristiques de conductivité hydraulique saturée et de porosité du sol... 28 Tableau 2.5. Précipitatio meuelles de neige et de pluie aux deux sites (en mm)... 29 Tableau 2.6. Apports annuels de phosphore (supertriple O. 46. 0) aux culutres... 31 Tableau 2.7. Dates de semis et de fertilisation en post-levée par année d'étude... 31 Tableau 2.8. Teneurs en N total et P total des Lisiers appliqués par année d'étude... 31 Tableau 3.1. Dates de mise en place du système collecteur par année d'étude... 37 Tableau 3.2: Influence des uaitements sur le volume d'eau de niissellement et sur les pertes. I de sol en sédiments erodes......... A0 Tableau 3.3: Analyses de variance des effets des traitements sur les pertes de P et de N da le Loam sableux.......44 Tableau 3.4: Analyses de variance de l'impact des traitements sur les pertes de P et de N da le loam limoneux... 45 Tableau 4.1. Dates d'échantillonnage et de suivi des nutriments da le sol... 59 Tableau 4.2: Synthèse des analyses de variance des résultats relatifs à P ~Mehlich III dosé da les profils des deux sols par année d'étude 6 1... Tableau 4.3 : Analyses de variance des effets saisonniers sur le P disponible da le loarn sableux... 63 Tableau 4.4 : Analyses de variance des effets saisonniers sur le P disponible da le loam limoneux... 64 Tableau 4.5: Analyses de variance des effets des travaux du sol sur le P disponible da le profil....... 71 Tableau 4.6. Analyses de variance des résultats de N minéral da le loam sableux... 80 Tableau 4.7. Analyses de variance des résultats de N minéral da le loarn limoneux... 81

xiv Tableau 4.8: Analyses de variance des effets saisonniers sur les nitrates da le Io= sableux......-...-......*...*..-.--.-..--.82 Tableau 4.9: Analyses de variance des effets saisonniers sur les nitrates da le loam limoneux.... -...---.--83 Tableau 4.10: Analyses de variance des effets des travaux du sol sur le N min6rai da le loam sableux.......--9 1 Tableau 4.11: Analyses de variance des effets moye des travaux du sol sur le N minéral da le loam limoneux.....,-.-.~-.~92 Tableau 5.1: Analyses de variance des effets de la profondeur sur les paramètres physiques du sol...-...,....-...lll Tableau 5.2: Effets des pratiques culturales sur les paramètres physiques du loam sableu... 1 17 Tableau 5.3: Effets des pratiques culturales sur les parameues physiques du loam limoneux. 1 18 Tableau 6.1 : Productivités des systèmes de production du maïs da le loam sableux. --......- 131 Tableau 6.2. Productivités des systèmes de production du mais da le loam limoneux.... 132 Tableau 6.3: Synthèse des analyses de variance des taux de résidus et d'émergence du maïs.133 Tableau 6.4. Résultats d'analyses de variance relatives aux biomasses intercalaires produites.....---. 135 Tableau 6.5. Résu1 tats d'analyses de variance relatives aux biomasses aériennes du maïs...- 137 Tableau 6.6. Résultats d'analyses de variance relatives aux rendements en mais-grain.... 140 Tableau 6.7: Exportatio de l'azote et du phosphore par les differents systèmes de culture. 144 Tableau 6.8. Analyses de variance des pr6lèvements totaux de N et P da le loam sableux. 146 Tableau 6.9. Analyses de variance des prélèvements totaux de N et P da le loam limoneux....,-...........,............................. 147

xv LISTE DES FIGURES. Figure 1.1: Le cycle du phosphore da le sol....... 5 Figure 1.2: Le cycle de l'azote da le sol......-..... -8 Figure 2.1 : Dispositif expérimental du site de Deschambauit.... 33 Figure 2.2 : Dispositif expérimental du site de Saint-Lambert.... 33 Figures 3.1: (a) Hauteurs d'eau de ruissellement et (b) pertes de sol sous forme de sédiments....,... 39 Figures 3.2: Effets combinés des traitements da le loam limoneux (a) Fum x (TR vs Tinter) et (b) Fum x (TAI vs TPI)........ -41 Figures 3.3: Effets des pratiques culniraies da les deux sols (a) TC vs TCES et @) TAI vs TPI... 42 Figures 3.4: Effets de fertilisants (Org/95 = organique/année, Mid96 = minérailannée) sur les pertes de nutriments du sol par érosion (a) en loam sableux et (b) en loarn Limoneux sous forme dissoute (dis) et particulaire (Np et Pp)....- Figures 3.5: Effets des interactio Fum * (TC vs TCES) da le loam sableux pour 1995: a/ Pertes en N dissous et b/ N et P particulaires (l'indice p de Np et Pp signifie particulaûe)...49 Figures 3.6: Effets des interactio Fum * (TR vs Tinter) da le lem sa5!eüx pour l'année 1995: (a) Pertes en Nb-N et N total dissous et @) en N et P totaux particulaires (l'indice p de Np et P, signifie particulaire)... 49 Figures 3.7: Effets des interactio Furn * (TAI vs TPI) da le loam sableux pour 1995: (a) Eléments totaux particulaires (l'indice p de Np et P, signifie particulaire) et (b) éléments N dissous....... 5 1 Figures 3.8: Effets des interactio Furn * (TC vs TCES) en 1996 : (a) da le loam sableux et (b) da le loam limoneux (l'indice p de Np et Pp signifie particulaire).... 5 1 Figures 3.9: Effets des interactio entre traitements en 1996 : (a) interactio Fum * (TR vs Tinter) da le loam limoneux; (b) interactio Fum * (TAI vs TPI) da le loam sableux.. (l'indice p de Np et P, signifie particulaire)....... 52 Figure 4.1: Distribution moyenne du phosphore disponible da le loam sableux par date? d'6chantillonnage et par année d enide... 60 Figure 4.2: Distribution moyenne du phosphore disponible da le loam limoneux par date 9 r?* d echantillonnage et par annee d etude.... 62

xvi Figures 4.3: Evolution du phosphore da la couche 100-L20crn (a) en loam sableux et (b) en Ioam limoneux......... -62 Figure 4.4: Variatio totales de P Mehlich sur 12Ocm de profondeur du sol: (a) da le -66 loam sableux; (b) da le loam limoneux....... Figure 4.5~ P disponible en fonction des fertilisants da le loam sableux...-68 Figure 4Sb: P disponible en fonction des fertilisants da le ioam limoneux.... 68 Figure 4.6: Effets des pratiques de coervation da la réduction de P disponible da le loam sableux.... 72 Figure 4.7: Effets des pratiques de coervation da la réduction de P disponible da le loam limoneux.....-...-...-..--72 Figures 1.8: Impact des pratiques culturales de coenration sur le P Mehlich III sur l2ocm de profondeur du sol (a) de loarn sableux et (b) de loam limoneux.... -73 Figures 4.9: Effets de TR vs Tinter da (a) la couche 100-12ûcm de loam sableux et (b) da la couche 0-20cm de loam limoneux.... 75 Figures 4.10: Interactio Furn x (TR vs Tinter) da le loarn sableux (a) en 1995 et (b) en 1996..,......,.,......-...-.-...--.........-...-...-... 76 Figures 4.1 1: Effets du labour printanier par rapport au labour automnal da le loam sableux pour les années (a) 1995 et (b) 1996.......-.. -...-...- 77 Figure 4-12: Effets moye de la saison et de l'année sur les nitrates da le loarn sableux... 79 Figure 4.13: Effets moye de la saison et de 1'annCe sur les nitrates da le loam limoneux..79 Figure 4.14: Effets de la nature de la fumure azotée sur la distribution des nitrates da le profil de loam sableux (N : nitrate d'ammonium et L : lisier).......... -86 Figure 4.15: Effets des fertilisants sur la distribution de N ammoniacal da le loam sableux 87 Figure 4.16: Effets des fertilisants sur la distribution des nitrates da le profil de loam limoneux......87 Figures 4.17: Accumulatio totales sur 120cm de profondeur du sol : (a) N ammoniacal da le loam sableux et (b) nitrates da le loarn limoneux.... 88 Figure 4.18: Effets des pratiques culturales de coervation sur les nitrates da le loam sableux............................................................... 90 Figure 4.19: Effets des pratiques culturales de coervation sur le Na-N da le loam sableux.......--.... 90

Figure 4.20: Effets des pratiques culturales de coervation sur NOs-N da le loam limoneux....,......-.---...-...,...-...-...-...-.......-.--....-93 Figure 4.21: Effets des pratiques culnirales de coervation sur le m-n en loam limoneux..-......, -...93...,..,..,........... *. -...... -...-...-.-. Figure 4.22. Interactio des travaux du sol avec la saison da le loam sableux....----.-..-...-.. 96 Figure 4.23: Interactio des uavaux du sol avec la saison da le loam limoneux...-...-...-...96 Figures 4.24: Evolution des nitrates da le Ioam Limoneux sous les effets combinés des fertilisants et des travaux de coervation des eaux et du sol (a) en 1995 et (b) en 1996....98 Figures 4.25: Impact des travaux de coervation sur les nitrates du sol da la saison de croissance (a) en Ioam sableux et (b) en loam limoneux....----..--..------gg Figure 4.26: Effets de la protection de contre-saison sur la teneur des nitrates da le loam limoneux....,.,..... -100 Figure 4.27: Effets de la période de labour sur la distribution saisonnière de NOj-N da le loam sableux... -......-... 102 Figure 4.28: Effets de la période de labour sur les nitrates totaux da le loam limoneux.... 102 Figure 5.1 : Évolution de la conductivité hydraulique saturée des deux sols de 1994 à 1996.. 1 12 Figures 5.2: (a) Masse volumique apparente des deux sols et (b) indices de porosité en loam sableux....,......-...,.,... 1 13 Figures 5.3: (a) Indices de porosité du loam limoneux et (b) teneurs en eau da les deux sols... 1 13 Figure 5.4: Effets des fertilisants sur certai paramètres poraux du loam sableux....-... 1 14 Figure 5.5: Effets des fertilisants sur les indices de porosité du loam Limoneux....-... 115 Figures 5.6: Interactio entre les traitements pour: a/ la masse volumique apparente en loam sableux. bl la conductivité hydraulique satude en loam limoneux...... 1 19 Figures 5.7 : Effets des pratiques de coervation al sur la conductivité hydraulique saturée et b/ sur la porosité d'aération da le loam sableu... -.--.... 120 Figures 5.8: Effets des pratiques de coervation a/ sur la conductivité hydraulique saturée et b/ sur la porosité d'aération da le loam limoneux.... 120 Figures 5.9: Indices de porosité par couche de sol : (a) en loam sableux et (b) en loam Iimoneux......,......,....................,..........................122

Figures 5.10: Da le loam sableux: (a) teneur en eau du sol et (b) indices de porosité de la couche 30-45cm... 122 Figures 5.1 1: uidices de porositb du loam limoneux: (a) Pores i 0.300mm et (b) volume macroporal total........*.*...,.~...... 122 Figures 5.12: Effets de I'époque de labour sur I'espace poral (a) da le Ioam sableux et (b) da le Ioam limoneux...... 124 Figures 6.1: Effets des fenilisants sur la biomasse sèche totale aérienne du maïs (a) en loam sableux. (b) en loam limoneux...... 137 Figures 6.2: Effets des travaux du sol sur la biomasse du maïs (a) TC vs TCES; (b) TR vs Tinter da le loam sabieu....,.,..., 138 Figures 6.3: Effets des fertilisants sur les rendements en maïs-grain (a) en loam sableux et (b) en loam limoneux.. 1 41...... Figures 6.4: Effets de la période de labour sur les rendements en maïs-grain: (a) en loam sableux et (b) en loarn limoneux... 142 Figures 6.5: Prélèvements totaux de nutriments da le loarn sableux: (a) l'azote et (b) le phosphore.... 146 Figures 6.6: Prélèvements totaux de nutriments da le loam limoneux: (a) l'azote et (b) le phosphore.... 147 Figures 6.7: Prélèvements d'azote sous différents travaux du sol: (a): en loam sableux et (b) en loam limoneux...,.,... 1 4 8

CHAPITRE 1 INTRODUCTION GÉNÉMLE ET REVUE DE LITTÉRATURE

1.1. INTRODUCTION GENERALE. Au Québec, la production agricole s'accompagne de problèmes de dégradation des terres et de pollution de I'enviromement Cependant, les pertes de sols par érosion sont très variables. Elles sont évaluées entre moi de 1 Mg ha-1 an-[ à plus de 17 Mg ha-1 an-' selon la pente du terrain et les systèmes de culture (Pesant et al., 1987; Dubé et al.. 1984). Des valeun de 12 à 49 Mg ha-[ ad ont été rapportées pour le maïs par Pesant (1984). Par ailleurs, on sait, ici comme ailleurs. que l'utilisation généralisée de fertiiisants. même à des doses agronomiques. génère des quantités résiduelles importantes de nutriments da le sol qui peuvent être traportées, par érosion et ruissellement, vers les lacs et civières dont elles provoquent l'eutrophisation et la poliution (Gangbazo et al., 1995; Hargrave et Shaykewich, 1997) ou qui migrent da le profil et engendrent la contamination des eaux souterraines (Heckrath et al.. 1995; Meek et al., 1995). L'impact estimé de toutes ces dégradatio atteindrait annuellement 1.3 milliards de dollars pour le Canada et plus de 100 millio de dollars pour le Québec (Wicherek et Laverdière, 1993). La mise en pratique des mesures agro-environnementales de coervation des eaux et du sol remonte au début des années 1990. L'Union des Producteurs Agricoles du Québec (1997). citant le Ministère de 1'Agriculture, de l'alimentation et des Pêcheries du Québec, signale qu'en 1993, seulement 13% des superficies occupées par les cultures annuelles (maïs, céréales, légumes et protéyineux). soit 116000 ha, étaient travaillés suivant l'un ou l'autre régime de coervation des sols et des eaux (travail réduit du sol et semis direct, essentiellement) alors que 63% des terres sous culture étaient "surfenilisées " même aux doses recommandées par le Coeil des Productio Végétales du Québec. L'importance de la charge en sédiments et en nutriments da les eaux de ruissellement (Dubé et al.. 1984; Pesant et al., 1987) aii que leur traport da les eaux souterraines (Claude et al., 1993; Gangbazo et al., 1992) paraissent lies à la période de l'année et à la nature des fertilisants. Da ce se, Gangbazo et al. (1995) ont observé que les pertes de m-n etaient plus élevées da les eaux de ruissellement et da le profil lorsque

l'application des fertiiisants était réalisée en automne. De plus, Kirby et Mehuys (1987) coidèrent que les sols que-cois sont très seibles il I'érosion au moment du dégel à cause de la persistence d'une couche de sol gelée en-dessous du sol de surface. L'importance des précipitatio au cours de cene période exerce des répercussio importantes sur les concentratio ultérieures des nutriments da le sol (Liang et MacKenUe, 1997: Liang et al.. 1991). Par ailleurs. la difficulté de stockage des quantités importantes de fimiers et lisiers produits da les régio d'élevages inteifs du Québec (à peu près 30 millio de m3 dont 6 millio provenant des lisiers de porcs), oblige les agriculteurs en appliquer de fortes doses sur leurs champs avant et après la saison des cultures (Gangbazo et al., 1995; Simard et al., 1995). Or. si ces effluents peuvent être efficaces (Sharpley et Sis& 1997; Paul et Beauchamp. 1993; Sharpley et al., 1993) pour remplacer les engrais minéraux et représenter une source d'économie pour le producteur aii qu'un moyen de restauration de la matière organique du sol (N'Dayegamiye et al.. 1997a). leur impact sur l'environnement et notamment sur la qualitt de l'eau est loin d'être maîtrisé (Gangbazo et al.. 1995: Sirnard et ai., 1995). Les régio de Québec et des Bois-Francs regroupent près de 30% des terres agricoles fertilisées avec ces engrais de ferme (UPA, 1997). Leur impact agro-environnemental sur la qualitt des eaux souterraines. lorsqu'ils sont appliqués conformément aux doses agronomiques sur des cultures comme le maïs, n'a pas encore été bien étudié surtout lorsqu'ils sont associés à différentes pratiques culturales. Aussi, en fonction de ce qui précède, les hypothèses suivantes ont été posées: - La fumure organique n'entraîne pas de pollution des eaux superficielles et souterraines supérieure à celle générée par la hmure minérale tout en maintenant les rende men ts des cultures. - Les pratiques culturales de coervation des eaux et du sol réduisent l'importance du volume d'eau de ruissellement et des sédiments traportés. Elles réduisent aussi les teneurs résiduelles des nutriments da le sol et leur impact sur les niveaux de pollution des eaux

superficieiies et souterraines. Elles maintiennent ou améliorent les rendements des cultures aii que la qualité physique des sols. - Les pratiques culturales cornponant des plantes intercalaires da les grandes cultures sont plus efficaces que le travail réduit du sol da la coervation du sol et la gestion de la qualité des eaux. - L'enfouissement des plantes intercalaires par le labour printanier est plus efficace que leur enfouissement par le labour d'automne da la gestion des sols et de la qualité des eaux. - La nature du sol influence la portée de l'impact de ces fenilisants et pratiques de travail du sol sur la pollution des eaux superficieiles et souterraines, tant sur les rendements des cultures que sur l'amélioration de la qualité physique des sols. L'objectif général de cette étude vise aii à établir le bilan des déplacements de l'azote et du phosphore da une culture de maïs-,& produite da la région de Québec sous l'influence de fertilisants minéraux et organiques associés à diverses pratiques culturales. Plus spécifiquement. 1'Ctude compare l'effet de deux sources de fertilisants azotés (lisier de porcs ou de bovi et nitrate d'ammonium) et de quatre modes de travail du sol (labour conventionnel en automne, labour automnal avec enfouissement de plantes intercalaires, protection de contre-saison par une plante de couvemire du sol et son enfouissement par le labour printanier et travail réduit du sol) aii que leurs interactio da Le contrôle de la pollution des eaux superficielles et souterraines par l'azote et le phosphore da deux Ioams sabieua et limoneux. Elle évalue l'impact de ces traitements sur les rendements en maïsgrain et sur l'amélioration des caractéristiques physiques des deux sols. Les résultats attendus de cette étude devraient permettre d'améliorer la gestion des eaux et du sol da les grandes cultures comme le maïs.

1.2.1. Le phosphore et I'azote da I'enviromement. 1.2.1.1. Le phosphore da l'environnement. Le cycle du phosphore da l'environnement est un système dynamique à I'évoiution duquel interagissent le sol, les plantes et les micro-organismes. Le phosphore total moyen du sol (600 mg P kg-') provient essentiellement de l'altération des roches, de la décomposition et de la minéralisation de la matière organique aii que des fertilisants phosphatés utilisés da la production agricole. Le système est aussi soumis ii des processus de rétention ou d'immobilisation da le sol, d'exportation par les plantes et de traport par érosion et lessivage. La figure 1.1 ci-après adaptée de Brady (1990) et Chauhan et al. (198 1) synthétise tous les processus intervenant da le cycle du phosphore au niveau du sol. 1 Nuages et pluies 1 Fertilisants P i Plantes Récoltes Animaux i & 1 Résidus. humus. Lisiers, composts A - i Figure 1.1 : Le cycle du phosphore da le sol (adapté de Brady. 1990 et Chauhan et al.. 198 1).

Le phosphore se trouve da le sot sous les formes minérale et organique (Gervy, 1970). Le phosphore minéral est essentiellement présent da la phase solide, soit adsorbé à la surface des oxydes de fer et d'aluminium, soit précipité (MW) sous forme de phosphates de fer (Fe- P), d'aluminium (Ai-P) et de calcium (Ca-P), soit occlu da les minéraux cristalli ou da les concrétio d'oxydes de fer et d'aluminium (P occlu) etlou sous forme de minéraux apatitiques (MPP). La phase liquide foimée essentiellement des io H?PO~- et HPO~'- (P labile) ne représente que rarement plus de 1 mg L" (Keeney et Wildung, 1977) et dépend du ph du sol. Le phosphore organique est formé de phosphore condeé (phospholipides), d'acides nuclëiques et surtout d'inositols phosphates (Black, 1968). Toutefois, à cause de la décomposition de la matière organique, des apports directs d'engrais phosphatés minéraux et organiques (fumiers et lisiers) et de la faible mobilité du phosphore da le profil, les horizo de surface sont généralement plus riches en phosphore (Steveon. 1986; Barber, 1983). Sous l'effet de la piuie, une partie de ce phosphore est arrachée et traportée da les eaux de ruissellement vers les lacs et rivières dont elle provoque l'eutrophisation et la pollution. Une autre partie est traportée da le profil et migre da les eaux souterraines. Mais la présence du phosphore da les eaux provient aussi de la décomposition des organismes aquatiques morts. Le phosphore se trouve da les eaux sous les formes dissoute et particulaire. La fraction dissoute (particules de diamètre c 0.45~) comprend le phosphore réactif dissous cotitué de H,PO,- et HPOa2-, le phosphore condeé à base de molécules complexes formées de liaiso P-O-P issues de composés organiques naturels ou de détergents et le phosphore organique dissous formé de complexes moléculaires ponant des liaiso P-O-C. Le phosphore particulaire comprend les fractio inorganique et organique. La fraction inorganique regroupe le P inorganique non apatitique adsorbé sur les minéraux de fer et d'aluminium et sur les minéraux nonapatitiques et le P inorganique apatitique contenu da les minéraux apatitiques. Le P inorganique dissous représente 308 du P total (Andraski et al., 1985). Il n'est pas toxique même aux conceniratio élevées da les eaux libres (Swiuer-Howse et Coote, 1984). Mais à des teneurs élevées, il est un élément majeur de leur eutrophisation (Heckrath et al., 1995; Krogstad et Lovstad, 1989; Culley et Bolron,

1983). Le phosphore est en effet l'élément majeur le plus limitant da la prolifération des végétaux mari. particulièrement des phytoplancto (Goltennann et de Oude, 1991). Les coéquences 6conomiques d'une telle pollution englobent, entre autres, les coûts de purification de l'eau et de restauration des réserves biologiques marines aii que ceux de draguage et de curage des cours d'eau (Uunk, 1991). La qualité de l'eau est devenue une préoccupation pemanente da beaucoup de pays da la mesure où des concentratio en phosphore soluble aussi faibles que 0.02 A 0.035 mg P L' I da les eaux de surface peuvent être coidérées comme des limites critiques pour la non- prolifération des algues (Korentager et al.. 1991; OECD, 1982). Pour sa part, l'agence américaine de protection de l'environnement fixe le seuil acceptable à 0.1 mg P soluble par litre (McDowell et al., 1989) alon que la teneur maximale en P inorganique admise au Canada pour l'usage public de l'eau est de 0.065 mg L*' (Phillips et al., 1982). Des études menées au Québec évaluent la charge annuelle de P total traportée da les eaux de ruissellement entre 0.03 et 2.80 kg P ha-' (Bernard, 1984). Des teneurs en P dissous et particulaire supérieures à lmg P L" ont été obseniées da les eaux des rivières (Sirnard et al., 1995). 1.2.1.2, L'azote da l'environnement. Le sol contient en moyenne 1400 mg kg-' d'azote (Lindsay, 1979). Cependant. Smith et al. (1977) et Smith et Young (1975) ont mesuré jusqu'à 4000 mg N total Kjeldhal kg''. L'azote du sol provient essentiellement de la décomposition de la matière organique (Steveon. 1986; Tisdale et al.. 1985) dont il cotitue 5% en poids, des apports d'engrais azotés da la production agricole. de l'atmosphère (qui en contient 79% en volume), de la fixation biologique au niveau de certaines plantes en symbiose avec des micro-organismes spécialisés. La figure 1.2 schématise le cycle de l'azote da le sol d'après Brady (1990) et Tisdale et al. (1985). L'azote total du sol se trouve sous les formes organique (plus de 95%) et inorganique (moi de 5%). L'azote organique provient de la décomposition de la matière organique. II se trouve pour 50% (Tisdale et al., 1985) Zi 75% (Barber, 1984) da les

composés amino-acides et les hexosamines. Le reste se trouve sous des formes non encore identifiées. L'azote inorganique ou minéral provient essentiellement de la minéralisation de l'azote organique. apparaît principalement sous les formes de m' et NO3-, cette dernière forme etam plus abondante et plus absorbée par les plantes que la première. L'azote minéral se trouve da le sol soit à l'état dissous da fa solution du sol (m+, NO3-, NOi), soit à l'état adsorbé sur les minéraux argileux et les autres sites d'échange (NI&'). gazeux (N,, N20, NO, NO?, MI3). soit enfin à l'état minérales <A, Lessivage \-' Figure 1.2: Le cycle de l'azote da le sol (adapté de Brady. 1990 et Tisdale et al.. 1985). La minéralisation, dont la nitrification est la phase ultime. est un processus par lequel l'azote organique est trafomé en azote mineral par les micro-organismes du sol. L'immobilisation est le processus inverse par lequel I'azote minéral du sol (NO3' et N&') est reconverti en azote organique par les micro-organismes du sol (Brady, 1990). Seul l'azote minéral. surtout le NO3-N, est susceptible de migrer da le profil par uapon de masse et

par diffusion (Steveon, 1986; Tisdde et al., 1985). Le m -N, lié au complexe adsorbant du sol, migre moi facilement. Flanagan et Foster (1989) ont mesuré de 0.03 0.12 kg N03-N ha1 da les eaux de ruissellement en conditio de pluie simulées don que McDoweII et al. (1984) en ont dose en moyenne 17.8 kg de N03N ha" an-' (sur 6 a) en conditio naturelles. L'azote da I'eau peut également provenir de l'atmosphère sous forme de Nz et HN03 da les eaux de pluie acides (Smith et al., 1990; Steveon, 1986). L'azote minéral. surtout l'ion nitrate, participe, au-del8 d'un certain seuil, à la poilution des eaux (Steveon, 1986). A l'inverse du phosphore, l'ion NO3- en concentration élevke da l'eau de coommation, est toxique pour l'homme (surtout pour les enfants de moi de 3 a) chez qui il provoque la méthémoglobinémie. Il est également toxique pour les animaux (Appelo et Postma, 1993; Domenico et Schwartz, 1990). Aussi, les normes admises pour l'eau de coommation humaine sont de 10 mg N L-' ou 45 mg NO, L-' et de 0.5 mg NH,' L-[ (Smith et al., 1990). Pour les besoi du bétail et des poisso. ces normes sont de 100 mg NO,- L-' et de 2.5 mg NH,' L" (Sharpley et al.. 1987). 1.2.1.3. Les modes de traport du phosphore et de l'azote du sol da les eaux. Le phosphore est traporté da les eaux de ruissellement à l'état dissous mais aussi et surtout sous forme particulaire (Hargrave et Shaykewich, 1997; Smith et al., 1993; Flanagan et Foster, 1989). Le P dissous représente 30% du P total ruisselé et est cotitué à 85% de P inorganique. De façon générale, le phosphore dissous est traporté avant le P particulaire (Klaine et al., 1988). Yli-HalIa et al. (1995) et Sharpley (1995) ont cotaté qu'en conditio naturelles, le P dissous da les eaux de ruissellement provient essentiellement de la désorption du phosphore du sol sous l'action des pluies etfou des eaux de dégel. Sa concentration da les eaux dépend de la nature du sol (Mozaffari et Sims, 1994), de la teneur en P disponible du sol de surface (Sharpley, 1995; Sirnard et al., 1994) et de la quantité d'engrais P appliquée (Korentager et al., 1991 ; Miller et ul., 1982). Le taux maximal de P dissous dosé da les eaux de ruissellement se situe au printemps et à l'automne (Smith, 1987). R dépend de la date et de l'importance du premier événement pluvieux survenant après I'application de fertilisants phosphatés (Truman et al., 1993). Linde et Watsche (1997)

ont cotaté, 8 heures après des apports de 4.9 g N et 0.3 g P m-2 en conditio irriguées, que 11% de P et 2% de N appliqués étaient traport& da les eaux de ruissellement pour 14% de P et 3% de N perdus da les eaux de lessivat. Le phosphore particulaire, v6hiculé adsorbé sur les fines particules d'argile (Logan, 1989), varie de 56 à 94% du P total traporté (Burwell et al., 1975; Kronvang, 1990; Switzer-Howse, 1982) et représente en moyenne 70% du P total ruisselé. De même, l'azote est perdu da les eaux de ruissellement sous les formes soluble et particulaire (Shapley et al., 1987). Mais, l'azote minéral dissous, particulièrement le NO,- NT n'est important da le ruissellement qu'à la suite d'un orage survenant après l'application d'engrais azoté (Smith et al.. 1988) ou, lorsque la présence da le profil d'un horizon induré ou lourd, limite le taux d'infiltration (Smith et al., 1993; Lehman et Ahuja, 1985). L'azote particulaire est sous les formes de MI,-N adsorbé ou d'azote lié 2 la matière organique. A la différence du phosphore, il est plus corrélé au C total véhiculé da le ruissellement qu'il ne l'est à la fraction argileuse de celui-ci (Bolton et al., 199 1 ; Flanagan et al., 1988). Des pertes -1-1 de N particulaire de l'ordre de 20 kg ha an ont été mesurées (Smith et al., 1993). Par ailleurs. Le uaport de solutés da le sol par infiltration et drainage se fait par l'eau, des processus d'advection-dispersion (Domenico et Schwartz, 1990). par chélation et par adsorption sur les minéraux ou sur la matière organique (Polglase et al, 1992a et b; Lund et Fobian. 1991). Pour le phosphore, Simard et al. (1995) indiquent que le phosphore labile organique migre da le sol beaucoup plus facilement que le phosphore labile inorganique. Cependant, l'azote minéral est le nutriment du sol le plus lessivé, particulièrement le NO,-N est facilement entraîné en profondeur par les eaux de pluie (Smith et al., 1993; Smith et al., 1990). Alberts et Spomer (1985) et Hubbard et Sheridan (1983) ont cotaté que plus de 85% de tous les nitrates étaient perdus par divers écoulements souterrai. L'azote ammoniacal peut être adsorbé sur les complexes d'échange et traport6 sous forme de N particulaire.

12.2. La pluie et Ies paramètres physiques du sol da la pollution des eaux. 1.2.2.I. La pluviométrie. Lérosivit6 de la pluie dépend beaucoup plus de son inteité et de sa durée que de la quantite d'eau cumulée sur une période donnée (Sharpley, 1985a; Niwat, 1985; Ahuja et al., 1982). Da ce se, les pertes les plus importantes en sédiments et en nutriments du sol sont associées aux pluies orageuses (Monke et ai., 1981). A ce propos, Hubbard et ai. (1982) ont mesuré, au cours d'un orage, une charge de sddiments représentant 64 à 86% des pertes totales enregistrées sur 2 a. Kronvaug (1990) a relevé que 90% des pertes meuelles de P particulaire survenaient lors des orages. Toutefois, à une pluviométrie périodique cumulee élevée correspondent généralement d'importantes pertes de sol par érosion (Warrington et ai., 1989). L'érosivité de la pluie -donc l'érosion du sol - se trouve réduite par le taux de couvemire du sol (van Vliet et al., 1997). Aii, Sturgul et al. (1990) ont obtenu avec un taux maximal de couverture du sol de 93% par la luzerne (Medicago sariva L.), une réduction des pertes de sol de 964 par rapport au sol nu. Toutefois, ces auteurs signalent que les risques de ruissellement et d'érosion restent très élevés avant l'établissement et le développement de la couverture du sol. Les pertes de sol et de nutriments du sol par érosion sont plus élevées lorsque la pluie tombe sur un sol déjà humide (Deizman et al., 1989). Pour deux pluies de même inteité, ces auteurs ont cotaté près de deux fois plus de pertes de sol Liées à la pluie tombant sur le sol humide que par celle agissant sur le sol sec (1894 kg ha-' contre 1093 kg ha-', respectivement). La migration en profondeur des nutriments du sol est étroitement liée i'î celle de l'infiltration de l'eau, elle-même fonction de la pluviométrie périodique cumulée (Shipitalo et Edwards, 1993; Le Bissonnais et Singer. 1993 et Simon et Le Corre, 1988 et 1989) et de l'état hydrique du sol (Massee, 1990; Jaynes et Rice, 1993). Elle résulte à la fois du potentiel d'infiltration du sol et de l'environnement climatique (Smith et Cassel, 1990) que définissent

les précipitatio moyennes meueiles et l'évapotrapiration potentielle (ETP), le lessivage ayant lieu lorsque I'ETP est inf&ie~re aux pr6cipitatio. De plus. la migration du front d'humidité du sol depend de la pluie et des methodes de travail du sol matin et Lowery, 199Ia et b). Ces auteurs ont observé une migration plus rapide et plus profonde (au-delà de 90 cm) du front d'humidité pour des orages de plus de 20 mm agissant sur les sols où le travail reduit et le semis direct ont été réalisés. Pour des orages déversant entre 5 et 15 mm de hauteur d'eau, la migration du front dthumidit6 a été plus rapide da le semis direct mais moi profonde (jusqu'à 60cm). Johon et al. (1984) expliquent cela par un meilleur pouvoir d'emmagasinage de I'eau et par la présence d'un plus grand nombre de macropores liés?t de telles pratiques. Par co6quent' les pertes par lessivage sont plus grandes en période de repos du sol et moindres quand celui-ci porte une culture en croissance (Shipitalo et Edwards, 1993; Mam et al., 1991; Simon et Le Corre, 1989). Kamukondiwa et Bergstrom (1994) sont cependant anivés à une conclusion inverse seion laquelle les pertes de nitrates les plus elevées sont observées en conditio d'été humide. Toutefois, la teneur en azote du sol pendant l'été semble reliée à la quantité des précipitatio hivernales précédentes (Liang et al.. 1991), ces auteurs ayant cotaté que de faibles précipitatio pendant l'hiver généraient des accumulatio plus importantes de NO3-N da le sol pendant l'été et inversement. 1.2.2.2. Les caractéristiques physiques du sol. Les mécanismes d'érosion, de ruissellement et de lessivage débutent da une mince couche de sol appelée "épaisseur effective d'interaction" da laquelle le degré d'interaction eau / sol est identique à celui existant à la surface de contact entre ces deux milieux (Sharpley, 1985b; Haith et al., 1984). Elle abrite les différentes phases du processus d'érosion (détachement, mise en suspeion et traport des particules du sol) et est une fonction directe de I'inteité et de la durée de la pluie (Wallach et ai., 1988). de la pente (Ahuja, 1990; Sharpley. 1985a). de la nature du sol (Ahuja, 1990; Snyder et Woolhiser, 1985) aii que du degré de couverture de ce dernier (Ahuja et al., 1982).

Par ailleurs, l'espace poral du sol définit l'eemble de pores dont la nature, la taille et la forme déterminent la dynamique spatiale et temporelle de la stnictwe du SOI (krdour et al. 1993). Il comprend la macroporosité (pores de diamètre supérieur à 5 0 ~ et ) la microporosité (pores de diamètre inférieur & 50p) du sol (Greenland, 1977). De plus. Stengel (1979) identifie la porosité textu.de comme celle qui découle de l'arrangement des cotituants élémentaires de petits aggiomérats de sol de 2 à 3 mm de diamètre et la porosité structurale qui résulte des perturbatio mécaniques et hydriques du sol. La porosité stnichuaie comprend la porosité de retrait bée il la fissuration du sol lors des phénomènes de retrait et de gonflement des argiles, la porosité huamodale (intra-mottes) cotituée par tous les vides résultant du regroupement de plusieurs agrégats de base et la porosité intermodale (inter-mottes) qui définit les vides entre les mottes formées lors des travaux de labour (Chrétien, 1986). Selon leur fonction, Caner (1991) distingue la rnacroporosité d'aération (pores > 300p de diamètre), la macroporosité de tramission (pores de diamètre compris entre 300p et 50p) et les micropores ou pores-magasi (diamètre entre 5 0 et ~ le). La conductivité hydraulique mesure la capacité du sol à véhiculer l'eau da le profil alors que ses caractéristiques de rétention expriment sa capacité à emmagasirer l'eau (Klute et Dirksen, 1986). Elle dépend beaucoup plus de l'importance des macropores (Logsdon et al., 1990). Da ce se, Edwards et al. (1988) ont observé que même à une faible pluviométrie, l'eau se déplace rapidement à travers les macropores verticaux et continus (généralement laissés par les vers de terre et appelés biopores). Par ailleurs, le traport préférentiel de l'eau et des nutriments dissous à travers les macropores a été longtemps sousestimé (Roseberg et McCoy, 1990). Or, en accélérant le trafert des nutriments et pesticides véhiculés de la surface vers les horizo inférieurs du profil, il limite les possibilités de leur adsorption et de leur dégradation da le sol et aggrave les risques de pollution des eaux souterraines (Caron et al., 1996; Singh et Kanwar, 1991). La finesse des agrégats du sol de surface peut réduire le traport des contarninants da les eaux de surface et l'augmenter da le profil par les macropores (Ahuja et al., 1993).

Da ce se, Heathman et al. (1995) ont observt, da une enide sur le traport des contaminants da une colonne de sol en conditio de pluie simulée, qu'en l'absence de macropores, les agrégats de surface pouvaient réduire la migration des contaminants da le profü et l'augmenter da les eaux de ruissellement, et ce. d'autant plus que le substrat était pré-humidifié. Par contre, en présence de macropores, les petits agrégats en suspeion da l'eau sont piégés da ces derniers d'où ils sont euite entraînés da les couches inférieures du sol da lesqueiles ils libèrent les produits chimiques traportés. Wilson et al. (1991) soulignent par aillem que le lessivage des nitrates est plus importmt en semis direct que da le labour conventiomel à cause du flux préférentiel résultant du nombre plus élevé de macropores conformément aux observatio antérieures de Edwards et al. (1988) sur le sujet. Mais. Kanwar et al. (1985) ont comtat6 qu'une légère pluie survenant après l'application de fertilisants favorise le déplacement de ces nitrates da les micropores da lesquels ils migreront moi facilement da le profil sous l'influence des pluies ultérieures plus importantes. 1.2.3. Impact du travail du sol sur la pollution des eaux superficielles et souterraines. 1.2.3.1. Effet du travail du sol sur les pertes de sol et de nutriments du sol. Le travail conventionnel homogénéïse la couche arable du sol et ramène en surface le sol des horizo inférieurs généralement plus riches en matériaux argileux mais plus pauvres en capacité de rétention en eau et en éléments nutritifs. Il induit une plus grande rugosité du sol, augmente l'infiltration da la couche travaillée (Meek et al., 1992) et diminue le ruissellement en fonction de la taille des mottes de terre retournées (Johon et al.. 1979). Hill (1990) et Freebairn et al. (1989) signalent que le labour augmente la porosité totale du sol de la couche labourée mais qu'il détruit les biopores respoables de la continuité des conduits poraux du profil (Logsdon et al.. 1990). A l'inverse, les régimes de non-iabour et de travail réduit du sol préservent la macroporosité du sol (Shipitalo et Edwards, 1993; Edwards et al., 1988), coervent son humidit6, réduisent sa compaction et améliorent sa conductivité hydraulique (Dick et al., 1986; Blevi et al., 1983). Toutefois. le maintien des

macropores accroît le flux de lessivage de I'eau et le traport des produits chimiques hydrophiles vers les eaux souterraines (Granovsky et al.. 1994). Le travail réduit du sol et le semis direct diminuent de façon marquée les pertes annuelles de sol et de nutriments (Lal, 1994; Smith et al., 1991; Gold et Loudon, 1989) et les pertes par percolation (Angle et al., 1989). Da ce se, Hiii (1993) a observé un volume de ruissellement en champ de 6 à 7 fois moi élev6 sous le régime de non-labour que sous celui de labour. Angle et al. (1984) ont mesud 9 fois moi de volume d'eau ruisselée sur des bassi-venants exploités en semis direct de maïs que sous ceux labourés conventionnellement. Les pertes de solides dissous étaient 29 fois moi élevdes da le premier que da le second cas. D'autres études ont confii ces résultats (van Vliet et al., 1997 et 1993; Hill, 1993; Mostaghimi et al., 1988). Soileau et al. (1994) ont cependant mesuré un volume d'eau ruisselé pius important da le vavail réduit du sol que da le travail conventionnel mais la charge en sédiments était plus faible. A Lennoxville au sud du Québec, le semis direct de maïs en sols sableux, après la destruction d'une prairie de luzernemil à l'herbicide, a réduit de 92% et 64% respectivement les penes de sol et le volume du ruissellement et de 94% et 73% respecuvement les pertes en phosphore total et en potassium par rapport au travail conventionnel du sol (Pesant et al., 1987). Les quantités totales de sol érodées ont été de 3.9 Mg ha-1 pour le sol sous semis direct contre 51 Mg ha-' pour celui sous le labour conventionnel sur une durée de trois a. 1.2.3.2. Impact sur la biochimie du sol et la distribution des nutriments. Le labour conventionnel assure une répartition spatiale plus ou moi homogène des éléments minéraux peu mobiles da la couche labourée du profil et réduit d'autant la variabilité spatiale de ce dernier (Roger-Estrade, 1991; Robbi et Voss, 1991). II accélère les penes de carbone et la minéralisation nette du phosphore et de l'azote (Lamb et al., 1985; Stewart et Bettany, 1982). Elliot et al. (1986) et Cochran et al. (1980) signaient cependant que le NO,-N minéralisé sous le labour devient rapidement sujet au lessivage que le NO,-N produit en non-labour tel que confié plus tard par (Meek et al. 1995). A l'inverse du

labour conventionnel, le travail réduit du sol et le semis direct am6iiorent les qualites physiques et biochimiques du sol (Karlen et al., 1994; Haviin et al., 1990; Dick et al., 1986). A long terme. elles conduisent cependant & une stratification verticale du phosphore avec un enrichissement prononcé da les cinq premiers centimetres du sol (Robbi et Voss, 1991; Blevi et al., 1983). Beke et al. (1994) ont observé que le phosphore disponible était confiné aux 30 premiers centimètres du sol alors que des teneurs maximales en NO3-N s'observaient sous la rhizosphère quel que soit le système cultural. Aussi, bien qu'elles assurent des conditio humides favorables A la nitrification et à l'absorption minérale des plantes (Acharya et Sharma, 1994), les pratiques de coervation des eaux et du sol favorisent le lessivage de l'azote minéralise da un pmfd moi perturbé (Sharpley et al-, 1987). Mais, l'humidité élevée du sol qu'elles créent dilue les nitrates sous la zone des racines (Blevi et al., 1983) et y augmente la denitrifcation (Angle et al., 1989; Stdey et al., 1990). Cependant. Kanwar et al. (1985) ont dosé. à 150 cm de profondeur du sol, jusqu'à 29 kg ha-l de NO3-N lessivé en semis direct contre 122 kg NO3-N ha-1 en labour conventionnel. 1.2.3.3. Impact de la nature des fertilisants da la gestion du sol et de l'eau. Au Québec, l'industrie du porc génère annuellement $530 millio (MAPAQ, 1992) mais produit par ailleurs 6 millio m3 de lisiers (Thériault, 1983). Da certaines régio, la difficulté de stockage adéquat des quantités aussi importantes de lisiers a conduit les agriculteurs à se servir du sol de leurs champs comme site d'enfouissement naturel des déchets animaux (Simard et al., 1995; Gangbazo et al., 1995). Le Québec utilise par ailleurs 490000 tonnes métriques de fertilisants minéraux (DA, 1997), toutes sortes confondues. D'où toute l'importance des pollutio agricoles qui doit les accompagner (Supdla et al., 1995; Smith et al., 1993) et l'urgente nécessité d'y remédier. La saturation de la capacité de sorption du phosphore par le sol de surface découlant des apports répétés de lisiers (Sharpley et al., 1993 ; Mouaffari et Sir, 1994 et Campbell et al., 1986) conduit à la migration de ce nutriment da le sol et à la saturation des horizo inferieurs du profil (Breeuwsma et Silva, 1992). Ceci accroît les risques de traport et de contamination des eaux souterraines. Da

ce se, O'Hdoran (1993) a observé, une augmentation significative de P labile inorganique résiduel da la couche arable de deux sols sableux et argileux du Québec et de P labiie organique seulement da le sol sabieux suite il I'application de 170kg N ha-' provenant de lisiers de bovi et de 35 kg P ha-' d'engrais minéral en complément. Des ttudes conduites sur la poilution, par érosion et ruisseiiement. des cours d'eau tributaires des bassi-venants sur lesquels domine I'élevage du porc, ont révé16 des teneurs en P dissous et particulaire supérieures aux normes admises (Grimard, 1990; Simard et al., 1993). Ailleurs, on a observé des accumulatio de phosphore disponible jusqu'h 30 cm (Sharpley et al., 1993), jusqu'à 75 cm de profondeur (Mouaffari et Sims, 1994) et même jusqu'à plus de 90 cm (Chang et al., 1991). Chardon et al. ( 1997) ont observé que 70 et 90% du P total lessivé à partir du lisier de porcs appliqué respectivement en champs (da des bacs lysimétriques) et en laboratoire étaient sous forme de P organique dissous. Plus intéressant encore, le P organique dissous en champs était d'autant plus important que les concentratio de Cl- et de NO3- da le sol étaient plus faibles. Les auteurs concluaient que le phosphore était traporté lié au C organique. En effet, le P organique dissous représentait 10% da la couche de surface et 70% da la couche 70-80cm par rapport au P total. Zhang et MacKenzie (1997) ont cotaté, pour leur part, que les apports de 60 kg P ha-' par le fumier et de 44 kg P ha-' de P inorganique ont augmenté le P organique et le P labile inorganique du sol mais diminué sa teneur en P modérément labile. Par ailleurs. certaines études ont mis en évidence l'efficacité nutritionnelle des engrais organiques (fumiers et lisiers) par rapport aux engrais minéraux (Sharpley et Sisak, 1997; Paul et Beauchamp, 1993; Sharpley et al., 1993). Il s'avère que les prélévements de N par le maïs à partir des fumiers solides ou compostés se sont montrés inférieurs de 20 à 258 à ceux obtenus avec l'engrais minéral (Paul et Beauchamp, 1993) qui lui-même n'est absorbé qu'entre 35 et 60% de la dose appliquée (Tran et al., 1997 et 1992) et selon le mode d'application (Tran et al., 1997). Ces derniers auteurs ont cotaté que les quantités résiduelles de N non utilisées par le maïs da le loarn limoneux Le Bras de Saint-Lambert pouvaient varier de 27kg à 103kg N ha'. L'immobilisation de l'azote et les pertes possibles par dénitrification expliqueraient ces différences (Beauchamp, 1986). Au sud du Queoec,

Liang et MacKenzie (1997) ont observé que des pertes par dtnitrification pouvaient varier, entre avril et novembre, de 4 et 53 kg N ha*' dépendamment de plusieurs facteurs dont la température, la nature du sol et ses teneurs en eau et en ninates. Ces modificatio biochimiques entraînent une dgression rapide de l'azote inorganique du sol après l'application de la hure organique (Paul et Beauchamp, 1993) d'autant plus que l'elévation du ph du sol coécutive à I'oxidation de ses acides gras volatils au contact de l'air induit aussi des pertes par volatilisation sous forme de NH, (Baca et al., 1995; Paul et Beauchamp, 1989). MacKenzie et al. (1997) montrent que ces pertes restent élevées même pour les engrais azotés minéraux dont environ 1 à 2.1% ont été perdus par cette voie contre 4 à 26% pour le lisier de porcs comme le précisent par ailleurs Sommer et al. (1997). L'application à la volée de 150 kg N ha-1 combinée au labour conventionnel du sol a induit une augmentation de 26% des pertes de N par lessivage au-delà de 150 cm et seulement de 6% lorsque cette application était combinée au semis direct (Kanwar et al., 1985). En Alberta, Chang et Entz (1996) ont cotaté que des applicatio répétées de fiunien à la dose de 60 Mg ha-' ont entraîné un lessivage de 88 kg NO3-N au-delà de 150 cm de profondeur en confirmation des travaux antérieurs de Angle et al. (1993). Par ailleun, l'application en surface des fumiers, des boues et des lisiers organiques, sa leur incorporation. favorise la concentration du phosphore dissous da les eaux de ruissellement par rapport à Ieur incorporation par le labour (Deiman et al., 1989; Mueller et al., 1984; Baker et Laflen, 1983). Cependant, le semis direct a réduit de 404 et 25% respectivement les pertes de phosphore particulaire et de phosphore total par rapport au labour conventionnel (Deizman et al., 1989). Le délai entre la date d'application des engrais et le premier événement pluvieux qui la suit semble grandement influencer le traport des nutriments da les eaux de ruissellement. Da ce se, McDowell et al. (1980) ont observé, en conditio naturelles, des pertes plus élevées en NI&-N et NO3-N de 21 mg L-l et 28 mg L-1 respectivement da l'eau missellant sous un régime de semis direct de maïs par rapport au labour conventionnel, quand la pluie survenait 24 heures après l'application de l'engrais azoté. De même, 24 heures après l'application des fumiers, Edwards et Daniel (1993) ont observé, sous une inteité de pluie de loomrn h-l, que 18.71 de N total et 7.3% de P total

appliques étaient enaaînés da les eaux de ruissellement. D'autres études confirment que les fumures organiques accroissent la pollution des eaux par le biais de l'érosion et du lessivage (Chardon et al., 1997; Angle et al., 1993; Gangbazo et al., 1992) et qu'ils génèrent des pertes éievées d'azote par dt5nitrification (Fan et al., 1997; Paul et Zebarth, 1997) et volatilisation (Quian et al., 1997; Beauchamp, 1997; Baca et al., 1995). Ces diverses pertes contribueraient B réduire ltefficacit6 des effluents animaux sur les rendements des cultures fertilisées (Paul et Beauchamp, 1993) en comparaison avec les engrais minéraux. Cependant, quelques énides ont montré que leur épandage au printemps en post-levée pourrait contribuer à limiter, voire éliminer, le traport des nutriments da les eaux superficielles et souterraines (Gangbazo et al., 1995; Côté, 1992a et b). Mais, ce cotat reste à confirmer à l'échelle du Que%ec surtout lorsque ITen0&s de ferme est associé à divers modes de travail du sol. Par ailleurs, l'élévation de la température en mai, juin et juillet améliore l'activité microbienne et l'absorption azotée par les végétaux qui croissent (Géron et al.. 1993). En début d'automne, la réduction de cette double action favorise la migration de l'azote résiduel da le profil du sol. Aii, les pertes par lessivage sont minimales entre janvier et juin, augmentent rapidement à partir de juillet pour atteindre leur maximum en septembre-octobre (Géron et al., 1993). Au niveau du phosphore. Nyborg et al. (1992) ont observé une variation du phosphore disponible en fonction de la saison et des rkactifs d'extraction. Leur conciusion fut que la concentration du sol en phosphore augmentait du début à la fin de I'automne, se maintenait en hiver et diminuait en été. Cette conclusion était cependant contraire aux résultats de Malhi et al. (1991) selon lesquels le phosphore disponible était à son bas niveau en automne et à son niveau élevé en été. 1.2.3.4. Impacts des systèmes culturaux da la gestion de l'eau en milieu agricole. Les pratiques de coervation du sol basées sur sa couverture par les résidus réduisent l'évaporation du sol (Campbell et al., 1993), ameliorent son taux d'infiltration (Sharpley et al., 1987), réduisent le ruissellement (Mostaghimi et al., 1988), stabilisent la température du

sol et augmentent la biomasse potentiellement min&disable (Unger, 1994; Clay et al., 1990). Baker et Laflen (1983) ont observé que l'application des résidus de mais a double le taux initial d'infiltration du sol, diminué de 32% le volume totai du missetlement et de 22% la charge totale de m-n et de PO4-P traportés. Cependant, ailleurs, cette application a augmenté la fraction de P disponible ruisselée (Barkas et al., 1978). De plus, le travail réduit du sol couplé à une couvemire de 20% de résidus de maïs en automne a entrain6 une réduction de 50% de la charge totale des sédiments traportés da les eaux de ruissellement et une amélioration importante du taux d'infiltration (Johon et Moldenhauer, 1979). L'application de résidus frais de taille d'arbres da un loam sableux exploité en maïs (N'Dayegamiye et Dubé, 1986) et en pomme de terre (Beauchemin et al., 1992) a conduit à la diminution des rendements de ces culnires en premiere année d'application à cause de l'immobilisation de l'azote et à leur augmentation les années subséquentes, suite la minéralisation nette des résidus incorporés. Cependant, la minéralisation de la matière organique est variable de saison en saison. Da ce se, Franzluebben et al., (1995a) ont cotaté que l'immobilisation de l'azote en automne était largement associée à une iinponante biomasse microbienne du sol. L'azote minéralisable pendant la saison de croissance est difficile à quantifier à cause de la difficulté persistante à prendre en compte les produits de la rhizodéposition comme les exsudats racinaires, les cellules mortes et les mucilages (Mary et al., 1993) de même que les autres apports organiques comme ceux des résidus de cultures (Franzluebbers et al., 1994 et 1995b). Reeves et al. ( liw) ont cotaté que le N minéral du sol sous le maïs était plus élevé avec l'engrais minéral qu'avec les résidus à la fin de la première saison et inversement au début de la suivante. Toutefois, dors que les nitrates sont plus importants au cours de la première saison, le N ammoniacal a été prédominant au cours de la seconde avec un accroissement concornmitant de C organique da le système de culture avec des résidus. Sur le plan physique, Bruce et al. (1992) ont observé, après 5 a d'étude sur les modes de travail du sol, que les apports de résidus de soja (Glycine mm I Men.) et de sorgho

(Smghwn bicolor L Moench.) combinés au travail du sol augmentaient la stabiiité des agrégats de 5346 et 44% respectivement en sites noa-labourcs et labourés. Mostaghimi et al. (1988) ont cotate que la combinaison des mdthodes de travail du sol et du taux de couvemire de celui-ci par les résidus a entraîné une baisse du taux de ruissellement et des pertes de sédiments mais qu'elle a. da le même temps, augmenté le taux de lessivage. L'utilisation des plantes intercalaires da la production agricole cotitue une alternative intéressante du système de production permettant B la fois de réduire l'érosion, d'améliorer la structure du sol et de satisfaire aux impératifs environnementaux (Hargrove, 1991; Frye et al., 1988; Frye et Blevi, 1989). Scott et Burt (1985) la defisent comme la croissance et le développement simultanés d'une culture principale (une céréale de grande culture, par exemple) et d'une plante intercalaire (une Iégumineuse ou une graminée) da le multiple but de protéger le sol contre l'érosion (Wollenhaupt et al., 1995; Sharpley et Smith., 1991), de réduire les nutriments résiduels du sol (Ball-Coelho et Roy, 1997) et prévenir leur migration da le profil (Wilson et al., 1991), de foumir une production fourragère supplémentaire (Wollenhaupt et al., 1995) et servir d'engrais verts pour le sol (Heichel, 1987) da le but ultime de coervation du sol. Poutala et Hannukkala ( 1995) ont observé que Trifolium resicpinatwn L. et Vicia villusu Roth. associées à plusieurs céréales de grande culture, ont accumulé respectivement 190 et 220 kg N ha'' da leurs biomasses aériennes respectives et 7 et 4 kg N ha-' da leurs biomasses racinaires. Bien avant eux, Kirchmann (1988) avait abouti à des conclusio similaires mais avec des valeurs plus importantes. L'efficacité de la plante intercalaire semble donc dépendre de la culture principale associée (Yoo et al., 1988) et de la nature du sol (Sharpley et Smith, 1991). La plante intercalaire favorise le développement de la microflore du sol laquelle contribue à l'immobilisation de Nb-N et NO3-N ou à la traformation, en conditio anaérobies coécutives à une plus grande humidité du sol, de NO3-N en m-n moi lessivable (McKeeney et al., 1993). Elle améliore le taux de matière organique du sol et réduit le développement des mauvaises herbes da la culture principale (Wollenhaupt et al., 1995; Frye et al, 1988). Mais sur ce dernier aspect, Poutala et Hannukkala (1995) et Claude et al. (1993) confirment le contraire.

Au Québec, la prédominance d'une couche de sol gei6e sous une couche de surface degelée au cours de la période de traition hiver-printemps augmente L'érodibilid des sols (Kirby et Mehuys, 1987). Aussi. la plante intercalaire pourrait assurer la protection du sol pendant cette période critique et limiter. en les absorbant, les teneurs résiduelies d'azote et de phosphore présentes da le sol (Soileau et al., 1994; SharpIey et Smith, 1991). Da ce se, Campbell et Zentner (1993) ont note l'efficacité du blé d'hiver da l'utilisation de l'azote résiduel du sol et l'avantage qu'il présente da la prévention contre la pollution. En Ontario et en conditio de pluie simulée, le régime de maïs intercale de &fie a réduit le ruissellement de 45 à 8746 (maximum de réduction en juin) et les pertes de sol de 46 à 78% (Wall et al., 1991). Cependant, l'incorporation des résidus de vesce (Vicia virosa Roth.) cultivée en intercalaire avec le maïs la saison précédente a augmenté la concentration de NO3-N da les 7.5 premiers cm du sol, 50 à 64 jours après le semis de maïs à l'année subséquente (Brown et al., 1993). De pius, tous les effets des résidus de plantes sur les phénomènes de minéralisation, d'immobilisation et de dénitrification ne sont pas bien connus (Aulakh et al., 1991). Mais, si la décomposition des résidus devait influer sur le niveau d'oxygène du sol, elle pourrait affecter la nitrification (Fazzolari et al., 1990; Paul et Clark, 1989: de Catanzaro et Beauchamp. 1986) tel que ceci a été vérifié et confirmé par McKenney et al. (1993). L'addition de matière végétale fraîche conduit à une surcoommation d'oxygène par des micro-organismes hétérotrophes (Gok et Ottow, 1988) et à l'apparition de microsites anaérobies qui stimulent les pertes d'azote par dénitrification et volatilisation ou par dissolution accompagnée, da ce cas, de ruissellement et de lessivage (Dowdell et al., 1979). L'incorporation par le labour conventionnel des résidus de plantes intercalaires accélère leur décomposition (Varco et al., 1993; Wilson et Hargrove, 1986). Da ce se, Varco et al. (1993) ont cotaté que plus de 77% de la masse de résidus de vesce produite avaient disparu 30 jours après leur incorporation par le labour contre 45% en système de semis direct. La décomposition de la plante intercalaire améliore la disponibilité des nutriments da le sol. Aii, la décomposition de la vesce velue et du trèfle rouge a respectivement apponé au sol l'équivalent de 112 kg N ha-1 (Mitchell et Teel, 1977) et de 90 à 100 kg N ha-1

(Ebelhar et al., 1984) pour la production du maïs en régime de non-labour. En g6néra1, les rotatio incluant les légumineuses génèrent un accroissement de la teneur en azote total et en azote disponible pour les plantes (Wani et al., 1994) d'autant plus devé que le sol présente une faible teneur en argile (Ja-Hammenneister et al., 1994). Cependant, Zhu et al. (1991) et Munawar et al. (1990) ont cotaté une diminution de la teneur en eau da les 15 premiers cm du sol après l'enfouissement du seigle (Secale cereale L) juste avant le semis du maïs. Les observatio antérieures dtutorno et al. (1987) vont da le même se. Toutefois, Frye et al. (1988) et Frye et Blevi (1989) ont observé que cette diminution disparaissait deux semaines après l'incorporation de la plante intercalaire. Mieux, la destruction de la plante de couverture 2 à 3 semaines avant le semis de la culture principale minimise l'impact de la diminution de la teneur en eau du sol sur cette dernière. contribue à sa nutrition azotée (Vigil et al., 1991) et en améliore le rendement (Munawar et al., 1990). A ce propos, l'enfouissement du paillis a permis une amélioration de rendement du maïs de 500 kg ha-1 correspondant à une économie monétaire équivalant au coût de 50 à 120 kg N ha- (Frye et Blevi, 1989). Ce cotat confirme les résultats de Scott et Bun (1985) selon lesquels une économie d'engrais de 34 à 56 kg N ha-l a été réalisée grâce à l'enfouissement du paillis et ceux de Pan et Hopki (1991) selon qui il n'y a pas de différence de rendement entre les pratiques coervatoires des eaux et du sol et le labour classique. En Ontario, sa apport d'engrais, le rendement du maïs en association avec le trèfle intercalaire a été supérieur à celui du régime de maïs seul (Wall et al., 1991). D'autres études ont cependant abouti à des réductio de rendement du maïs par la culture intercalaire (Claude et al., 1993; Ewing et al., 199 1; Ebelhar et al., 1984). Toutefois, au sud-ouest du Québec, I'enfouissement de la biomasse intercalaire, au printemps, n'a pas eu d'effet plus dépressif sur les rendements du maïs-grain que leur enfouissement en automne (Claude et al., 1993). Mais, da les deux cas, l'augmentation de la biomasse intercalaire et la diminution concornittante de la teneur en azote inorganique ont créé un écari enw les rendements en maïs-grain en faveur des parcelles sa intercalaires. En Scandinavie, Poutala et Hannukkala (1995) ont remarqué que l'enfouissement des

engrais verts en automne et au printemps générait des baisses de rendement du blé de 33% et 24% respectivement par rapport au labour conventionnei. De plus, la période de mise en place de la culture principale par rapport à l'enfouissement de la plante de couverture semble capitale da le maintien des avantages environnementaux de cette dernière tout en sauvegardant l'intérêt agronomique de la culnue principale (Sanderson et Macleod, 1994; Ebelhar et al., 1984). De plus, Sanderson et Macleod (1994) et Frye et Blevi (1989) proposent l'approche de la matunte de la culture principale pour italler la plante intercalaire aiors que Moomaw (1995) propose l'itallation simultanée des deux cultures, au printemps.

CHAPITRE II MATÉRXEL ET MÉTHODES

2.1. Description des sites expérimentaux. L'étude a été conduite à deux statio de recherche du Ministère de l'agriculture, des Pêcheries et de l'alimentation du Québec (MAPAQ) nu deux sols diff6rents: un loam iimoneux de la série Le Bras à la Station de recherche en sols de Saint-Lambert et un loam sableux de la série Chaloupe à la Station de recherche en zootechnie de Deschambault. La pente moyenne du terrain est d'environ 5% à chaque site. Tableau 2.1: Fertilité initiale du sol des deux sites expérimentaux. Site Unités Sain t-lam ben Deschambault Paramètre 0-20cm 2û40cm O-20cm 20-40cm Mat. organique % 3.3 2.9 3.3 2.8 ph eau 1: 1 6.4 6.4 6.5 6.4 P disponible kg ha*' 41 27 315 202 Potassium kg hae' 142 108 388 437 Calcium kg ha-' 299 1 3114 3129 2787 Magnésium kg ha-' 245 230 106 95 Le site de Saint-Lambert est une vieille prairie: 2 années de prairie précédées d'une année de céréales et de 5 années de prairie naturelle non fertilisée. Le site de Deschambault est itallé sur un antécédent de maïs fourrager précédé de 5 années de prairie à luzerne et mil. A I'automne de 1993. la caractérisation initiale des deux sites pour les couches 0-20cm et 20-40cm a donné les résultats synthétisés au tableau 2.1 pour les indices de fertilité initiale et au tableau 2.2 pour la texture et pour la répartition des fractio des sables. Le carbone organique a été extrait via l'oxydation par voie humide selon la méthode de Walkley et Black (1934) et traformé en taux de matière organique en le multipliant par le facteur 1.724. Les catio échangeables ont été extraits Zi la solution Mehlich IIII (Mehlich,

1984) et dosés par absorption atomique pour le calcium et le magn6sium et en émission atomique pour le sodium et le potassium. Le P disponible a étt5 extrait également à la solution Mehlich III et dose euite par colorimétrie à 660nm de longueur d'onde. Le ph eau a étt mesuré da le ratio sol / eau de 1:l et le ph-tampon (pour les parcelles à ph acide) par la solution SMP (Shoernaker et al., 1961) suivant les recommandatio du Coeil des Productio Végétales du Québec (CPVQ, 1994). Les caractéristiques physiques domees a u tableaux 2.2, 2.3 et 2.4 ont ét6 obtenues pour la granulorn6trie des couches 0-20cm et 20-40cm par la méthode de I'hydromiitre de Bouyoucos (1962), pour la stabilité des agrégats de la couche 0-20cm par la méthode de tamisage humide de Kemper et Koch (1966), pour la conductivité hydraulique saturée (L) par la méthode décrite par Mute et Dirksen (1986). pour la porosité (Pd) et la masse volumique apparente (MW) par la méthode du cylindre (Carter, 1993) pour les couches 0-15cm. 15-30cm 30-45cm et 45-60cm du profil du sol. Les méthodes de calcul sont détailées au chapitre V. Tableau 2.2: Caractéristiques texturales des deux sols. Site Unités Loam limoneux (Saint-Lambert) Loam sableux (DeschambauIt) Fractio texturaies 0-20cm 20-40cm 0-20cm 2e40cm Argile % 17 17 8 8 Limon CTc 5 1 5 1 23 23 Sable % 32 33 69 69 Diamètre et pourcentage des différentes fractio de sables 2c'wm % O.5 0.3 0.1 O. 1 IûOûpm 7c 6.0 6.1 5.7 5.9 5 0 0 ~ '3 8.O 8.8 10.5 10.9 250pm 9% 19.5 19.1 19.9 19.5 106pm % 33.3 32.2 36.4 36.5 53pm % 30.0 31.2 26.1 25.6 < 53pm 5% 1-9 2.3 1.4 1.5

Les domées meuelles moyennes des précipitatio (neige et pluies) présentées au tableau 2.5 déf~ssent les conditio pluvioméuiques sous lesquelles l'expérimentation a ét6 conduite, année par annee. Elles proviennent des services de météorologie du Ministère de l'environnement et de la Faune du Queâec et des services des statio de recherche de Saint- Lambert et Deschambault. Une analyse détaillée des précipitatio des années 1994 à 1996 est présentée en annexe A. Elle montre notamment que la pluviométrie a été importante da la première moitié de la saison de croissance des végétaux (mai - juillet) pour 1994 et 1996 et que l'année 1995 a été pluvieuse pour la partie de la saison comprise entre août et octobre. Tableau 2.3: Stabilité des agrégats da la couche 0-20cm des deux sols (en %). Diamètre 2mm 1 mm 0.5 mm 0.25 mm c 0.25 mm DMP (mm) Loam sableux 30 10 6 2 55 1.3 Loarn Iimoneux 40 18 13 5 25 2.0 DMP = diamètre moyen pondéré. Tableau 2.4: Caractéristiques de conductivité hydraulique saturée et de porosité du sol. Sites Loam sableux Loam limoneux Couches de sol (cm) Couches de sol (cm) Paramktre 0-15 15-30 3035 45-60 O- 15 15-30 30-45 45-60 &(mh) 101-74 76.88 66.9 1 129.86 250.45 182.78 76.33 50.62 Mva (@cm3) 1.35 1.37 1.54 1.40 1.30 t.39 1.43 1.72 Mic (9) 38.16 37-39 3 1.58 32.3 1 37.96 38.13 39.56 30.93 Mac (%) 13.62 14.12 15.32 18.14 20.08 15.20 1 1.86 1 1.89 Pti (5%) 5 1.78 51.51 46.90 50.45 58.04 53.33 5 1-42 42.82 Kw (conductivitc! hydnuliquc satude). Mva (masse voiurniquc apparente). Mac (microporosité). Mic ( rnimporosirt5) et Pt1 (prosi& torde). La période de croissance de la végétation reçoit en moyenne 200 mm d'eau de plus que la saison morte. Mais le bilan hydrique pour cette dernière est plus élevé car I'évapotrapiration moyenne annuelle y est presque nulle don qu'elle est de 518mm ik SaintLambert (à la station Scott à 8k.m au sud de Ia station de recherche de Saint-Lambert) et de 525mm à Deschambault pour la saison de vegétation.

Les domees précédentes montrent que il sur le plan de la fertilité, le loam sableux est nettement plus riche que le loam boneux en phosphore disponible, ii/ la proportion de 55% des agrégats de diamètre inferieur ii 0.25mm du loam sableux présume d'une fiagilité plus grande de ce sol vis à vis de l'érosion; iiil la texture differente des deux sols Ieur confere des comportements différents & I'egard du aaport de l'eau et de la migration des nutriments da les profds. Tableau 2.5: Précipitatio meuelles de neige et de pluie aux deux sites (en mm). Paramètre Mois 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1 0 1 1 1 2 Descharnbault moyenne"' 68 53 64 78 105 108 121 108 124 96 102 81 1993 - - - - - - - - - - 114 68 1994 69 51 61 116 126 240 154 120 78 36 123 59 1995 130 68 81 68 132 23 110 104 81 136 120 93 1996 87 IO9 16 167 79 98 193 179 107 101 - - Saint-Lambert moyenne"' 72 54 73 61 92 95 109 128 110 85 89 86 ( I ): moyenne de IO a ou plus ( i97 1-1990). 1993 - - - - - - - - - - 106 85 1993 91 65 58 136 102 225 185 117 73 29 93 73 1995 129 95 95 62 133 35 160 49 100 121 123 120 1996 79 89 15 139 94 94 194 109 106 82 - - ivl avec plus de 15% de macroporosité et plus de 20% de microporosité da les deux couches de surface, la structure du loarn limoneux est classée meilleure par rapport au loam sableux d'après Thornasson (1978) qui définit 4 classes de structure du sol à partir des indices de porosité. Le loam sableux n'approche ces valeurs qu'au-delà de 30 cm de profondeur: enfin v/ la distribution, variable d'année en année, de la pluviométrie da la saison de croissance influe sur les processus d'érosion et de lessivage.

22. Le dispositif expérimentai et les traitemene. Le dispositif expérimental est un factoriel en blocs compl&tement aléatoires à trois répétitio. Les traitements sont cotitués de deux types de h ures (minérale et organique) et de quatre modes de travail du sol. Le iisier de bovi en Ioam sableux ou de porcs en loam limoneux et le nitrate d'ammonium ont été combinés au navail conventio~el du sol (TC), au travail rdduit du sol (TR), au labour automnal avec incorporation de plantes intercalaires semées da le maïs (TAI) et au labour printanier avec incorporation des mêmes plantes intercalaires (T'PI). On obtient aii les combinaiso WC, NTR, NTAI, NTPI, LTC, LTR, LTAI et LTPI réparties au hasard da huit parcelles de 10m X 3m chacune par bloc suivant les pla présentés aux figures 2.1 et 2.2. En 1994, ce dispositif expérimental n'a pu être intégralement itallé car toutes les parcelles ont été travaillées de façon conventiomeile à I'automne 1993. Aussi, les traitements relatifs aux modes de travail du sol n'ont concerné, pour cette première année, que le labour automnal de 1993 associé ou non aux plantes intercalaires semées au printemps de 1994 pour former les quatre unités expérimentales suivantes: WC, NTAI, LTC et LTAI. La variété de maïs-gain Hyland 3195~ (2300 UïM) a été utilisée au cours des trois années de l'expérimentation. Elle a été semée avec un semoir John Deere 7000~ à la deité de 74500 plants ha" en asssociation avec des plantes intercalaires cotituées du mélange de trèfle rouge (Trifoliurn praree L.) et de fléole (Phlewn prnree L.) semées à raison de lokg ha-' avec un semoir International 5001TM aux mêmes dates que le maïs. Les travaux de labour ont été effectués à la charrue pour TC, TAI et T'PI et au "chisel" pour TR. Le hersage du sol a eu lieu au printemps en un ou deux passages. Un engrais de démarrage au taux de 200 kg ha-' de 15-15-15 a été appliqué en bandes l'eemble des traitements au moment du semis du maïs. Un complément de phosphore et de potassium a été appliqué en présemis B la volée en fonction des besoi estimés pour le maïs à partir des analyses de sol effectuées au début de chaque saison. Le tableau 2.6 précise les quantités totales de phosphore apportées aux cultures pour les années 1995 et 1996. En 1994, toutes les parcelles ont reçu une même dose moyenne

totale (y compris la dose de démarrage) de 80 kg Pz05 ha-' et 90 kg KzO ha-' A Saint-Lambert (Ioarn limoneux) et de 30 kg P205 ha" et 30 kg K-O ha-' à Deschambault (loam sableux). Tableau 2.6 : Apports annuels de phosphore (supertriple O - 46-0) aux cultures (kg P205 ha-'). Sol Année 1995 1996 Loam sableux Loam limoneux Tableau 2.7: Dates de semis et de fertilisation en post-levée par année d'étude. Sol Loam limoneux (Saint-Lambert) Loam sableux (Deschambault) Opération 1994 1995 1996 1994 1995 1996 Semis 19 mai 02 juin 24 mai 20 mai 23 mai 17 mai Fertilisant N 05 juillet 03 juillet 15 juillet 12 juillet 27 juin 05 juillet Le tableau 2.7 donne les dates des opératio communes à tous les chapitres. La fertilisation azotée en post-levée. qui cotitue la source d'azote étudiée. a coisté en l'apport de 120 kg N ha-' sous forme de nitrate d'ammonium (34-0-0) et de lisiers de bovi (à Deschambauit) ou de porcs (à Saint-Lambert). A Saint-Lambert, l'épandage du lisier a été effectué à l'aide d'un épandeur du service des sols du MAPAQ. A Deschambault, il a eté appliqué manuellement. Tableau 2.8: Teneurs en N total et P total des lisiers appliqués par année d'étude. Type de lisier Lisier de porcs (Loam limoneux) Lisier de bovi (Loam sableux) ElémenVannée 1994 1995 1996 1994 1995 1996 N total (kg/m3) 2.8 3-3 3.0 2.6 2.1 1.7 P total (kg/m3) 0.7 0.7 0.7 0.7 0.5 0.5 Les teneurs des lisiers en N et P sont présentées au tableau 2.8. Un coefficient d'efficacité de 60% leur a ét6 appliqué da le calcul de la quantité de lisier 2 appliquer pour atteindre 120

unites d'azote. Les apports en P et K des lisiers n'ont pas étt comptabilist5s. Le contrôle des mauvaises herbes a ét6 assuré. en 1994 et en 1995, par une application en post-levee de TropotoxTM à raison de 4L ha-' deux fois la saison da toutes les parcelies. En 1996. cet herbicide fut utilise, aux mêmes dose et fiquence, da les traitements comportant les plantes intercalaires. Les parcelles qui ne comportaient pas de plantes intercalaires furent désherbées a 1'~trazine~~ à raison de 4.5L ha-'. Les m6thodes de mesure des paramètres relatifs aux différents processus étudiés sont successivement données da les chapitres qui suivent. 2.3. Méthodes d'anafyses statistiques. Les comparaiso suivantes ont été planifiées a prion par rapport à tous les paramètres à mesurer: N vs L; TC vs TR, TAI, TPI; TR vs TM, TPI et TAI vs T'PL La traformation logarithmique des données a parfois été nécessaire pour rendre les variances homogènes. Les moyennes ont été comparées par la méthode des contrastes (Gomez et Gomez, 1984). Des méthodes spécifiques sont présentées aux chapitres concernes. Da tous les cas, les calculs ont été réalisés au moyen du logiciel SAS (SAS hstitute Inc., 1982). Le seuil de signification de 10% a été retenu pour accepter ou rejeter les résultats des tests statistiques par rappon aux hypothèses énoncées.

DISPOSITIFS EXPÉRIMENTAUX Pente c,e 5% v Figure 2.1 : Dispositif expérimental du site de Descharnbault. Figure 2.2 : Dispositif expérimental du site de Saint-Lambert. i Pente e 5% Légende: L: Fertilisant azoté (organique) à base de Lisier de bovi ou de porcs. N: Fertilisant azoté (minéral) à base de Nitrate d'ammonium (34-0-0). TC: Travail Conventionnel du sol à la chame en automne et hersage au printemps. TR: Travail Réduit du sol au chisel en automne et hersage au pnntemps. TAI: Travail du sol à la c hme en Automne avec enfouissement de plantes Intercalaires; hersage de printemps. TH: Travail du sol à la chame au Printemps avec enfouissement de plantes Intercalaires; hersage de pnntemps Dimeion des parcelles: longueur 10m x largeur 3m. Espacement entre parcelles: Im. Pente moyenne du terrain: 5% aux deux sites.

EFFETS DES RÉGIES DE PRODUCTION DU MAÏS-GRAIN SUR L'ÉROSION DU SOL ET LA POLLUTION DES EAUX DE SURFACE Karemangingo c.'", M.R ~averdière") et C. ~ernard"' La méthode conventionnelle de production du maïs-grain genère des pertes importantes de sol par érosion. Cette étude a évalué l'efficacité de quelques regies de production du maïsgrain da le but de prévenir l'érosion du sol et la contamination des eaux de surface par le phosphore et l'azote du sol. Une expérience en blocs complètement aléatoires a été conduite sur trois a (1994-1996) da deux loams sableux et limoneux situés à proximité de Québec. Deux sources d'azote (minérale et organique) ont été combinées à 4 modes de travail du sol: le travail conventionnel (TC), le travail réduit du sol (TR), la culture intercalaire da le maïs à base d'un mélange de trèfle rouge et de fléole et leur enfouissement par les labours automnal (TAI) et printanier (VI). La dose de N a été fractionnée: 30kg N ha-' au semis B base de W O 3 da tous les traitements; en postlevée. la moitié des parcelles a reçu 120kg N ha-' sous forme de lisier de bovi en loarn sableux ou de porcs en loarn limoneux et l'autre moitié a reçu la même quantité de N sous forme de nitrate d'ammonium et ce, pour chacun des deux sols. L'impact de ces traitements sur la pollution des eaux de surface a été évalué par la quantification des penes en N et P da les eaux de ruissellement et da les sédiments érodés. De façon générale. les pertes de sol sont plus importantes da le sol sableux que da le loarn limoneux. Les lisiers génèrent des pertes plus importantes en P et N que l'engrais minéral. Ces penes sont variables avec le sol, le nutriment et sa foime da l'eau de ruissellement aii qu'avec t'année coidérée et la pluviométrie de la première moitié de la saison. Les effets des travaux du sol ont varié avec les mêmes facteurs. Mais en général, les travaux de coervation (TCES) ont réduit les pertes de sol et de nutriments du sol par érosion et ruissellement. Ils ont réduit de 50% le P total particulaire et le N total particulaire da le loam sableux. Les pratiques culturales comportant les plantes intercalaires (Tinter) ont généralement augmenté les pertes de nutriments du sol en année sèche et les ont diminuées en année humide par rapport B TR. Au cours d'une même année. leur efficacité a varié avec le nutriment coidéré. Aii, en 1996, ces pratiques ont réduit de 138g ha" le P disponible particulaire et de 1362g hà' le P total particulaire da Ie loam sableux par rapport à TR. Mais, da Ir même sol, elles ont accru de 5 17g ha" le N total perdu da les sédiments. Da le loam limoneux. les Tinter ont généralement généré des pertes supérieures à celles découlant du régime de TR. Enfin, T'PI a généralement réduit toutes ces penes en comparaison avec TAI da les deux sols. Aussi, par ordre d'efficacité da la protection des eaux de surface : TPI 2 TR > TAI > TC. (1) Wpanement des sols et de gdnic agdimcnmire. Universiré hvd. Sainte-Foy. QueW. Cm&; (1) Centre de mthmhe en sols. Minis3rr de I'Agnculrure. de I'Alimént3uon t r des Pichcrics du Qu&. Sainte-Foy. Québec. Canada

3.1. INTRODUCTION, La contamination des eaux de surface par érosion et ruissellement da la production du maïs cotitue un important problème environnementai. L'azote et le phosphore du sol, véhiculés sous les formes dissoute et particulaire da les eaux qui ruissellent. provoquent I'euuophisation et la pollution des eaux des lacs et des rivières (Sharpley et al-, 1992; Schindler, 1977). Au Québec, les pertes de sol par érosion varient de 12 Mg à 49 Mg ha" pour le maïs (Pesant, 1984) et celles en nutriments dépassent beaucoup les normes admises pour une eau de bonne qualité (Simard et al., 1995). De plus, da les régio à elevages inteifs, ces processus sont aggravés par l'utilisation des terres agricoles comme sites, certes de valorisation, mais aussi d'enfouissement des fumiers et lisiers (Gangbazo et al., 1995). Aii, la production de 30 millio de m3 de lisiers et fumiers da ces régio et leur application en champs (Simard et al., 1995; Gangbazo, et al., 1995) soulèvent à la fois espoirs et inquittudes. Cependant. des études récentes ont mis en évidence l'efficacité des pratiques culturales de coervation des eaux et du sol da le contrôle de l'érosion et la réduction de la charge de nutriments traportés par les eaux de ruissellement (Cassel et al., 1995; LA. 1994: Smith et al., 1991; Mostaghimi et al., 1988). A Lcnnoxville, au sud du Québec, le semis direct de maïs en sol sableux a réduit de 92% les pertes de sol et de 64% le volume d'eau ruisselée par rapport au travail conventionnel du sol (Pesant et al., 1987). Les charges de nutriments traportés furent de 0.19 kg P ha-' contre 3.02 kg P ha' et de 0.59 kg N ha-' contre 0.48 kg hi' pour ces deux pratiques respectives de travail du sol. Ailleurs, Wollenhaupt et al. (1995) ont observé, 4 semaines après le semis, un taux moyen de ruissellement de 13 mm da les travaux de coervation contre 28 mm da le TC et des pertes moyennes de sol de 94 g m-' contre 644 g me'. Anciraski et al. (1985) ont observé des reductio moyennes de 81% et 70% de P total érodé respectivement pour le semis direct et le travail réduit du sol en comparaison avec le travail conventionnel du sol. Par ailleurs, l'utilisation de la culture intercalaire da les grandes cultures revêt un intérêt certain da la couverture et la protection du sol contre la battance des pluies et contre

17&osion. De plus, par son absorption des nutriments du sol (Kirchmaun. 1988). elle contribue à en réduire les teneurs résidueiles qui, sa cela, seraient érodées et traportées da les eaux (Sharpley et Smith, 1991; Sharpley et al., 1987). Aux USA, Sharpley et Smith (1991) ont obtenu, avec des couvertures de seigle et de blé d'hiver, des réductio variant de 61 à 79% pour le niissellement, de 78 à 88% pour les pertes de sol, de 66 84% pour l'azote et de 65 84% pour le phosphore par rapport au sol nu. Les concentratio moyennes annuelles de nitrates et de P dissous étaient cependant plus élevées da les pratiques comportant ces plantes de couverture. L'objectif général de ce chapitre vise à déterminer I'impact des régies de production du maïs- grain sur le contrôle du ruissellement et le traport de N et P da les eaux superficieiies da une culture de maïs-grain produit sur deux loams limoneux et sableux de la région de Québec. La description des sites et le dispositif expérimental ont éte décrits au chapitre II. Pour i'évaiuation des pertes de sol et de nutriments par érosion, les parcelles expérimentales ont été protégées contre le ruissellement extérieur par des diguettes en terre à Deschambault et par des planches en plastique enfoncées de locm da le sol en amont et le long des parcelles à Saint- Lambert. En aval, un système collecteur en PVC dirige les eaux qui ruissellent de chaque parcelle vers une cuve (un tonneau de 200L) entenée da le sol à environ lm plus bas. Le tableau 3.1 donne les dates de mise en place du système collecteur par rapport au semis et à la fertilisation N en post-levée. Après chaque événement pluvieux qui a généré du ruissellement, la hauteur d'eau da chaque baril est mesurée pour connaître le volume d'eau ruisselé. Après brassage et homogénéisation, un échantillon de 4 à 5 litres est préleve pour les analyses ultérieures en sédiments et nutriments traportés. Le baril est euite vidé et le système remis en place pour le prochain misseuement. Les échantiiiomages ont été arrêtés dès la récolte.

Tableau 3.1: Dates de mise en place du système coilecteur par année d'ttude. Sol Loam limoneux (Saint-Lambert) Loam sableux (Deschambault) Opération 1994 1995 1996 1994 1995 1996 Semis 19 mai 02 juin 24 mai 20 mai 23 mai 17 mai Collecteurs 02 juin 08 juin 29 mai 3 1 mai 26 mai 23 mai Fertilisant N 05 juillet 03 juillet 15 juillet 12 juillet 27 juin 05 juillet Au laboratoire, une fraction de l'échantillon d'eau est fi1trée à 0.45~' puis congelée jusqu'h l'analyse des formes dissoutes de phosphore et d'azote. Une autre fraction est évaporée aux fms de quantification des sédiments traportés et des teneurs en P et en N particulaires véhiculés. Les analyses de N et P da l'eau et da les sédiments ont été généralement réalisées sur des échantillo composites de deux ou trois échantillonnages individuels prûportiomellement aux volumes d'eau de ruissellement. Les dosages des éléments dissous ont été effectués par le laboratoire d'analyses des sols du Ministère de l'agriculture, des Pêcheries et de l'alimentation du Québec (MAPAQ) suivant la méthode Technicon (Technicon Industrial Sysrem, 1978) pour les formes d'azote minéral (NOi, NH43. Le P réactif dissous a été obtenu par dosage automatisé de même que le N total et le P total dissous obtenus après la digestion des eaux en UV (APHA, 1985). Les éléments totaux particulaires ont été extraits par digestion acide et dosés par colorimétrie pour le phosphore et suivant la méthode Kjeldhal pour l'azote. Le P biodisponible da les sédiments a été extrait à la solution Mehiich III (Mehlich, 1984) et dosé également par colorimétrie. L'azote minéral (NO3-N et N&-N) des sédiments a été extrait avec 2N KCl (Keeney et Nelson, 1982) et dosé au laboratoire du MAPAQ suivant le procédé Technicon (TIS' 1978). L'impact des traitements sur la pollution des eaux de surface a été mesuré par l'importance du volume cumulé des eaux de ruissellement et des sédiments totaux traportés pendant toute la saison de même que par les quantites totales de toutes les formes de phosphore et d'azote dissoutes et particulaires traportées da les eaux de ruissellement.

3.3. R~~ULTATS ET DISCUSSION. 3.3.1. Impact des traitements sur le volume d'eau de ruisseiiement et sur tes sédiments érodés. Les résultats relatifs aux volumes moye d'eau de ruissellement, aux quantités totales moyennes de sédiments portés aii qu'aux analyses statistiques correspondantes sont présentés au tableau 3.2 pour les deux sites. Par rapport aux pluies tombées entre mai et octobre de chaque année (analysées en annexe A), le misseliement moyen a représenté 98 et 4%. 0.62 et 1% aii que 1.59 et 2.5% de la pluviométrie totale cumulée de la saison de croissance des trois années successives respectivement pour Deschambault (loam sableux) et Saint-Lamben (loam limoneux). Le volume d'eau de ruissellement a baissé beaucoup en 1995 par rapport à 1994 et 1996 car les mois de mai à juillet 1995 ont été les moi pluvieux (265mm à Deschambault et 328mm à Saint-Lambert) par rappon aux mêmes mois des deux autres années. En effet, la pluviométrie cumulée des trois mois a été de 520mm et 512mm en 1994 et de 370rnm et 382rnm en 1996 respectivement pour Deschambault et Saint-Lambert. En 1996, l'importance accrue des résidus au sol après le semis a contribué à limiter le volume du ruissellement da les deux sols. Aux importants volumes moye d'eau ruisselée de 53 et 56 mm en 1994, ont suivi des quantités beaucoup plus faibles en 1995 (3.5 et 7.0 mm) et intermédiaires en 1996 (11.8 et 15.9 mm) respectivement da les loams sableux et limoneux. Les pertes de SOI correspondantes ont été de 472 et 324 g mj en 1994, 10 et 20 g mj en 1995 et 76 et 51 g m" en 1996 respectivement da les loams sableux et limoneux. Aii, le ruissellement a été plus important da le loam limoneux que da le loam sableux (figure 3.la) et inversement pour les sédiments (figure 3. lb) sauf en 1995 où ces derniers ont représenté en loam limoneux le double de leur valeur en loam sableux.

Figures 3.1: (a) Hauteurs d'eau de ruissellement et (b) pertes de sol sous forme de sédiments. 3.3.1.1. Effets des traitements sur le volume d'eau de ruissellement. Aucune différence significative n'existe entre les traitements pour les volumes d'eau de ruissellement en 1994. En 1995. les différences décelées entre les fertilisants indiquent, que le volume de ruissellement a été plus important sous le fertilisant minéral que sous le lisier de porcs da le loam limoneux. L'incorporation du lisier (Deizman et al., 1989; Mueller et al.. 1984) da ce sol couplée à une plus grande rugosité du sol découlant de cette opération (Johon et ai., 1979) da la moitié des unités expérimentales ont probablement contribué à limiter le ruissellement par rapport aux parcelles fertilisées avec le nitrate d'ammonium. Par ailleurs, en 1996, les travaux de coervation des eaux et du sol (TCES) ont réduit de 36% et 30% les volumes d'eau de ruissellement en comparaison avec le travail conventionnel du sol (TC) respectivement da les loams sableux et Limoneux. Wolienhaupt et al. (1995) ont obtenu des réductio de 54% du volume d'eau de ruissellement par les TCES en comparaison avec le travail conventionnel. Nos résultats concordent avec ceux obtenus antérieurement par van Vliet et al. (1993). Wall et al. (1991) et Mostaghimi et al. (1988). Cependant. les différences significatives produites par les travaux du sol comportant les plantes intercalaires da le loam limoneux correspondent à des hausses de 1.5 et 1.8 fois du ruissellement par rapport à TR respectivement en 1995 et 1996. L'incorporation du lisier da le travail réduit du sol (Deizman et al., 1989) et la régénération de la rugosité du sol (Johon et al., 1979) qui en résulte pourraient expliquer de telles différences.

Tableau 3.2: Influence des traitements sur le volume d'eau de ruissellement et sur les pertes de sol en sédiments érodés. Sites Loam sableux Loam Iimoneux Paramètres Eau ruisselée Sédiments érodés Eau ruissel e Sédiments érod&s Année (mm) (g sol m") (mm) (g sol m.*) Traitements 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 NTC 53 3.3 23 549 11 124 53 8.2 22 389 30 79 NTR nd 3-4 10 nd 12 57 nd 3.7 8 nd 12 49 NTAI 56 2.5 6 461 5 41 54 15.3 28 223 27 61 NTPI nd 3.3 4 nd 7 31 nd 5.8 IO nd 21 19 LTC 54 2.7 9 515 5 100 57 5.2 19 408 19 57 LTR nd 4.0 22 nd 1 1 122 nd 6.9 11 nd 21 41 LTAI 49 4.0 11 363 17 68 58 5.3 15 277 14 60 LTPI nd 3.6 9 nd 13 68 nd 5.4 14 nd 12 39 ANOVA Résultats d'analyses de variance Contrastes 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 TR vs Tinter nd nd nd * *** TAI vs TPI nd ** nd * nd ** Fumx(TAIvsTPI) nd nd * * nd ** ** nd Trw = mvaux du sol; Furn = fumures Y O I : ~ TCES = TR + TAI + TPI : Tinter = TAI + TPI ; = significatifs (P 5 0.10). ** = très significatifs (P S 0.01). *** = nis hautemenr significatifs (P 5 0.001). = non significatif ct nd = non disponible i I'mnet indiqute. Par ailleurs, da le loam sableux, le labour printanier a réduit de façon très significative. en 1996, le volume du ruissellement de 25% par rapport au labour automnal. Cette différence a été essentiellement due à l'importance des résidus maintenus h la surface du sol (voir chapitre 6) par le labour printanier (70% pour TPI contre 20% pour TAI). Enfin, da le loam sableux, en 1996, l'effet moyen des travaux de coervation interagit avec le fertilisant minéral (NTCES) pour réduire de 71% le volume du ruissellement par rapport à NTC et avec le lisier de bovi (LTCES) pour l'augmenter de 56% par rapport à LTC. Par contre, da le loam

limoneux, en 1995, l'interaction du lisier de porcs avec les travaux comportant les plantes intercalaires (LTinter) a réduit le ruissellement par rapport son interaction avec le travail réduit du sol (LTR) alors que l'interaction du nitrate d'ammonium avec les Tinter (NTinter) l'a augmente par rapport il NTR. En 1996, les deux interactio ont augmenté la quantité d'eau ruisselée (figure 3.2a). L'incorporation du lisier da TR améliore l'infiltration et la rugosité du sol. Or, ces deux facteurs qui contribuent à réduire le misseliernent sont inexistants da Tinter. Enfin, da ce même sol, l'interaction du fertilisant minéral avec TPI (NTPI) réduit Le volume d'eau de ruissellement de 62% et 648 par rapport à l'interaction du même fertilisant avec TAI ( NT4 beaucoup plus que ne le fait l'interaction du lisier avec TPI (Lm par rapport à son interaction avec T'AI (LTAI) (figure 3.2b) respectivement en 1995 et 1996. Ces différences s'expliquent plus difficilement. : 1 1985 1986 1986 1986 &mbeladsde (a) :; (b) Anrds- I Figures 3.2: Effets combinés des traitements da le loam limoneux (a) Fum x (TR vs Tinter) et (b) Fum x (TAI vs TH). 3.3.1.2. Effets des traitements sur les quantités de sédiment. traportées par érosion. De façon générale, les pertes de sol sont plus importantes da le loam sableux. Ceci confi~rme la fragilité de ce sol face aux pluies et surtout aux orages dont I'effet ravinant était par ailleun manifeste en périphérie du site en 1994 et en 1996. Les différences significatives observées entre les traitements découlent essentiellement de I'im?c>nance des résidus au sol après le semis, de sa couverture progressive par les végétaux qui croissent et du mode d'application des lisiers. Aii, les différences significatives entre les fertilisants pour I'année 1996 da le

loam sableux (P L 0.10) indiquent que Ie lisier de bovi a accru de 426 Ies pertes de sol en comparaison avec celies obtenues avec le nitrate d'ammonium. Ces différences ne s'expliquent pas facilement. Le ruissellement important, deux à trois semaines après l'application manuelle du lisier de bovi, pounait en être partieliernent respoable. Pour les travaux du sol. les TCES réduisent de façon signifxcative les pertes de sol par rapport au travail conventionnel du sol tant en loam limoneux qu'en loam sableux pour les années 1994 et 1996 (figure 3.3a). Ces travaux ont réduit les sédiments traportés de 23 et 42% en loam sableux et de 37 et 34% en loam limoneux en comparaison avec le travail conventionnel du sol au cours des deux années respectives. De même, en 1996. le labour printanier, comparé au labour automnal, a réduit les sédiments perdus par érosion de 9 et 52% respectivement da les loams sableux et limoneux (figure 3.3b). De telles différences proviendraient des taux différents de couverture du sol par les résidus tels que l'ont cotaté ailleurs Cassel et al. (1995), Edwards et al. (1993) et Mostaghimi et al. (1988). Plus récemment, van Vliet et al. (1997) ont cotaté qu'une culture de couverture du sol reduit les pertes de sol et le volume du ruissellement de 78% et 438 respectivement en comparaison avec le travail conventionnel du sol, sa plante de couverture. SoletaméecomidBrés (a) l i (b)! I i l Figures 3.3: Effets des pratiques culturaies da les deux sols (a) TC vs TCES et (b) TAI vs TH. En 1995, da le loam sableux, les TCES ont interagi avec le lisier de bovi pour augmenter les s&i.hents érodés par rapport leur interaction avec le nitrate d'ammonium. De même,

LTinter (15 g m") a augmenté les sédiments traport& par rapport à NTinter (6 g m'2) da le même loam sableux. Cependant, TPI interagit avec le fertilisant minéral (NTPr) pour augmenter les sédiments par rapport i son interaction avec le lisier de bovi (LTPI). Mais, en 1996, NTPI réduit de 24% les sedirnents perdus (comparé Zt NTAI) don que LTPI équivaut à LTAI. De façon générale, les pertes restent da les limites de celles obtenues par Pesant et al. (1987) de moi 1 Mg ha-' à plus de 17 Mg ha-' an-'. Elles sont né.anrnoi beaucoup inférieures B celies que signalent Pesant (1984) pour le maïs qui varient de 12 à 49 Mg hà1. Cependant, pour le présent travail, les pertes de sol de la période de traition hiver - printemps n'ont pas été comptabilisées. 3.3.2. Quantités et formes de P et N traportées da les eaux de flusseiiement. Les quantités totales moyennes de phosphore et d'azote traportées da les eaux de ruissellement sous les formes dissoute et particulaire sont présentées da les annexes B.1 pour le loam sableux et B.2 pour le loam limoneux. Les tableaux 3.3. et 3.4 donnent la synthèse des analyses statistiques correspondantes. Les analyses de variance (ANOVA) des résultats de 1996 sont détaillées en annexes B.3 et B.4. Les quantités de nutriments traportées da les eaux de ruissellement sont en rapport direct avec l'importance des volumes d'eau ruisselés et des sédiments traportés. Ces facteurs sont, à leur tour, fonction des précipitatio de la première moitie de la saison comme ceci a été déjà cotaté (Karemangingo, 1995). Aii, les pertes de nutriments par érosion et ruissellement sont maximales en 1994, minimales en 1995 et modérément importantes en 1996. En effet, les pertes particulaires moyennes ont été de 13.1,0.5 et 1.9kg P total ha*' et de 4.2,0.3 et LOkg N total ha-' da le loam sableux aii que de 6.8, 0.3 et 0.7kg P total ha-' et 2.6, 0.1 et 0.4kg N total ha-' da le loam limoneux respectivement en 1994, 1995 et 1996. Les pertes moyennes (1995 + 1996) en P dissous restent négligeables par rapport au P total particulaire érode da les deux loar sableux et limoneux. Par contre. I'azote total dissous représente 34% et 71% des pertes totales respectivement da les loams sableux (653g N total particulaire ha-' et 329g N total dissous ha-') et limoneux (2598 N total particulaire et 640g N total dissous ha-'). Les

pertes en nitrates dissous représentent (moyennes 1995 + 1996) 19.99 et 45.446 des pertes en N total dissous respectivement da les loams sableux et limoneux. Tableau 3.3: Analyses de variance des effets des traitements sur les pertes de P et de N da le loam sableux. Paramètres Nutriments dissous Nutriments particulaires &ment P (g P ha") Azote (g N ha*') P (g P ha-') Azote (g N ha-') Année 1994 Ortho-P P total NOrN NIL,-N Ntotal PM IIï P total NOrN N%N Ntotal N vs L TC vs TCES FxTC vstces Année 1995 N vs L TC vs TCES TR vs Tinter TAI vs TPI FxTCvsTCES FxTRvsTinter Année 1996 N vs L TC vs TCES TR vs Tinter TAI vs TPi FxTCvsTCES FxTRvsTinter FxTAivsTPI * * * ** * * *** Ils 8 * Ils * nd nd nd Ils Ils ** * *** * * F = fumures N : Tnv = travaux du sol ; TCH = TR + TAI + TPI ; Enter = TAI + TPI ; = significatifs (P S O-IO). ** = très significatifs (P 5 0.01).*** = & huternenr significatifs (P 5 0.001). = non significatif et nd = non disponible b I'm* indiqde. Les résultats obtenus en 1995 et 1996 sont conformes 2 ceux de Bernard (1984) qui situent les pertes de phosphore da les eaux de ruissellement entre 0.03 et 2.80 kg P ha-'. Ils rejoignent ceux rapportés par Flanagan et Foster ( 1989) qui estiment les pertes da le ruissellement entre 0.03 et 0.120 kg NO3-N ha-' an" et entre 0.03 et 0.140kg P ha" an-' sous leurs formes

dissoutes et sous des conditio de pluie simd6es. Les pertes totales optimales observées par ces auteurs da les sédiments ont atteint cependant 3.2kg N ha-' et 1.4kg P ha-' après seulement une heure de pluies orageuses (250mm par heure). De même, Nichols et al. (1994) ont obtenu des pertes moyennes de 2.8 kg N ha-' et 1.7 kg P ha-' après application de fertilisants minéraux et organiques. Tableau 3.4: Analyses de variance des impacts des traitements sur les pertes de P et de N da le loam limoneux. Paramétres Nutriments dissous Nutriments particulaires Elément p ($ ha-9 Azote (g ha") P (g ha-l) Azote (g ha") Année 1994 Ortho-P P total NOrN Nb-N Ntotal P M iii P total NOrN m-n Ntotal TC vs TCES FxTCvsTCES Année 1995 NvsL TC vs TCES TR vs Tinter TAI vs TPI FxTCvsTCES FxTRvsTinter FxTAIvsTPI Année 1996 N vs L TC vs TCES TR vs Tinter TAI vs TPI FxTCvsTCES FxTRvsTinter FxTAIvsTPI = TR + TAI + TPI : Enter = TAI + TPI ; = significatifs (P s 0.10). ** = trèr significatifs (P s 0.01). *** = très hautement significatifs (P 5 0.001 ), = non significatif et nd = non disponible h I 'm~ indiqute. F = fumures N; Trav = tnvaux du sol ; TM

Plus récemment, Hargrave et Shaykewich (1997) ont obsem6 une proportion plus importante de nutriments perdus adsorbes da les sédiments que sous forme dissoute da les eaux de ruissellement. Les résultats de 1994 sont cependant inf6rieurs à ceux observés par Smith et al. (1993) pour N particulaire qui étaient de 20 kg N ha-' an". De même, McDoweil et al. (1984) rapportent des pertes de 31.O kg N total ha-' et 18.3 kg P total ha-' an" alors que Fîanagan et Foster(1989) estiment entre 17 et 26 kg ha-' les pertes annueiles moyennes du sol en N total. 3.3.2.1. Influence des fertilisants sur les pertes de nutriments du sol par érosion. En 1994. les appo de Lisiers ont augmenté de 4.6 et 1.4 fois les pertes de P dissous da les eaux de ruissellement respectivement da les loams sableux et limoneux par rapport au témoin (le fertilisant N minéral). Cependant. da le loam sableux, le fertilisant minéral a accru de 2.9 et 1.4 fois les pertes respectives en nitrates dissous et particulaires et de 1.4 et 1.5 fois celles en N ammoniacal également dissous et particulaire. Da le loam limoneux. ce même fertilisant a augmenté de 1.1 fois les pertes de sol en ammonium sous forme dissoute. En 1995, l'apport du lisier de bovi a augmenté de 3.9 fois les orthop dissous, de 4 fois le P total dissous, de 23.5 fois le P disponible particulaire, de 2.1 fois le P total particulaire, de 2.2 fois le m-n dissous et de 1.4 fois le N total dissous et particulaire en comparaison avec le nitrate d'ammonium. Par contre, le lisier de porcs a contribué à réduire de 28% les pertes en P total particulaire, de 2804 celles des nitrates dissous, de 170% celles en N ammoniacal dissous et de 30% celles en N total particulaire en comparaison avec le fertilisant minéral. Enfin, en 1996, les différences entre les deux fertilisants traduisent des pertes plus élevées pour le lisier de bovi de 596, 72%. 658 et 70% respectivement pour le P total. le NO3-N, le Nb-N et le N total dissous et de 998 et 45% respectivement pour P disponible et les nitrates entraînés da les sédiments de loam sableux. Da le loam limoneux, elles sont plus élevées de 128%' 128%. 598 et de 46% respectivement pour les onho-p, le P total, les nitrates et le N total dissous et de 344%. 143%. 11% et 48% respectivement pour le P Mehlich III (P M m), le P total, le N&-N et le N total perdus adsorbés da les sédiments.

Figures 3.4: Efiets de fenilisants (Org195 = organiqudannée, MW96 = minédannée) sur les pertes de nutriments du sol par érosion (a) en loam sableux et (b) en loam limoneux sous forme dissoute (dis) et paiticulaire (Np et Pp) Aii, les lisiers augmentent le urtport des nutriments da les eaux de ruissellement aussi bien sous leurs formes dissoute que particulaire da les deux sols. Les figures 3.4 relatives à quelques résultats pour le phosphore et l'azote minéral et total dissous et particulaires, confment la grande contribution des lisiers da la contamination, par N et P, des eaux de ruissellement. Cependant, l'importance de ces pertes reste variable avec les années, particulièrement pour l'azote. Sous des conditio très humides (1994), les pertes en N minéral tendent à être plus importantes pour le fertilisant minéral et inversement sous une pluviométrie faible ( 1995) à modérée (1996). Ces résultats sont conformes à ceux obtenus par plusieurs auteurs dont Nichols et al. (1994); Deizrnan et al. (1989) et Edwards et Daniels (1993) sur la contribution des fumures organiques da la pollution des eaux par le phosphore et l'azote. Edwards et al. (1993) ont notamment observé, 24 heures après l'application de compost, des penes de N et P da les eaux de ruissellement représentant 18.7% et 7.3% des apports en ces deux nutriments respectifs. Les travaux plus récents de Linde et Watschke (1997) abondent da ce se. Par ailleurs, l'importance des pertes de phosphore da le Ioam sableux (par rapport au loam limoneux) s'explique par la teneur élevée de ce sol en cet élément comme le précisent aifleurs Hargrave et Shaykewich ( 1997) et Sharpley et al. ( 1996).

33.2.2. Impact des systèmes dturaux du mai$ sur le traport de N et P da les eaux de d ace par érosion et ruisse11ement. En 1994, les analyses de variance des résultats obtenus révèlent l'existence de difkxences significatives entre le travail conventionnel du sol (TC) et les travaux de coervation des eaux et du sol (TCES) par rapport aux pertes de P et N par érosion. Da le loam sableux, ces différences traduisent des réductio, par rapport à TC, des quantités moyennes de ces nutriments traportées da les eaux de ruissellement sous le régime TCES de 40% pour NO3-N dissous, de 24% et de 29% respectivement pour le NL,-N dissous et particulaire. Da le loam limoneux, les TCES ont augmenté de 14% les nitrates dissous et r6duit respectivement de 39, 33, 54 et 36% le P disponible particulaire, le P total, les nitrates et le N total traportés da les sédiments en comparaison avec les pertes de ces mêmes nutriments sous le régime TC. Par ailleurs, da le loam sableux, les TCES interagissent de façon significative avec le nitrate d'ammonium (NTCES) pour réduire de 47% les nitrates dissous véhiculés da les eaux de ruissellement par rapport à NTC; leur interaction avec le lisier de bovi (LTCES) ne les réduit que de 18% par rapport à LTC. Inversement, LTCES réduit de façon significative le N total des sédiments de 34% alors que NTCES ne les réduit que de 23% par rapport respectivement à LTC et NTC. En 1995, malgré des penes relativement faibles, des différences significatives détectées entre TC et les effets moye des TCES indiquent que ces derniers ont accru de 16% 308 et 95% respectivement les pertes en orthophosphates, en P total et en ammonium sous forme dissoute da le loam sableux et de 200% et de 114% les pertes en ces deux formes respectives de P dissous da le loam Limoneux. Ces pratiques ont également augmenté de 13.9 fois le P disponible particulaire da le loam sableux. Mais elles ont réduit respectivement de 26% et 44% le P total et le N total perdus da les s&hents érodés da le loam limoneux. Par ailleurs, da le loam sableux. les travaux du sol comportant les plantes intercalaires (Tinter) augmentent les pertes respectives en ortho-p dissous, en P total et en m-n dissous et en P disponible particulaire, respectivement de 3.4,3.7 et 2.6 et 15.6 fois par rapport à TR.

Figures 3.5: Effets des interactio Fum * (TC vs TCES) da le loam sableux pour 1995: a/ Pertes en N dissous et b/ en N et P particulaires (l'indice p de Np et P, signifie particulaire). Da le loam limoneux, les Tinter ont accru les pertes sous forme dissoute de 2.7, 2.3, 3.0 et 2.8 fois respectivement pour les orthophosphates, le P total, les nitrates et l'ammonium en comparaison avec TR. De plus, TPI, en comparaison avec TM, a contribué augmenter de 16% 29% et 168 les pertes respectives du sol en P total, NI&-N et N total sous forme dissoute da le loam sableux et de 76% et 411 ceiles des orthophosphates et de P total da le loam limoneux. TPI a aussi contribué à réduire de 118 le P disponible particulaire da le sol sableux et augmenté d'autant le N total particulaire da le loam limoneux. Les interactio LTCES ont, de manière générale, contribué à augmenter les quantités de N et P perdues da les eaux de ruissellement tant sous forme dissoute que parciculaire, par rapport à NTCES da le loam sableux. -- -- Figures 3.6: Effets des interactio Fum * (TR vs Tinter) da le loam sableux pour l'année 1995: (a) Pertes en NlL-N et N total dissous et (b) en N et P totaux particulaires (I'indice p de Np et Pp signifie particulaire).

Il en est de même de LTinter par rapport LTR vs NTinter par rapport à NTR. Les figures 3.5 et 3.6 présentent ces interactio pour certaines formes de N et P perdues da les eaux de ruissellement. Da le loam limoneux, LTmter réduit les pertes de sol en N total particulaire en comparaison avec LTR alon que NTinter les augmente par rapport il NTR. Enfin, TPI augmente les pertes de certaines formes d'azote (figure 3.7a) da le loam sableux. Cependant, da ce sol, il interagit avec le lisier de bovi en réduisant les pertes en orthophosphates dissous, en P disponible particulaire, en P total et N total particulaires par rappon à LTAI. Son interaction avec le fertilisant minéral augmente ces pertes en comparaison avec NTAi (figure 3.7b). En 1996, da le loarn sableux, les TCES, par rapport à TC, ont réduit de 684, 67%. 56%. 36% les pertes respectives du sol sous forme dissoute en ortho-p, en P total. en NO3-N et en N total. Ces pratiques ont également réduit de 2696, 67%, 416, 71% et 62% les pertes sous forme particulaire respectivement pour le P disponible, le P tctal, le NO3-N, le Na-N et le N total en comparaison avec les pertes des mêmes éléments sous TC. Da le Ioam limoneux. des augmentatio de 33% et 1524 des quantités respectives de nitrates dissous et de P disponible particulaire ont été observées sous TCES par rapport à TC. Pour la même année, les Tinter ont contribué à réduire de 4% et 13% les quantires d'ortho-p et de Nb-N dissous et de 43% le P Mehlich III. 62% le P total. 46% les nitrates et 59% le Na-N traportés par les sédiments érodés da le loam sableux par rappon à TR. Mais, ils ont aussi contribué à augmenter de 139% la quantité de N total perdue da les sédiments. Da le loam limoneux, les Tinter ont contribué à augmenter les pertes de la plupart des formes de N et P da les eaux de ruissellement en comparaison avec les pertes sous IR. Enfin. da le loam sableux, TPI contribue à rtduire les quantités érodées et traportées, par rapport à TAI, de 59% pour les nitrates dissous, 37% pour le N total dissous et de 17% pour le Nb-N adsorbé et à augmenter de 59% et 65% respectivement celles de P disponible et de P total particulaires. Da le loam limoneux, TPI réduit de 438, 34%, 66% et 49% les pertes

respectives en ortho-p. en P total, en Na-N et en N total sous leurs formes dissoutes et de 7% et 34% celles en P disponible et en N total des sédiments en comparaison avec TAI. Figures 3.7: Effets des interactio Fum * (TM vs TPI) da le Ioarn sableux pour 1995: (a) Eléments totaux particulaires (l'indice p de Np et P, signifie particulaire) et (b) éléments N ci* ISSOUS. Par ailleurs, da le loam sableux, les NTCES, en comparaison avec NTC, réduisent de 76% les nitrates, de 69% le N total dissous et de 90% le N total particulaire. Les LTCES diminuent de 37% les nitrates et augmentent de 4% le N total dissous et de 107% le N total particulaire en comparaison avec LTC. Da le loam limoneux, les LTCES comparés à LTC, augmentent les quantités de N et P traportées da les sédiments contrairement à NTCES qui les réduit par rapport à NTC. Les figures 3.8 illustrent quelques unes des interactio da les deux sols. Figures 3.8: Effets des interactio Fum * (TC vs TCES) en 1996 : (a) da le loam sableux et (b) da le loam limoneux (l'indice p de Np et P, signifie particulaire). De plus, l'interaction LTinter augmente les pertes de N et de P par rapport à LTR alors que NTinter les réduit par rapport à NTR da les deux sols. La figure 3.9a présente quelques u

de ces paramètres da le loam limoneux. Da le loam sableux, l'interaction LTPI augmente les nutriments du sol traportés da les eaux de ruissellement don que NTAI les réduit (figure 3.9b). Figures 3.9: Effets des interactio entre traitements en 1996 : (a) interactio Fum * (TR vs Tinter) da le loam limoneux; (b) interactio Fum * (TAI vs TPI) da le Ioam sableux: (I'indice p de Np et P, signifie particulaire). Ces résultats sont conformes à ceux de plusieurs auteurs dont Deizman et al. (1989) pour le travail réduit du sol et Sharpley et Smith (1991) pour les plantes de couverture du sol. Cependant, da le loam limoneux, les TCES ont augmenté la charge de nitrates et de phosphore da les eaux de ruissellement. La nanue différente des deux sols, le mode d'application des lisiers et leurs teneurs différentes en N et P expliqueraient la variation de l'efficacité des TCES en fonction du sol. Ahuja (1990) et Snyder et Woolhiser (1985) ont abouti aux mêmes résultats. L'incorporation du lisier da les traitements TC et TR et l'impossibilité de leur incorporation da les Tinter pourraient en fournir une justification plus plausible. A ce propos, Deiman et al. (1989) et Mueller et al. (1984) estiment que l'application en surface des effluents organiques accroît leur traport da les eaux de ruissellement. De même. l'application des fertilisants da des conditio humides de 1994 et 1996 a accru leur déplacement par érosion conformément aux observatio de Nichols et al. (1994) et Huneycutt et al. (1988). Zhu et al. (1989) ont obtenu des réductio moyennes de 93% et 47% respectivement pour les pertes de sol et le volume du ruissellement alors que la concentration en N ammoniacal dissous augmentait de 1.61 à 3.72 fois et celle des ortho-p de 1.61 à 2.86 fois par la présence de plantes de couvemire. Celles-ci réduisaient cependant les quantités totales annuelies de nutriments traportées da les eaux de ruissellement.

Par ailleurs, si on neglige les pertes de phosphore sous forme dissoute, les pratiques culturaies comportant les plantes intercalaires ont. de façon g6n6raie, et6 aussi bonnes ou meilleures que le travail réduit du sol da le contrôle du déplacement des diffhntes formes de N et P par érosion et ruissellement. On peut peer que les prélèvements qu'eues font des réserves du sol (Poutala et Hannukkala, 1995) et la couvemire du sol qu'elles cotituent (Wollenhaupt et al- 1995) de même que la quantité de résidus qu'elles génèrent (voir chapitre VI) sont autant d'arguments justifiant leur efficacité da le contrôle des pertes de nutriments du sol da les eaux de ruissellement. Enfin, le labour printanier a été généralement plus efficace da les deux sols que le labour automnal da le contrôle des pertes de nutriments du sol da les eaux de ruissellement probablement à cause du taux élevé de couvemire du sol par les résidus qu'il génère. De plus, l'immobilisation des nutriments da la dégradation de ces résidus fraîchement incorporés en a soustrait une partie importante à l'action érosive des pluies à l'époque où le sol y était particulièrement seible. Les résultats obtenus en 1995, année plus sèche, sont convaires à ceux attendus da la mesure où les pratiques de coervation des eaux et du sol ont favorisé les pertes de N et P par rapport au travail conventionnel du sol. En réalité. jusqu'à la date d'application en post-levée des lisiers. très peu d'événements pluvieux avaient pu genérer le ruissellement. Mais comme déjà relevé, les concentratio en nutriments étaient plus importantes da une quantité moindre d'eau recueillie. Les apports d'eau avec l'application des lisiers (au moi 66 mm d'eau en 30 minutes) ont cotitué, pour cette année-là, le facteur essentiel du missellement da la phase de vulnérabilité du sol. Da ces conditio, il est permis de peer que ces fortes concentratio combinées à l'humidité élevée du sol coécutive à la présence de plantes intercalaires et des résidus (Campbell et al. 1994) et à l'évaporation limitée du sol (Frye et Blevi, 1989) aient pu favoriser le traport des nutriments par érosion. Massee (1990) et Warrington et al. (1989) signalent en effet que ces facteurs favorisent les pertes de nutriments par érosion.

2.4. Conclusion. Le volume d'eau de ruissellement est plus important pour le loam limoneux par rapport au loam sableux et inversement pour les sédiments. Le lisier augmente le ruissellement et les penes de sol da le loam sableux. Son incorporation réduit le volume du ruissellement da le loam limoneux. Ii augmente généralement les pertes de P et N da Les deux sols par rapport au fertilisant minéral. Mais ceci varie selon le sol, le nutriment du sol et sa forme da l'eau de ruisseilement. Les TCES réduisent l'importance du ruissellement, des pertes totales en sédiments et des nutriments traportés sous forme dissoute et particulaire. Leur niveau d'efficacité est variable avec les années, avec la nature du sol et avec l'élément coidéré. Les effets des Tinter, comparés à ceux de TR, dépendent de l'importance de la pluviométrie de la première moitié de la saison de culture et de la nature du fertilisant azoté. En année à pluviométrie élevée, l'efficacité des Tinter varie avec la narure du sol et avec le nutriment coidéré. En année à faible pluviométrie, ils sont moi bo que TR. Enfin, TPI réduit les penes estivales des nutriments du sol par rapport B TAI respectivement da les deux sols sableux et limoneux. Il réduit les pertes de nutriments du sol da les eaux de ruissellement en comparaison avec celles découlant du travail automnal du sol. Les interactio entre les travaux du sol et les fertilisants sont vmiables. Mais en général. le lisier augmente les pertes de sol et de nutriments par rapport au nitrate d'ammonium quelque soit le travail du sol. Da tous les cas, en tenant compte des résultats obtenus pour tous les paramètres mesurés pour chaque année et da chaque sol, les pratiques culturales étudiées pourraient être classées da l'ordre TPI 2 TR > TAI > TC par rapport à leur capacité à contrôler l'érosion du sol et les risques de pollution N et P des eaux de surface.

CHAPITRE IV IMPACTS DE DEW~UNES REGIES DE PRODUCTION DU MAISGRAIN SUR LES RISQUES DE POLLUTION DES EAUX SOUTERRAINES Karemangingo c?', MA ~averdière'') et C. ~ernard'~) L'amélioration de l'infitration coécutive l'adoption des pratiques de coervation du sol accroît les risques de poliution des eaux souterraines. L'objectif de cette étude etait d'évaluer, da deux loams sableux et limoneux, l'efficacité de deux sources de N et de 4 pratiques culturales de production du maïs-grain da la protection contre les risques de contamination N et P des eaux souterraines. La dose N a été fractionnée: 30kg N ha-' au semis et 120kg N ha-' en pst-levée sous forme de lisier (L) de bovi en loam sableux ou de porcs en loam limoneux et de nitrate d'ammonium. Ces deux types de fertilisants N ont été combinés chacun au travail conventionnel du sol (TC), au travail réduit du sol (TR), au labour automnal avec incorporation de plantes intercalaires formées d'un mélange de trèfle rouge et de fléole (TAI) et au labour printanier avec incorporation des mêmes cultures intercalaires (TPI). Le niveau des nutriments da le profil a été suivi au moyen de 3 échantillonnages da la saison (printemps ou TOT été ou TI et automne ou T2) da les couches 0-20,2040,40-70'70-100 et 100-120cm de 1994 à 1996- Les résultats obtenus ont montré que le niveau des nutriments da le sol varie avec la date d'échantillonnage. Da la couche 0-2km, le P Mehlich Ili est maximal à Tt en loam sableux et à TI en loam limoneux. Les nitrates sont 5 leur maximum à To en loam sableux et à TI en loarn limoneux. Les lisiers ont augmenté la teneur en P disponible et en N minéral da le sol par rapport au fertilisant minéral. Des accroissements moye annuels de 4% et 73% ont été notamment obtenus à la mi-saison pour le P Mehlich I respectivement pour les loams sableux et limoneux. L.e lisier de bovi a généré 11% plus de NO3-N da la couche 0-20cm et augmenté de 6 fois le m-n da la couche 100-120cm. Le lisier de porcs a augmenté les nitrates da chaque couche de sol. Les pratiques culturales de coervation sont plus efficaces da le loam limoneux par rapport ij TC. Leur effet moyen a réduit le P disponible du sol de 119 et 48 kg P ha-' respectivement da les Ioams sableux et limoneux. A la période critique de la mi-saison, ces pratiques ont réduit en moyenne de 24% et 23% le P Mehlich III et de 28 et 30% les nitrates da les deux sols respectifs. Elles ont augmenté le N&-N da le loam sableux. Les Tinter ont réduit le P disponible de 52 et 13kg P ha" respectivement da les loams sableux et limoneux en comparaison avec TR. Enfin, TPI minimise la migration de P disponible et des nitrates da le sol en comparaison avec TAI. Des réductio moyennes de 30% ont été obtenues pour les nitrates sous le régime TPI da les deux sols. De plus. TPI réduit le P Mehlich Ili da la couche 100-120cm de loam sableux. Mais il y augmente les niveaux de NI&-N. Cependant, da l'eemble, TPI > TAI 2TR > TC par rapport ii leur efficacite à contrôler les risques de polluti~n des eaux souterraines par le phosphore et l'azote minéral. (1) üépcment des sols et de gtnie û~imen~se. Univasite Lavai. Québcc. (2) Cenue de recherche en sols. Ministh de

4.1. INTRODUCTION. Au Quebec, Liang et al. (1991) ont cotate qu'au taux normalement recommand6 par le Coeil des Productio Végétales du Québec (CPVQ, 1994) pour la fertilisation azotée du maïs, de faibles précipitatio hivernales provoquaient des accumulatio importantes de nitrates da le sol pendant la saison de croissance. Les teneurs résiduelles des fertilisants peuvent aii migrer da le sol et provoquer la poilution des eaux souterraines (Heckrath et al., 1995; Brandi-Dohm et al., 1997). Le type de fertilisant (Simard et al., 1995). la nature du sol (Sharpley et al., 1996), le mode de travail du sol (Bd-Coelho et Roy, 1997; Zhou et al.. 1997), la pluviométrie (Shipitalo et Edwards, 1993, Liang et al., 1991) et la saison (=barth et Paul, 1997) sont parmi les facteurs qui déterminent l'ampleur de ces déplacements. Goss et al. (1993) ont remarqué que l'application estivale des fertilisants était suivie du lessivage de l'azote lorsque la pluviométrie était abondante. Da ce se, Tirnmo (1984) précise que la quantité de nitrates lessivés est directement reliée à la quantité d'eau qui traverse le profd. La fumure organique issue des déchets animaux est à la fois un fertilisant qui peut être efficace (Tran et Ndayegamiye, 1995) et un amendement intéressant du sol (Campbell et al., 1986; Sommerfeldt et al., 1988). Mais, elle contribue à augmenter les risques de pollution des eaux (Gangbazo et al., 1995; Simard et al., 1995, O'Halloran 1993). A Lemoxville, Pesant et al. (1993) ont cotaté que les pertes par lessivage représentaient 98% des pertes de NO3-N sous le maïs et totalisaient 161 kg NO3-N ha-' sous fertilisation organique contre 94.5kg NOrN ha-' pour le témoin fertilisé avec le nitrate d'ammonium. Les pratiques culturales de coervation des eaux et du sol développées da le but de limiter les pertes de sol et de nutriments du sol par érosion (Unger, 1994; Power, 1987) pourraient accélérer le taux et de trafert des nutriments résiduels da les eaux souterraines (Randall et Iragavarapu, 1995). Aux USA, Kanwar et al. (1988) ont observé un flux plus important et des concentratio supérieures en NO3-N da le semis direct que da le labour conventionnel da un sol loameux. Goss et al. (1993) ont

remarqué que le lessivage des nitrates suite A l'application estivale des fenilisants N était 18% plus Cled sous le semis direct que sous le travail conventionnel du sol. Cependant. Randall (1990) a obtenu une réduction de l'accumulation de NO3-N de 75% da le semis direct comparé au travail conventionnel du sol (841kg ha-') da un sol argileux exploite pendant 8 a. De même, Angle et al. (1993) ont mesuré des concentratio plus faibles de NO3-N il 210 cm de profondeur du sol da le semis direct de maïs par rapport au labour conventiomel malgré une situation inverse da les 30 premiers cm du sol. La culture intercalaire est de plus en plus associée aux grandes cultures pour protéger le sol contre l'érosion (Sharpley et Smith, 1991) et absorber les nutriments résiduels (Kirchmann, 1988; Sharpley et Smith, 1991). Ditsch et Ailey (1991) et Staver et Brifield (1991) signalent l'existence d'espèces céréalières à potentiel élevé de réduction des nutriments résiduels du sol à cause de leur système radiculaire fascicul6. Meisinger et al. (199 1 ) citent, pour leur part, l'intérêt des légumineuses da la couvemire du sol et la réduction de l'érosion. mer et al. (1992) proposent l'association des deux espèces afin de combiner leurs avantages respectifs. McCracken et al. (1994) ont observé, da des bacs lysimétriques, que la présence du seigle sur pied pendant l'automne et l'hiver réduisait de façon significative, les concentratio de NOrN mesurées da les eaux de drainage, les maintenant presque absentes de l'automne à tôt au printemps par rapport au sol nu récolté en maïs. Au Finlande, Poutala et Hannukkala (1995) ont obtenu des accumulatio moyennes de 190kg N ha-' da les biomasses aériennes et de 7 kg N ha-' da les biomasses radiculaires de Tnfolium resupinatum (L.) associées à plusieurs céréales de grande CUI ture dont le maïs. Toutefois, selon Schepen et Fox (1989), I'enfouissement printanier des plantes de couverture retarde la minéralisation pour la fin de la période de croissance avec des risques sérieux d'avoir des teneurs élevées de nitrates et d'autres nutriments da le sol en dehors de la saison de croissance. Mais, Brown et al. (1993) ont cotat6 que l'enfouissement printanier, en conditio pluvieuses, de la vesce velue semée la saison précédente libérait da le sol cette quantité d'azote accumulée et augmentait les concentratio de nitrates da la couche 0-15cm du sol 50 à 78 jours après le semis du maïs. En saison moi pluvieuse, ces auteurs signalent que l'enfouissement de la même

masse végétale à la même @que n'a conduit à des augmentatio de nitrates da cette couche que seulement 103 jours après le semis. L'objectif de ce chapitre est d'évaluer les impacts de diff&entes régies de production du maïs-grain da la gestion des sols et la préservation de la qualité des eaux souterraines contre les risques de contamination par le phosphore et I'azote. 4.2. MATERIEL ET METHODES SPECIFIQUES. 42.1. Mesures de l'impact des traitements sur la migration de N et P da le profil. La description des sites, le dispositif expérimental et les traitements ont fait l'objet du deuxième chapitre. Pour évaluer l'impact des traitements sur la migration et I ou l'accumulation de P disponible, des nitrates et de N ammoniacal da le profil, trois échantillonnages ont été réalisés chaque année à trois périodes différentes: au printemps en présernis et avant toute fertilisation (temps To), au milieu de l'été (temps Ti), à environ deux semaines après l'application de 120kg N ha" en post-levée (sous forme de nitrate d'ammonium ou de lisiers) et à l'automne à environ deux semaines de la récolte du maïs (temps Tz). Le tableau 4.1 donne les dates des principales opératio et d'échantillonnage pour les deux sites. Les échantillo de sol sont prélevés à la tarière pour les couches de sol 0-20cm, 20-40cm, 40-70cm, 70-100cm et 100-120cm de profondeur entre les deux rangs centraux (la parcelle comporte 4 rangs). Le déplacement de l'azote minéral est mesuré da des extraits au 2N KCI d'échantillo de sols fnis (solution / sol = 5 : 1) par dosage de NO3-N et NI&-N selon la méthode Technicon (Technical Industrial Systems, 1978) par le laboratoire des sols du MAPAQ. La migration du P disponible est déterminée da des échantillo de sols secs tamis& à 2 mm. Le phosphore y est extrait au moyen de la solution Mehlich III (Mehüch, 1984) da le ratio solution: sol de 10 : 1) et dosé euite par spectrophotoméuie.

Tableau 4.1 : Dates d'échantillomage et de suivi des nutriments da le soi. Site Loam Limoneux (Saint-Lambert) Loarn sableux (Deschambault) Opération 1994 1995 1996 1994 1995 1996 Semis 19 mai 02 juin 24 mai 30 mai 23 mai 17 mai Fertilisant N 05 juillet 03 juillet 15 juillet 12 juillet 27 juin 05 juilet Temps To 17 mai t 1 mai 13 mai 17 mai 11 mai 13 mai Temps Tt 20 juillet 27 juillet 30 juillet 03 août 27 juillet 19 juillet Temps T2 28 septem. 28 septem. 01 octobre 29 septem. 29 septem. 01 octobre Les variatio des niveaux de ces io da chaque couche de sol reflètent les variatio dues à la saison et aux traitements sous les formes de migration, d'accumulation ou de traformation da le profd. 4.2.2. Méthodes d'analyses statistiques. Les comparaiso suivantes entre les traitements ont été planifiées a priori: N vs L; TC vs TR, TAI, TPI; TR vs TAI, TPI et TAI vs TPL L'ANOVA générale a été effectuée couche par couche en coidérant l'expérience comme un factoriel en splk-plot avec mesures répétées da le temps, les traitements étant en parcelles principales et les dates d'échantiliomage en sous-parcelles (Steel et Tome, 1980). Les dates d'échantillonnage cotituant un paramètre systématique, l'analyse de l'indépendance des termes d'erreurs des différentes périodes est géntralement évaluée par le test d'hypothèse de Huynh-Feldt. Da ce travail, la correction coervatrice de Box a été utilisée pour corriger les degrés de liberté du paramètre <<dates d'échantillonnage». L'impact spécifique de la période saisonnière a été évalué sous forme d'effets linéaires et quadratiques au moyen des contrastes polynomiaux avec espacements inégaux calculés selon Gornez et Gomez (1984).

4.3. RESULTATS ET DISCUSSION. 4.3.1. Impacts des régies de production du mai3 sur le P disponible da le sol. Les concentratio moyennes de P disponible da le profil des deux sols sont présentees da les annexes C.1 et C.2 respectivement pour les loams sableux et Limoneux. Les analyses statistiques correspondantes sont synthétisées da le tableau 4.2 pour l'eemble des couches et pour le profd de chaque sol. La date d'échantillonnage a cotitué un facteur important qui a affecté les variatio de phosphore da le sol autant et parfois plus que les traitements étudiés. 4.3.1.1. Impact de la saison sur la distribution du phosphore da le profd. Les résultats de 1'ANOVA des teneurs en phosphore da le sol en fonction des différentes dates d'échantillonnage sont donnés au tableau 4.3 et 4.4 respectivement pour le loam sableux et le loam limoneux. Les effets linéaires et quadratiques significatifs (P S 0. IO), très significatifs (P S 0.0 1) ou très hautement significatifs (P < 0.00 1) induits traduisent, comme le montrent les figures 4.1 et 4.2, des variatio importantes des teneurs de P Mehlich III da le sol à diverses périodes de la saison de croissance, surtout da le loam Iimoneux. 1994 1995 1996 Année Période coiddrde to tl t2 Saison Figure 4.1: Distribution moyenne du phosphore disponible da le loam sableux par date d'échantillonnage et par année d'étude.

Tableau 4.2: Spthese des analyses de variance des résultats relatifs à P Mehiich III dos5 da les pmns des deux sols et par année d'etude. Sol Loam sableux Loam Iimoneux Couche (cm) 0-20 2M0 40-70 70-1 0 100-1 20 Profil 0-20 20-40 40-70 70-100 100-120 RofiI Année 1994 Fumures Travaux FumTrav Dates' ' ' Date*Fum Date*Trav Année 1995 Fumures Travaux Furn * Trav ~ates'" Date*Fum Date*Trav Année 1996 Fumures Tnvaux Fum*Trav ~ates"' Date*Fum Date*Tcav ils ** 8 * *** * * I1S I1S * *** Ils *** IIS * * Tm = travaux du sol. Furn = fumures N. TCES = TR + TM + TPL Tinter = TAi + TPI, = significatifs ip 5 0.10). ** = nts significatifs (P s; 0.01). *** = très h;iutcmcnt significatifs (P 5 0.001). = non significatif et (1) : degrés & liberté non comgb. Da le loam sableux, des concentratio maximales de P disponible ont été observées (figure 4.1) au début de I'automne, pour presque toutes les couches, à l'exception de la couche 20-40cm. Par contre, da le loam limoneux (figure 4.2), les maxima ont été observes A la mi-saison pour les trois premières couches et au printemps da les deux dernières. La combinaison des effets linéaires et quadratiques produisent des baisses estivales en années pluvieuses (1994 et 1996) et des hausses en année plus sèche (1995) da

la première moitie de la saison. Aii, les mêmes figures montrent des accroissements moye importants et continus da la couche 0-20cm du loam limoneux de 1994 et 1996 et des diminutio continues da la même couche de loam sableux da le même temps. 1994 1995 1996 Année to tl t2 Saison Figure 4.2: Distribution moyenne du phosphore disponible da le Ioam limoneux par date d'échantiilonnage et par année d'étude. Inversement, des hausses printanières en année à précipitatio hivernales importantes ( 1995) sont observées da la couche 100-120cm (figures 4.3). Les mêmes figures montrent, pour 1994 et 1996, années qui ont été particulièrement humides da la première moitié de la saison de croissance, des au,meentatio esùvaies de P disponible da la même couche 100420cm. Cette évolution n'est cependant pas toujours statistiquement significative même lorsque les moyennes semblent différentes. I Figures 4.3: Evoiution du phosphore da la couche loel20cm (a) en loam sableux et (b) en loam limoneux, I

*,+ 8 2 % CC. Wr --,- Cc.

(V cc. I O

Les variatio saisonnières de P disponible da l'eemble du profil pour 1994. 1995 et 1996 traduisent des accroissements ou des diminutio Lies au climat, aux prd&vements par les plantes, aux pertes par &osion et lessivage, la physico-chimie du sol et aux apports d'engrais et de minémlisation des résidus de culture. Da le loam sableux, les écarts en P entre les deux couches de surface et les couches suivantes sont très marqués dès le depart (to de 1994) conformément à la théorie existante de la migration limitée du phosphore da le sol (Steveon, 1986; Barber. 1984). Par contre, da le loam limoneux, cette stratification est presque inexistante au départ. La texture Limoneuse de ce sol a probablement facilité la migration de fuies particules d'argile porteuses de phosphore à travers tout le profil par les macropores (Caron et al., 1996) lorsque le sol était en jachère. Par la suite. la couche 100-120cm est devenue aussi riche et même plus riche (to de 1995) que certaines des couches supérieures à cause probablement, et entre autres, des processus accrus de migration et d'accumulation coécutifs aux travaux de labour et à la fertilisation. La quantité totale de P Mehlich ID (P MIII) da l'eemble du profil de chacun des deux sols semble varier avec l'importance des précipitatio hivernales et surtout avec le niveau de la pluviométrie de la première moitié de la saison. Aii, en 1995, année à précipitatio hivernales importantes et à faible pluviométrie printanière (annexes A) correspondent des niveaux globalement plus élevés de phosphore da le sol (figures 4.4) par rapport aux deux autres années. Aii, le P disponible varie, da les deux sols, selon l'année et la saison. De telles variatio sont signalées ailleurs par Nyborg et al. (1992) et Malhi et al. (1991). En effet, Nyborg et al. (1992) ont cotaté, pour des sols variés de l'alberta, que l'automne était la saison des plus grandes teneurs de P disponible da le sol. Or, da la même région, les résultats de Malhi et al. (1991) indiquaient, une année plus tôt, que le P disponible était à son minimum en automne et Zî son maximum en été. Da tous les cas, on cotate que la teneur en P disponible da le sol varie au cours de l'année autant sinon plus selon la répartition des précipitatio que d'après la nature du sol.

Le passage de l'automne au printemps s'accompagnerait vraisemblablement de migration importante de phosphore suite au dégel. Cette migration de P M III serait suivie de son accumulation da les couches inférieures du sol. Figures 4.4: Variatio totales de P Mehiich ILI sur 120cm de profondeur du sol: (a) da le loam sableux; (b) da le loam limoneux. Cependant, ceci n'explique que partiellement les accroissements exceptionnels observés au printemps de 1995 da les deux sols da les couches 70-1Wcm et 100-120cm. Pour la courte durée de cette recherche, l'impact conjugué de tous les effets physico-chimiques, climatiques. biologiques et agronomiques sur l'évolution du phosphore da le sol a néanmoi conduit à une accumulation croissante du phosphore da la couche 0-20cm de loam limoneux et à une baisse légère mais cotante da le loam sableux. Tout se passe, da ce dernier sol, comme si la baisse cotante de phosphore da les couches superficielles se traduisait par I'enrichissement, significatif ou non, des couches inférieures. Inversement, sa cotante augmentation da la couche 0-20cm de loam limoneux conduirait à sa baisse da les couches inférieures. 4.3.1.2. Impact de la régie de fertilisation azotée sur le P disponible da le sol. Le lisier de bovi dosant en moyenne 0.6kg P total m" et celui de porcs dosant 0.7kg me3 ont apport6 respectivement 36kg et 42kg P ha-' da le sol. Ces quantités, négligées da le

calcul des besoi en phosphore du mai's, ont dû contribuer, année après am&, 5 augmenter le phosphore labile du sol et les risques de sa migration da le profil. Da la couche O- 20cm, sauf en 1994 en Ioam sableux, les parcelles fertilisées avec les lisiers ont toujours gdnéré des quantités plus importantes de phosphore que les parceiles témoi (figures 4.5) recevant la fumure azotée sous forme minérale tant en loam limoneux (P 1 0.001 en 1994 et 1996 et < 0.01 en 1995) qu'en Ioam sableux (P 5 0.10 en1995 et 1996). Ceci dénote un e~chissement important et progressif du sol tant par le lisier de bovi que par le Lisier de porcs. De plus, maigré l'absence d'interactio signifcatives avec la date d'échantillonnage, sauf en 1994 da le loam limoneux, les différences moyennes saisonnières entre les deux fertilisants montrent une tendance de surplus de P M III en faveur des lisiers. A la période critique de la mi-saison, des accroissements de P M ID dus à ce fertilisant N, en comparaison avec les témoi, représentent 15% en 1995 et 1246 en 1996 da le loam sableux et 1 19% 338 et 67% da le loam limoneux respectivement en 1994, 1995 et 1996. On note par ailleurs, da les couches inférieures du sol sableux, que les teneurs en P M III tendent rester, da les parcelles fertilisées avec le Lisier de bovi, généralement inférieures à celles observées da les parcelles témoi (figure 4.5a). Da le loam limoneux, les deux types de fumures sont significativement différents da plusieurs de ces couches (figure 4.5b). Da ces cas, le lisier de porcs génère des concentratio de phosphore plus importantes que da le fertilisant minéral qui sen de témoin. Le bilan global de P disponible da tout le profil de loam sableux ne montre aucune différence significative entre les deux fertilisants. Cependant, les différences moyennes annuelles de 35kg P ha*' en 1995 et 1996 enregistrées en faveur du lisier de bovi montrent une certaine tendance de ce fertilisant à accroître les niveaux de phosphore da ce soi. Da le loarn limoneux, le bilan annuel cumulé sur tout le profil est significativement différent entre les deux fertilisants (P 0.10 en 1994, 5 0.001 en 1995 et s 0.001 en 1996). Des surplus annuels de 43kg, 53kg et 45kg P ha" respectivement en 1994, 1995 et 1996 et saisonniers de 28kg 74kg et 42kg ont eté observés respectivement au printemps, en été et en automne en faveur du lisier de porcs par rapport au ternoin.

Les fertilisants par annde Figure 4.5a: P disponible en fonction des fertilisants da le loam sableux. 1 N L N L N L 1994 1995 1996 Les fertilisants par annb Figure 4.5b: P disponible en fonction des fertilisants da le loam limoneux. Par ailleurs, à la mi-saison, deux semaines après l'apport de fertilisants en post-levée, le P Mehlich III des parcelles fertilisées avec le lisier de porcs a dépassé de 3495, 40% et 46% celui de celles ayant reçu le fertilisant minéral au cours des trois années respectives. Aii, ce lisier a augmenté le phosphore disponible da chaque couche et da l'eemble du profü et contribué aii à accroître les risques de pollution des eaux souterraines. Les résultats obtenus da le loam limoneux sont globalement conformes à ceux obtenus par plusieurs auteurs dont Tran et Ndayegamiye (1995), Dormaar et Chang (1995) et Zhang et

al. (1995) selon lesquels la fumure organique augmentait- à long terme. la teneur en phosphore daas le sol. Au sud du Québec, OTHaUoran (1993) a obtenu, en loams argileux et sableux cultivés pendant sept aas en maïs. des teneurs en P minéral labile 40% et 4746 plus élevées da la couche arable des deux sols respectifs da les traitements recevant le himier de bovi dosant 170kg N ha-' et un compmment de 80kg PzOs ha" sous fome minérale. De même, Simard et al. (1995), travaillant da des zones à haute deité animale du bassin- venant de la rivière Beaurivage, ont cotaté que le statut du phosphore da la couche arable du sol avait augmenté da les sols cultivés recevant des apports répétés d'effluents animaux. Les résultats obtenus da le présent vavail montrent que la migration du phosphore peut aussi avoir lieu à court terme naturellement ou lorsque le lisier de porcs est utilisé comme la source d'azote du maïs. Da le même sol limoneux de Saint-Lambert, Tran et Ndayegamiye (1995) ont cotaté, après 16 a d'apports de fumiers et de fertilisants minéraux sur maïseilage, que les fractio stables de P du sol n'étaient pas affectées par la nature des fertilisants alon que les fractio résine-nahc03', NaOH-P inorganique et P total avaient augmenté. Cela lisse supposer que les fractio labiles, donc mobiles, pouvaient migrer en profondeur et y augmenter le P disponible, ce que tendent confier les résultats de la présente étude pour ce sol. La persistance des teneurs plus faibles da les traitements ayant reçu le lisier de bovi da le loam sableux, sauf da la couche 0-20cm, s'explique moi bien. On peut signaler, à toutes fms utiles, des résultats assez similaires obtenus par Heckrath et al. (1995). Ces auteurs ont en effet dosé da les eaux de drainage, des quantités moindres de P total dissous da les traitements recevant 40kg P ha-' sous fome de fumier de ferme depuis plusieurs années, comparés à ceux recevant au plus 35kg P ha-' sous forme minérale. Sharpley et al. (1996) n'ont observé, da des sols de texture loameuse à plus fine, après 12 à 35 a d'application de litière de volaille, aucune migration ou accumulation de phosphore au-delà de 30cm de profondeur. Da la présente étude, l'incorporation du lisier de porcs da la moitié des parceiles a probablement favorisé la migration de P disponible da le profil contrairement au lisier de bovi qui a éte appliqué partout en surface da le loarn sableux.

4.3.1.3. Impact des systèmes culturaux sur le P disponible da le proni. A. Effets des pratiques culturaies de coervation des eaux et du sol. Da le profil de loam sableux (tableaux 4.2 pour 1994 et 4.5 pour 1995 et 1996). les TC vs TCES ne ghèrent de diffhnces significatives entre eux que da tout le profd en 1994 (P 5 0.10) et da la couche 40-7Ckm en 1996 (P 5 0.01). Leurs interactio avec les feailisants sont significatives da la couche 0-20cm (P'; 0.10) et da tout le profd (P 5 0.10) en 1994 et da les couches 70-100cm (P < 0.01) et 100-120cm (P < 0.10) en 1996. Au cours des trois années. les TCES n'ont généralement pas permis de réduire les accumuiatio moyennes de P disponibie de façon significative da les couches du sol sableux (figure 4.6). Da le loarn limoneux, des différences significatives entre TC et TCES existent da les couches 0-20cm (P 5 0.001), 20-40cm (P -< 0.10) et da tout le profd en 1994 et da la couche 0-20cm (P 10.10) en 1995. Da ces couches, les TCES ont contribué à réduire le P disponible (figure 4.7). Par ailleurs, 1'eKet moyen des TCES a limité la quantité de P disponible da le profil des deux sols par rapport TC en 1994. Cette tendance subsiste da les deux sols pour les autres années même en l'absence de différences significatives entre les deux types de pratiques culturales (figures 4.8). Ces résultats tendent à confirmer que l'efficacité des TCES est fonction de la texture du sol (Sharpley et Smith, 1991), de son niveau de fertilité (Sharpley, 1996) et des conditio climatiques de l'année et de la période saisonnière coidérées (Holderbaum et al.. 1990). En effet, pour le loam sableux dont la nature du sol permet un niveau de drainage plus important. les TCES n'ont pu se démarquer nettement du travail conventionnel du sol da la réduction des teneurs de phosphore da le sol, sauf da la couche 0-20cm et da l'eemble du profil une année sur trois. Par contre, la pauvreté initiale du loam limoneux a limité le trafert du phosphore des couches de surface vers les couches inférieures de ce sol.

Par ailleurs, da le loam sableux, les interactio significatives entre les traitements traduisent, da les couches où elles existent (0-20cm, 100-120cm et le profil en 1994 1996), par des accroissements de P disponible da les TCES en interaction avec le lisier de bovi. Aii, da la couche 0-20cm, les NTCES baissent de 43mg P kg-' le niveau de P disponible da le sol par rapport à NTC en 1994 don que les LTCES l'augmentent de 4.7mg kg" par rapport à LTC. Figure 4.6: Effets des pratiques de coervation da la réduction de P disponible da le loam sabieux. P disponible en 1994 (mgntg) P disponible en 1WS (mglkg) P dis poniblr on 1996 (m ghg) 5 6 7 8 9 10111213141516171819 10 12 14 16 10 20 22 24 26 20 O 2 4 6 8 rot2 14 161820222426 0,.. - - O l 01. -. Figure 4.7: Effets des pratiques de coervation da la réduction de P disponible da le loam limoneux. Da le loam limoneux, LTCES a permis de réduire le P disponible da la couche 0-20cm de 14.2mg kg-' en 1994 et de 10.8mg kg-' en 1995 en comparaison avec LTC pendant que

73 NTCES réduisait seulement de O.hng et 4.9mg P kg-' par rapport il NTC au cours des deux années respectives. - " k 8 - Périodes d'bchantillonnage (b) Figures 4.8: Impact des pratiques culturales de coervation sur le P Mehlich Ii sur 120cm de profondeur du sol (a) de loam sableux et (b) de loam limoneux. Enfin, en interaction avec les dates d'échantillonnage, les effets des TCES ne sont significativement différents de ceux de TC qu'à certaines périodes de certaines années et da certaines couches et ce, da les deux sols. Da ces cas. ces pratiques ont contribué à réduire la quantité de phosphore da le sol. Aii, da la couche 100-120cm de loam sableux. les travaux de coervation ont réduit, à la période critique de la mi-saison (après application des fertilisants en post-levée), de 41%. 49% et 51% le P Mehlich III par rapport il TC respectivement en 1994, 1995 et 1996. Da l'eemble du profil de ce sol, les réductio moyennes au temps Tl dues à TCES atteignent 2295, 26% et 26% par rapport au P disponible da le sol sous TC au cours des trois années respectives. Da le loam limoneux. les TCES ont réduit de 5 1%, 408 les teneurs moyennes de P M III de la couche O- 20cm à la même date de la mi-saison respectivement en 1994 et 1995. Ces pratiques ont réduit, da la totalité du profil. les niveaux moye de P disponible au temps TI à 40%. 24% et 6% de leun niveaux respectifs da TC respectivement en 1994,1995 et 1996.

Lcs observatio de Moaaghimi et al. (1988) selon lesquelles les rn6thodes de travail du sol qui maintiennent en surface les résidus de culture (comme TR) réduisent le taux de ruissellement et augmentent le taux de lessivage des nutriments ne sont pas confirmt5es. Les résultats obtenus sont également contraires à ceux de Havis et Alberts (1993) sur la contribution des résidus de culture da le lessivage du phosphore. Da le présent travail. les pratiques de coervation ont, soit maintenu soit réduit le niveau de phosphore da le sol en comparaison avec le travail conveatiomel du sol. Elles tendent modérer les variatio de P disponible, particdièrement à la mi-saison. Mieux, leur action se renforce à travers la saison de telle façon que da les couches de surface. le niveau de phosphore soit miaimal à la fui de la saison da les TCES contrairement à TC qui tend à l'augmenter. Ces résultats sont conformes à ceux de Wilson et al. (1991) et Poutala et Hannukkala (1995) pour qui des plantes intercalaires réduisent, en les absorbant, les teneurs résiduelles des nutriments da le sol. Da les deux sols, la restitution des résidus de récolte da toutes les parcelles, pratique courante da la production du mais-grain, n'a pas permis à tous les traitements et à toutes leurs combinaiso de montrer leur niveau réel d'efficacité. Da ce se, Singh et al. (1996) ont en effet cotaté que I'emcacité du semis direct d'orge pendant neuf a n'a pu être mise en évidence lorsque cette pratique était comparée au travail conventionnel du sol couplé à l'enfouissement des résidus de la récolte précédente. Kamau et al. (1996) et Ellsworth et al. ( 1991) ont abouti à la même conclusion da la culture du mai's. B. Comparaiso des effets de la culture intercalaire et du travail réduit du sol. Da le profil de loam sableux, très peu de couches de sol montrent des différences significatives entre les deux types de traitements. On peut en signaler notamment da la couche 100-120cm de loam sableux en 1995 (P I 0.01) et 1996 (P I 0.01). Da cette couche, les pratiques culturales comportant les plantes intercalaires (Tinter) ont permis de réduire les accumulatio moyennes de P disponible comme le montre la figure 4.9a pour les deux années respectives. Da le loam limoneux, des différences significatives existent da

la couche 0-20cm (P 10.001) en 1995, an& au cours de laquelle les Tinter ont contribue augmenter la quantite de P disponible da le sol par rapport à TR (figure 4.9b). Mais, da la totalitk du profd, les Tinter ont signincativement dduit de 13.3 kg ha-' le P Mehiïch III au cours de la même annee. Des tendances similaires mais non significatives s'observent da les autres couches des deux sols. Figure 4.9: Effets de TR vs Tinter da (a) la couche 100-120cm de loam sableux et (b) da la couche 0-20cm de loam limoneux. Da le loam sableux, les LTinter accroissent le P disponible da les trois couches de surface et les diminuent da les deux couches suivantes en comparaison avec LTR (figure 4.10). Aussi, minter réduit le P disponible pratiquement da chaque couche de sol par rapport à NTR. Aucune interaction n'est significative da le loam limoneux. Les interactio significatives avec la saison sont localisées da les couches 70-100cm et 100-120cm de loam sableux en 1996. Les Tinter ont été particulièrement efficaces à la mi-saison car elles ont réduit le P Mehlich III de 40% da les deux couches respectives par rapport à TR. Les prélèvements en P assimilable des couches de surface pour les besoi nutritio~els des plantes intercalaires et la réduction du trafert des nutriments da le profil qui en decoule. expliquent en grande partie les différences entre TR et Tinter. De plus, l'évapotrapiration additionnelle des plantes intercalaires (Smith et Cassel, 1990: Sturgul et al.. 1990) réduit la quantité de l'eau da le sol.

Figures 4.10: Interactio Fum x (TR vs Tinter) da Ie loarn sableux (a) en 1995 et (b) en 1996. Cette action est renforcée par la réduction éventueile de la teneur en eau du sol à la suite l'enfouissement des plantes intercalaires (Zhu et al., 1991). Ces facteurs limitent la migration du front d'humidité (Datiri et Lowery, 1991) da le sol et contribuent à augmenter l'efficacité de Tinter par rapport à TR à travers la saison. C. comparaison des effets du labour printanier à ceux du labour automnal. Da le loam sableux, les seules différences significatives entre TAI et TPI se situent uniquement da la couche 100-120cm en 1996 (P 5 0.01). Da le loam limoneux, elles existent uniquement da l'eemble du profil (P 10.10) en 1995. Aii da la couche 100-120cm du loam sableux, TPI a généré des teneurs moyennes annuelles de 6mg P kg-' moi élevées que TAI qui dosait 18mg P kg-' en 1996. Da le loam ~imoneux, TPI génère 13kg P ha-' de moi que TAI en 1995 da l'eemble du profil. L'effet de l'enfouissement des plantes intercalaires par le labour printanier est aii variable avec le sol, la couche et l'année coidérés. Il réduit le niveau du phosphore da la couche 100-120cm da le loam sableux en année pluvieuse (1996) et réduit le P disponible sur l'eemble du profil de loam limoneux en année plus sèche (1995). La présence de plantes de couverture du sol pendant la période hivernale jouerait aii un rôle important da le contrôle de la migration du

phosphore da le sol. Une telle conclusion est conforme aux travaux de plusieurs auteurs dont McCracken et al. (1994) et Poutala et Hannukkala (1995). En interactio avec le lisier de bovi, le labour printanier augmente le phosphore da les trois couches de surface et le réduit da les deux couches suivantes par rapport à LTAI au cours de 1995 et 1996 (figures 4.11). Da tout le profil, le P disponible cumulé augmente de I54kg et 126kg P ha-' da LTPI par rapport à LTAI et diminue de 140 et 116kg da NTPI par rappon à NTAI respectivement en 1995 et 1996. Figures 4.1 1 : Effets du labour printanier par rappon au labour automnal da le loam sableux pour les années (a) 1995 et (b) 1996. Le labour automnal conduit à la minéraiisation précoce des résidus et - donc - à la libération hâtive des nutriments da le sol, probablement très tôt au printemps. Sa migration précoce da le profil appauvrirait les couches du sol de surface au profit des couches profondes comparativement à son évolution sous le labour printanier. Les interactio significatives avec la saison sont localisées da les couches 70-100cm et 100-120cm de Ioarn sableux en 1996. Da ces deux couches, les niveaux printaniers de phosphore sont plus élevés da TAI que da TPI et inversement pour les niveaux d'été. Aii, le phosphore traféré dès l'automne da TAI atteint probablement ces couches au temps To alors que celui de T'PI est encore da les couches supérieures. Il y a comme un retard entre "les temps d'émergence" du phosphore à ces deux niveaux du profil et sous ces deux systèmes de travail du sol. En

coéquence. TPI assure une meilieure protection du sol et des eaux pendant la période critique de l'inter-saison da le loam sableux. Son efficacitt! par rapport TAI da le loam limoneux n'a pu être établie. 4 m 3 m 2 m Impacts des systèmes de production du &-grain sur l'azote minéral du SOL Les résultats des teneurs moyennes de nitrates et d'ammonium sont présentés da les annexes C.3 et C.4 pour les deux loams sableux et limoneux. La synthèse des résultats des analyses de variance est présentée da les tableaux 4.6 et 4.7 pour les deux sols respectifs. Les analyses statistiques détaillées sont présentées au fur et à mesure de la présentation et de la discussion des résultats. 4.3.2.1. Effets de la saison sur l'azote minéral da le sol. Les tableaux 4.8 et 4.9 présentent les résultats des analyses de variance pour les effets linéaires et / ou quadratiques des dates d'échantillonnage da toutes les couches (sauf la couche 70-100cm) pour les nitrates da les deux sols respectifs. Les résultats relatifs à N ammoniacal sont présentés en annexes 2.5 pour les deux sols. Les teneurs en nitrates da le sol varient avec le sol, la saison (la date d'échantillonnage) et l'année coidérée. Mais, de façon générale, da le loam sableux, les teneurs moyennes des nitrates sur trois a sont maximales au printemps et minimales en automne da la couche 0-20cm. maximales en été (à la mi-saison) da les couches 20-40cm, 40-7ûcm et 70-100cm et en automne da la couche 100-120cm (figure 4.12). Une telle variation saisonnière découlerait sa doute de leur lessivage à partir de la couche 0-20cm et de leur migration da le profil avec des accumulatio maximales da la couche 100-120cm en Fm de saison. Da le loam limoneux (figure 4.13). les trois couches de surface atteignent des teneurs maximales à la mi-saison (les effets quadratiques ont des sommes des carrés des écarts plus importantes, sauf en 1994). après toute fertilisation, et retombent à peu près à leur niveau printanier en fin de saison. Les accumulatio importantes obtenues à la mi-saison da les couches 0-20cm

et 20-&ml particulièrement en 1995, annk moi pluvieuse, (54.0mg et 28mg NO< kg-' da les deux couches respectives pour cette année4 contre 10.Img et 7.3mg Na- kg" au printemps) seraient coécutives aux apports de fertilisants azotes, certes, mais aussi et surtout à la réduction des pertes par lessivage, par érosion et denitrification aii que par une amélioration des conditio de minéralisation de I'azote, O ' 10 t 1 t2 94 95 96 Saison Année Figure 4.12: Effets moye de la saison et de l'année sur les nitrates da le loam sableux. -20-40cm 7 0-1 OOcm 10 tl 12 Saison Figure 4.13: Effets moye de la saison et de l'année sur les nitrates da le loarn limoneux.

Tableau 4.6: Analyses de variance des résultats de N minhl da le Ioam sableux. SOI N nitrique N ammoniacal Couche(cm) 0-20 20-40 40-70 70-100 100-120 Rom 0-20 20-40 40-70 70-100100-120 Rofil Année 1994 Fumures 5 * IIS RS ** Travaux IIS Ils lls Fum*Trav Ils Ils lls ~ates"' *** * Ils *** *** Date*Fum ** * * Date*Trav I1S 11s Ils Année 1995 Fumures m Travaux Fum * Trav ' ~ates" * *** ** lls Ils *** ILS 8 * Date*Furn Date*Trav lls Année 1996 Fumures I1S lls Travaux * * Fum*Trav ~ates"' Ils * ** * * * Date*Fum Cs Ils * Date*Trav * IIS Ils Trav = mvau du sol. Fum = fumure N; * = significatifs tp S 0.10). ** = ds significatifs (P 5 0.01). or+ = trts hauumcnt significatifs (P 5 0.001 ). = non signifiatif; (1) : degrés & libem! non corrig&.

Tableau 4.7: Analyses de varance des résultats de N minéral da le loam iimoneux. Sol N nitrique N ammoniacal Couche (cm) 0-20 20-40 40-70 70-100100- 120 Profd 0-20 20-40 40-70 70- f 00 1 00-120 Profil Année 1994 Fumures Travaux Fum*Trav ' ~ates" Date*Fum Date*Trav Année 1995 Fumures Travaux Fum * Trav ~ates' '' Date*Fum DateTrav Année 1996 Fumures Travaux FumYTrav ~ates'" Date*Fum Date*Trav Ils *** C1S [1S Ils 11s *** Ils * * *** * 11s n!5 Ils *** Tnv = tnvaux du sol. Fum = fumure N; = significatifs (P s O. IO). ** = très significatifs (P s 0.01). **r = très hautement significatifs tp s 0.001 ). = non signifiucif; (1) :&gr& & libtd non comgés.

Tableau 4.8: Analyses de vüriüncc des effets saisonniers sur le N nitrique da Ic loam sableux. AnniSc AnniSc 1994 Anndc 1995 Annéc 1996 Conlraslcs DL CM F Fcorrigd IN, CM F Fcorrigd DL CM F Fcorrigd Couche 0-2Ocm Da1 cs 2 D linhirc: 1 D quridrot 1 Errcur 2 52 Couche 20-4Ocm Datcs 2 D linduirc 1 D quadrat 1 Erreur 2 52 Couche 40-70cm Dates 2 D lindairc 1 D quadrat 1 Erreur 2 51 Couche 100-12ûcm Dam 2 D linéaire 1 D quadrai I Erreur 2 52 Tout le profil Dutcs 2 D linhirc D quadrit Errcur 2 5 2 I I D = Dnics, = significaiii; ** = ir& significaiik *** = tres hnulcciicrii significatif; do = sa ohjci cnr P calculd non significatif.

Tableau 4.9: Analyses dc variance des effets suisonniers sur le N nitrique da le loam limoneux Anndc Annc'ç 1994 Annc'c 1995 Annde 1996 Contrustcs DL CM F Fcorrigd 111, CM F Fcorrigd DL CM F Fcorrigd Couche 0-20cm Daks 2 D lindairc I D quadraiiyuc 1 Errcur 2 52 Couche 204cm Dntçs 2 D lindaire 1 D quadraiiquc 1 Erreur 2 52 Couche 40-70cm Datcs 2 D lineairc I D quadratique I Errcur 2 52 Couche 100-120cm Dates 2 D lindairc I D quadratique I Erreur 2 52 Tout le orofil Datcs 2 D quadriitiquc 1 Erreur 2 52 D= dotes ; = significaiif; ** = t&s significatif; *** = ires hnutcnlcni signifiçatii; do = so nhjci cur F çnlcult non significatir.

Ces résultats confirment ceux de plusieurs auteurs dont CampbeII et al (1993) qui ont cotaté, en Saskatchewan, qu'une saison agricole beaucoup plus pluvieuse que la node avait entraîné une quantité coidérable de nitrates au-dela de la zone des racines du blé. Wilson et al. (1991) et Simon et Le Corre (1988) précisent que le dtlai et l'inteité de la pluie postérieurs à l'application de fertilisants conditionnent le niveau des pertes par lessivage des nitrates. Les pluies légères favorisent le pidgeage de ces derniers da les micropores d'oc ils seront difficilement extraits par les pluies ultérieures (Kanwar et al., 1985). Une telle capacité de protection des nitrates explique, après les fertilisants appliqués, les teneurs élevées de la mi-saison, surtout en 1995 da Ie loam limoneux. Les mêmes variatio saisonnières et annuelles affectent les teneurs de N ammoniacal (qui restent cependant très faibles) da les deux sols. De façon g6nérale, les couches 0-20cm, 20-40cm et 100-120cm (les variatio ne sont pas significatives da cette dernière couche) du loam sableux recèlent plus de m' que les autres couches au printemps alors qu'eues sont devancées par la couche O-2Ocm en automne. Le lessivage des couches supérieures de l'automne au printemps suite à leur état de saturation hydrique élevé (Clay et azj990) expliquerait les niveaux élevés de m-n au printemps da la couche 100-120cm. L'activité biologique élevée au début de I'automne en expliquerait les niveaux élevés da la couche 0-20cm (Vanotti et al., 1995). Da le loam limoneux, la stratification verticale de I'amrnonium est telle que les couches de surface en sont plus riches que les couches plus profondes. La période de la mi-saison recèle les teneurs les plus élevées à cause probablement des mêmes raiso que pour les nitrates. Il y a manifestement un mouvement de trafert de N minéral des couches de surface du sol vers les couches plus profondes du début à la fin de la saison. L'automne correspondrait aii il l'époque de forte immobilisation des nitrates par Ies résidus et par les microorganismes du sol alors que le printemps correspondrait au début de leur restitution da le sol et inversement pour l'ammonium. L'importance de l'état de saturation hydrique du sol parait mise en évidence lonqu'on coid5re les niveaux de N&' selon les années. En effet, I'année la plus sèche (1995) a été généralement la plus pauvre en ammonium à tous les

niveaux du profil. Ii est int&essant de noter, B quelques exceptio près, que les accroissements de N ammoniacal coïncident avec des baisses des nitrates da tout le profil du sol, surtout da le sol sabieux. Il est possible que Le phénomène de réduction traformante de NO3' en NI&+ (dissimilatory reduction) signalé par McKe~ey et al. (1993) ait eu lieu notamment da la couche 100-120cm du loam sableux. Les conditio plus humides et - donc - moi oxyg6nees préexistantes à ce niveau du sol à certaines périodes de la saison y sont favorables. Cependant, des pertes par denitrification (Paul et Beauchamp, 1993) ou par fmation de l'ammonium sur les argiles avec libération ultdrieure (Green et al., 1994) pourraient avoir aussi joué un rôle da les variatio de ce cation da le sol. Les résultats de ce travail different cependant de ceux de Liang et al. (1991). Ces auteurs signalent des accumulatio de nitrates da la couche de sol exploitée par les racines après une fertilisation azotée du maïs au taux normalement recommandé suite à de faibles précipitatio hivernales. Da le cas présent, les teneurs les plus fortes de nitrates générées da le sol pendant l'été ont été la coéquence de la rareté des pluies da la première moitié de la saison agricole, indépendamment des précipitatio hivernales qui étaient, par ailleurs. élevées à l'hiver de 1995. Les conditio printanières et la fertilisation de post-levée paraissent jouer un rôle plus grand sur la quantité de nitrates dosés da le sol pendant l'été. Les variatio annuelles des teneurs printanières signalées par Vanotti et al. (1995) ont été cependant confirmées. Elles ont été principalement dues à des pertes par lessivage et à l'immobilisation de N minéral da la dégradation des résidus (16g N kg-' à décomposer selon ces auteurs). Da tous les cas, le niveau printanier d'azote minéral (NOi' et Mt') reste aussi élevé (en Ioam limoneux) ou plus élevé (en loam sableux) que son niveau automnal. Ceci est en accord avec les travaux de Paul et Beauchamp (1993) selon qui, le N minéral da le sol au printemps fournit un meilleur indicateur des besoi N du maïs. 4.3.2.2. Effets des régies de fertilisation azotée sur I'azote minéral da le sol. Les résultats statistiques relatifs aux variatio de N minéral da les deux sols en fonction des deux types de fertilisants appliqués (tableaux 4.6 et 4.7) montrent que les diffërences

entre ces derniers sont variables selon le sol, Ia couche de sol et l'année coid6&. Da le loam sableux, de fqon génerale, le lisier de bovi a généré des quantités moi élevées de nitrates da le profil (figure 4.14) en andes pluvieuses (1994 et 1996) et plus élevées en année plus sèche (1995) que le nitrate d'ammonium. Il a g6ncx-é des teneurs toujours plus élevées en ammonium (figure 4.15)' particulièrement da la couche 100-120cm du sol sableux. De manière générale. les résultats obtenus sont comparables à ceux de Chang et Enu (1996) selon lesquels le lisier de bovi appliqué sous les conditio naturelles, Zi des doses égales (ou supérieures) à ceiles recommandées, a accru les accumulatio de NO3-N da la zone des racines par rapport au fertilisant minéral. Figure 4.14: Effets de la nature de la fumure azotée sur la distribution des nitrates da Ie profil de loam sableux (N : nitrate d'ammonium et L : lisier). En effet, cette couche 100-120cm du loam sableux recèle les teneun de Na' 6 fois plus élevées da les parcelles ayant reçu le fertilisant organique que da les parcelles témoi. Ceci confirme que le lisier augmente les risques de pollution N des eaux souterraines en comparaison avec le nitrate d'ammonium da ce sol. Da le loam limoneux, le Lisier de porcs a généré des quantités de nitrates plus importantes que le nitrate d'ammonium da les couches 0-20cm (P < 0.10) en 1994,O-20cm (P c 0.01) et la totalité du profil (P < O. 10) en 1995 et tout le profil (P c 0.10) en 1996. La figure 4.16 montre I'évolution générale de ces différences (et de leur absence) da le profil au cours des trois années.

Pour l'ion ammoniacal, I'dyse de variance n'a dvée de diff6rence significative (P < 0.10) que da la couche O-2Ocm en l'année 1994 au cours de laquelle Ie fertilisant minéral a produit 0.7mg N&-N kg" de plus que le fertilisant organique. Figures 4.17: Accumulatio totales sur 120cm de profondeur du sol : (a) N ammoniacal da le loam sableux et (b) nitrates da le loam limoneux. Cependant. à la mi-saison, le lisier de bovi a produit 33 et 8% moi de nitrates durant les années 1994 et 1996 et 16% plus en 1995 que le nitrate d'ammonium. Le lisier de bovi produit par ailleurs plus d'ammonium que le fertilisant minéral (figure 4.17a). Da le loarn limoneux, la figure 4.17b exprime les accroissements annuels des nitrates dus i l'application des lisiers de porcs par rapport au ferlllisant minéral. Aii, da I'eemble des deux sols, le lisier quelque soit sa nature, a contribué à augmenter le niveau de N minéral da le profil aii que les risques de contamination des eaux souterraines. Ces résultats confment ceux de plusieurs auteurs sur la fertilisation N minérale vs N organique. Schmitt et al. (1995) ont obtenu da la couche 0-60cm du sol, une teneur de N inorganique 24% plus élevée lorsque le fertilisant appliqué était d'origine organique que da le cas contraire. Pesant et al. (1993) signalent, au sud du Québec, des pertes par lessivage des nitrates equivalant à 161kg N ha-' sous fertilisant organique contre 94.5kg N ha-' sous fertilisant minéral seul.

Da le présent travail, des surplus de 338 en 1995 et 19% en 1996 ont ét6 enregistrés da le profil du loam limoneux pour le lisier par rapport au nitrate d'ammonium. Gangbazo et al (1995) ont cotat6 que le ruissellement etait la principale voie de pertes d'ammonium avec 85 à 90% du total des pertes par lessivage et érosion, contrairement aux nitrates dont le lessivage cotituait la voie principale par laquelie ils sont traportés da les eaux. Le présent travail confme ces résultats en ce qui concerne les nitrates et ajoute que leur accumulation est fonction des régimes hydriques préexistant au moment de l'application des fertilisants. Sur trois a, on a pu mettre en évidence des pertes par lessivage qui, si elles demeurent moi élevées que celles ci-dessus réferenc&es, n'augmentent pas moi les risques de contamination des eaux souterraines, surtout lorsque le maïs est fertilisé avec le lisier. 4.3.2.3. Effets des pratiques culturales sur I'azote minéral du sol. Les tableaux 4.10 et 4.11 reproduisent les résultats essentiels des comparaiso des moyennes des teneurs en nitrates et en ammonium des années 1995 et 1996 entre les différentes pratiques culturales respectivement pour les loams sableux et limoneux. L'annexe 3.6 donne le reste des analyses statistiques. Les résultats de l'année 1994 sont présentés aux tableaux 4.6 et 4.7. A. Effets des pratiques culturales de coervation sur le N minéral da le sol. Da le loam sableux, les analyses statistiques ne donnent de différences significatives, au niveau des nitrates, entre TCES vs TC que da les couches 70-100 et 100-120cm (P < 0.10) en 1996. Da ces cas, les TCES ont contribué à réduire le niveau des nitrates da le sol en comparaison avec le TC. La figure 4.18 montre l'évolution des nitrates da le sol aii que l'importance de leurs variatio avec les années par rapport à ces deux types de travail du sol. Pour l'ammonium, les deux types de travaux du sol sont significativement différents da la couche 40-70cm (P < 0.10) en 1994 et 100-120cm (P < 0.10) en 1996. Da ces cas, les TCES ont contribué à augmenter les niveaux de ce cation da le sol (figure 4.19).

C O I O &' r i

V) C rtj c x E - f 0' v) % z W. v. - A Y - rn c - V1 E V) C V: c - LI: r m C z E 2 z t - CI: C: -

Tableau 4.1 1 : Analyses de variance des effets des trüvüux du sol sur le N iiiintrül da le loüni limoneux. N mineral N nitrique N ammoniacal Année Année 1995 Année 1996 Année 1995 Année 1996 Contrastes DL CM F P>F DI, CM F P>F DL CM F P>F DL CM F P>F Couchc 0-20cm Erreur l TC vs TCES TR vs TAI TPI TAI vs TPJ Fum*(TCvsTCES ) Fum*(TRvsTintcr) Couche 2040cm Erreur l TC vs TCES TR vs TAI TPI TAI vs TPI Furn*(TCvsTCES) FumS(TRvsTini) Tout le ~rofil Erreur l TC vs TCES TR vs TAI TPI TAI vs TPI Fum*(TCvsTCES) Fumt(TRvsTini) Fum*(TAl vstpi) Fuin = funiuw. N. TCES = imvaux dc cncrvaii«n (TH + TAI t TI'I), TH = travail dduii du sol, Tinicr = travaux cariiporcani Ics planics intcrcalaircs (TAI t TPI), TAI = labour auloiiinal avcc inictialaircs ci TPI = labour pinianier avcc inictialnircs; = non significaiif. significutif iii I'H > F 4 0. IO; très significatif si 5 0.01 ; tds hauiciiuiii significaiif si 5 0.001.

On observe une tendance à la migration progressive de m-n des couches de surface vers les couches inférieures du sol atteignant le maximum en 1996 da la couche 100-120cm. L'irnponance des TCES sur la production de N ammoniacal se manifeste aussi da l'eemble du profil da lequel ces traitements l'ont augmente de 78% par rapport à TC qui en comptait 26.3kg NI&-N ha-'. Clay et al. (1990) signalent qu'une teue hausse serait la coéquence d'une production importante de Mfa' à la suite des processus de ddcomposition et de minéralisation des résidus de culture. La réduction trafomante de NO3-N en N)4-N et surtout les fertilisants ont aussi contribué à ces accroissements. Ces mêmes auteurs ont par ailleurs cotaté, comme ici, que l'augmentation de N&+ aiiait de pair avec la diminution de NO3' da le profd du sol. Da le loam limoneux, les deux pratiques de travail du sol sont significativement différentes da presque toutes les couches de sol en 1994 et en 1996 par rapport aux nitrates. En 1995, seule la couche 0-2ûcm présente des différences significatives entre les deux types de traitements. Da ces couches comme da l'eemble du profil, les TCES ont contribué à réduire la teneur des nitrates da ce sol comme le mettent en relief la figure 4.20 correspondante. Pour l'azote ammoniacal (figure 4.21), des différences significatives sont observées da les couches 70-100crn et 100-12ûcm et sur la totalité du profil en 1996. Les coefficients de variation élevés en 1995 (77% et 59% da les couches 20-40 et 40-70cm par exemples) expliquent l'absence de signification des résultats de I'ANOVA malgré les moyennes manifestement différentes. Les TCES tendent aii à réduire la concentration de N ammoniacal en 1995. Ils augmentent ce cation en 1996 da les deux couches de profondeur. Aii, l'efficacité des TCES par rapport 2 N minéral varierait à la fois avec la forme N, l'année coidérée et le type de sol. Ces résultats sont conformes à ceux de plusieurs auteurs sur le sujet (Goss et al., 1993; Utomo et al., 1987 et Varco et al. (1989). Angle et al. (1993) ont dosé 10.9mg kg-' de nitrates à 30cm de profondeur da un sol soumis au régime de semis direct comparativement à 13.6mg kg-' obtenus da le travail conventionnel. A cet effet, Dowdell et al. (1983) précisent que c'est plus la perturbation du sol par le labour qui expose mieux la matière organique à la minéralisation sous le TC que la dénitrification qui rdduirait le N minéralisé da une pratique de coervation. Sur ce dernier point, Liang et al.

(1991) a ient cependant le contraire. Dnuy et al. (1993) ont observé da les eaux de drainage d'un loam argileux des pertes totalisant 15.5kg NO< ha" sous TCES contre 24kg NO3- ha-' sous TC. Ces pertes etaient presque nuiies en année sèche. Les différences entre sols, par rapport à ces deux types de travail du sol, pourraient se justifier par les différences de texture, de nature des résidus incorporés et d'activité microbienne conformément aux observatio de Ja-Hammermeister et al. ( 1993) et Arnato et Ladd ( 1992). Elles pourraient résulter aussi des processus d'immobilisation (Franzluebbers et al. (1995b), de migration au-delà de 120cm de profondeur et d'érosion qui sont probablement plus importants da le loam sableux que da le loam limoneux. Par ailleurs, les interactio significatives de ces travaux du sol avec les fertilisants sont variables d'année en année. Tel en est le cas da le loam sableux en 1994 où les NTCES ont réduit les nitrates des couches 0-20 et 20-40cm en comparaison avec NTC alors que les LTCES les y augmentaient par rapport à LTC. Il en est de même en 1995 et 1996 da certaines couches des deux sols. De façon générale, les pratiques culturales de coervation haussent le niveau des nitrates da le sol lonqu*elles sont associées au lisier. De telles interactio existent également à l'égard de l'ammonium da la couche 100-120cm du loam sableux en 1996. En effet, le lisier de bovi associé aux TCES a beaucoup augmenté le contenu en N&-N du sol par rapport à NTCES, particulièrement da la dernière couche où les niveaux de N ammoniacal da les deux types de travaux du sol se trouvent da un rapport de 15 à 1. Par contre, da le loam limoneux, de telles interactio sont inexistantes. Enfin, les accumulatio des deux formes de N minéral paraissent liées à la période saisonnière coidérée. Da le loam sableux, les teneurs des nitrates sont maximales au printemps pour TC da les deux couches de surface et au milieu de l'été da les trois couches suivantes. Da TCES, les maxima sont enregistrés en été, après toute fertilisation (figure 4.22). Ces résultats diffèrent de ceux de Staley et al. (1990) qui ont signalé que le potentiel de dénitrification augmente da les pratiques de coenration pendant la saison de croissance du maïs par rapport au travail conventionnel du sol. Liang et al. (1991) et Angle

et al. (1989) abondent daos le même se en précisant que le faible taux de lessivage des nitrates da les TCES proviendrait d'une dénitrification plus importante sous ces régimes. Ceci est cependant con& aux travaux de Dowdeii et al. (1983) cites plus haut. Travaux du sol * période coidérée Figure 4.22. Interactio des travaux du sol avec la saison da le Ioam sableux. TC TCES Travaux du sol période saisonnihre Figure 4.23: Interactio des travaux du sol avec la saison da le loarn limoneux Da le loam limoneux (figure 4.23)' les travaux du sol elèvent les teneurs des nitrates au milieu de 1'Cté aussi bien da TC que da TCES mais moi fortement da ces dernières

pratiques. L'impact de cette interaction des TCES avec la date d'échantillonnage. plus marquée da les couches 0-20cm. 20-4ûcm et 40-70cm qu'ailleurs. serait une indication du lessivage assez limite des nitrates da ce sol. Ces résultats sont conformes à ceux d'angle et al. (1993) selon lesquels la concentration des nitrates entre O et 210cm de profondeur dépend de la @riode d'échantillonnage et du type de fertilisant. Ils sont aussi en accord avec ceux d'angle et al. (1989) et de Linden et al. (1984) qui signalent des baisses de nitrates da le sol au cours de la saison de croissance des cultures. L'apport des fenilisants en post-levde explique une grande partie des accroissements de N minérai da le sol à la mi-saison. B. Effets comparés du travail réduit du sol et de la culture intercalaire da le mab. Ces deux types de pratiques culturales n'ont été différents à l'égard des teneurs moyennes en nitrates da le profil que da la couche 20-40cm du loam sableux (P c 0.10) en 1996 et da plusieurs couches du loam limoneux au cours de 1995 et toutes les couches en 1996. Da ce dernier sol, les pratiques comportant les plantes intercalaires (Tinter) ont réduit les niveaux de nitrates da toutes ces couches au moi une année sur deux en comparaison avec le travail réduit du sol (IR). Les réductio moyennes sur toute la durée de l'étude ont été de 43% 37%' 35%' 34% 31% et 38% respectivement da les couches 0-20cm, 20-40cm. 40-70cm, 70-100cm et 100-120cm aii que pour le total des nitrates da l'eemble du profil étudié par rapport à TR. Da les deux sols, les différences observées entre les deux types de travail du sol découlent des quantités absorbées par les plantes intercalaires pour leur croissance conformément aux travaux de Poutaia et Hannukkala (1995) et de Kircham (1988). Simon et Le Corre (1988) précisent que le lessivage d'azote est d'autant moi important que la quantité de biomasse végétale produite est élevée. Ils précisent que pour chaque tonne de matière sèche produite. la quantité de N lessivée diminue de 12.1 14.5kg N ha-'. Le chapitre VI montrera que la biomasse aérienne produite da les Tinter est plus importante que celle de TR

Pour NH& ses niveaux daos le profil ont significativement augmenté da le loam sableux par les Tinter da les couches 70-100cm (P > 0.001). 100-120cm (P < 0.10) et tout le profü (P < 0.000) en 1995, 100-12ûcm (P < 0. IO) et tout le profïi en 1996 (P < 0.01). Les effets des deux modes de travail du sol ne sont pas différents dm le loam limoneux. Par ailleurs, les TR vs Tinter interagissent avec les fertilisants pour modifier de façon significative I'efficacité des traitements par rapport aux nitrates da certaines couches des deux sols en 1995 et 1996. Da ces couches, les LTiter ont contribué 2 réduire le niveau des nitrates de façon beaucoup plus prononcée que les NTinter comme le montrent les figures 4.24. Une tendance similaire existe même en l'absence de différences significatives. Ces différences pourraient se déduire des pertes plus importantes d'azote des lisiers par dénitrification, volatilisation et ruissellement da les parcelles comportant les plantes in tercalaires. Figures 4-24: Evolution des nitrates da le loam limoneux sous les effets combinés des fertilisants et des travaux de coervation des eaux et du sol (a) en 1995 et (b) en 1996. Pour l'ammonium, les LTinter ont élevé le niveau de ce nutriment lorsque le lisier était le fertilisant appliqué et, ce, aussi bien da le loam sableux que da le loam limoneux. Le développement de la microflore liée au lisier (Estevez et al., 1996) et la masse importante de résidus à décomposer pourraient cotituer les principales causes de ces différences.

Enfin, les travaux du sol comportant les plantes intercalaires réduisent les teneurs résiduelles des nitrates da le profil de loam sableux B la mi-saison. A cette période, les Tinter ont réduit* en moyenne sur trois a, de 19%. 57% et 50% les nitrates du sol par rapport à TR respectivement da les trois premiiires couches. Da l'eemble du profil. l'efficacité des Tinter à la mi-saison a ét6 de 15% en 1995 et de 28% en 1996 par rapport à TR. Da le loam limoneux, les Tinter ont réduit, &galement en moyenne sur trois a, les nitrates du sol à la mi-saison de 7796, 62% et 50% respectivement da les couches 0-20cm, 20-40cm et 40-70cm par rapport ii TR. De tels résultats se trouvent confirmes par les niveaux des nitrates da tout le profil comme le montrent les figures 4.25. Figures 4.25: Impact des travaux de coervation sur les nitrates du sol da la saison de croissance (a) en loam sableux et (b) en loam limoneux. Aii, les travaux du sol comportant les plantes intercalaires sont nettement plus efficaces que le travail réduit du sol da le contrôle des surplus de nitrates résiduels da les deux sols, plus particulièrement à la mi-saison quand le fertilisant azoté est apporté sous la forme organique. Leur efficacité est variable à l'égard de l'ammonium avec la nature du sol et 1' année.

C. Effets d'une cuitme de protection du soi pendant la traition hiver-printemps. Les résultats obtenus pour les nitrates da le Ioam sableux ne sont significativement différents que da quelques couches. Da le loam limoneux, des différences si~icatives sont observées en 1995 da les couches 0-20cm (P c 0.0 l), 20-40cm (P < 0.10) et da tout le profil (P < 0.10) et en 1996 da les couches 0-2ûcm (P < 0.01), 20-40cm (P < 0.10), 40-70cm (P < 0.10) et da tout le profil (P < 0.10). Ces différences montrent géndralement que TPI a réduit les accumulatio de niuates da le proffi (figure 4.26) même si ceci est variable en 1996. La présence sur pied de plantes intercalaires tôt au printemps da les traitements TPI a contribué sa doute à réduire le niveau des nitrates da le sol limoneux. Figure 4.26: Effets de la protection de contre-saison sur Ia teneur des nitrates da te loam limoneux. De même, da l'eemble du profü, les niveaux des nitrates représentent 27 kg NO3* ha-' de moi da TPI que da TAI en 1995. Cette pratique assure aii une meilleure protection contre la pollution éventuelle des eaux du sous-sol par les nitrates en comparaison avec TAI, particulièrement en année sèche quand leurs niveaux sont élevés da le sol.

Ces résultats sont conformes B ceux de Hoyt et Mikkeken (1991) selon lesquels la présence d'une plante de couverture sur pied en hiver a réduit les nitrates da les 76cm de profondeur du sol. Hamlea et Bman (1991) citent des réductio de l'ordre de 508 des pertes de nitrates par lessivage sa augmentation parallèle des pertes da les eaux de ruissellement entre les deux périodes de labour. Cependant, Simon et Le Corre (1988) signalent que la quantité de nitrates drainée da le prof2 est corré1ée au volume des précipitatio et à la biomasse végétale produite en automne. Da les conditio de la présente recherche, TAI a toujours été suivi par le gel de teile façon que la minéralisation des résidus et le lessivage d'azote n'ont probablement éte importants qu'à l'époque du dégel. L'augmentation des teneurs printanières de nitrates da le sol résulte plus Maisemblablement d'une minéralisation précoce de printemps da TM. A cette même période, les repousses végétales da TPI absorbent les nutriments résiduels da le sol et font la différence entre les deux régimes de travail du sol. Da le loarn sableux, TAI augmente les nitrates au printemps da les deux couches de surface contrairement à TPI qui les élève au milieu de l'été da la couche 0-20cm (figure 4.27). Ceci confmerait que le risque de lessivage des nitrates est plus élevé tôt au printemps lorsque les plantes intercalaires sont enfouies par le labour d'automne. Inversement, leur enfouissement par le labour printanier augmente la concentration des nitrates pendant la saison de croissance en accord avec les travaux antérieurs de Brown et al. (1993) et de Sweeney et Moyer ( 1995). Par ailleurs, la diminution observée des nitrates da TAI entre les temps To et Tl da les deux couches de surface correspond à leur augmentation da la couche 100-120cm. R y a manifestement une migration suivie d'accumulation à ce niveau du sol des nitrates libérés da le sol tôt au printemps par la décomposition des résidus de cultures au moment où les besoi des végétaux en debut de croissance sont encore limités.

Pgtrates de loam sableux Nitrates de loam sableux sous TA1 (m@kg) sous TPI (mgkg) O 1 2 3 4 5 67891011 O 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 Figure 4.27: Effets de la @iode de labour sur la distribution saisonnière de NOrN da le loam sableux. Période coidérée 1 Figure 4.28: Effets de la période de labour sur les nitrates totaux da le loam limoneux. Leur enfouissement par le labour printanier est tel que les nutriments sont progressivement libérés au fur et il mesure des besoi des plantes qui croissent de telle sorte que leur lessivage soit limité. Da le loam limoneux, la figure 4.28 montre que TPI r6duit la quantité

totale de nitrates da le pmfd tout au long de la saison de 1995 et son efficacité est variable en 1996 par rapport à TAI. s'avère aii que da le cadre de ce travail, l'enfouissement des plantes intercalaires par le labour de printemps participe beaucoup plus efficacement au contrôle des diverses pertes saisonnières de nitrates da l'enviromement par rapport à leur enfouissement par le labour automnal et, ce, indépendamment de la nature du sol. Pour l'ammonium, TPI n'est significativement différent de TAI que da la couche 100- l2ocm et da tout le pron du sol sableux en 1995. De telles différences n'existent da le loam limoneux que da la couche 0-20cm. Da tous ces cas, les niveaux de NE&-N sont plus 6levés da TPI que da TAI. Da la couche 100-120cm du loam sableux, même si les valeurs demeurent faibles, TPI a généré plus d'ammonium que TAI en 1995 et une tendance similaire fût observée en 1996. Da l'eemble du profil, TPI a accru ce cation de 1.5 et 1.6 fois par rapport à TAI pour les deux années respectives. Ces accroissements indiquent que TPI contrôle moi bien le niveau de N&' da le profil pendant la saison de croissance par rapport à TAI. Ceci est plus évident da le loam sableux que da le loam limoneux. Ja-Hammermeister et al. (1993) précisent à ce propos que le taux de minéralisation des résidus est plus élevé da des sols à moindre teneur en argile. Amato et al. (1987) abondent da le même se. Da l'eemble, cependant, le labour printanier est meilleur que TAI pour contrôler le N minéral da le sol par rapport au labour automnal. 4.4. Conclusion. Les résultats obtenus ont montré que le P Mehlich IIi et le N minéral sont fonction des précipitatio printanières aii que de la nature et de la profondeur du sol. Da la couche 0-20cm du loam sableux, le P disponible est maximal en automne et minimal au printemps. Les nitrates y sont au maximum au printemps et au minimum en automne. Le =-N augmente da la couche 100-120cm parallèlement à la diminution des nitrates da les couches de surface. Da le loam limoneux, le P disponible et les nitrates sont i leurs teneurs maximales au milieu de l'été da la couche de iabour mais les niveaux automnaux de P M IIi et NO3-N sont supérieurs aux niveaux printaniers.

Le Iisier génère des teneurs plus importantes de P M III et de N minera! da les deux sols par rapport au ternoin (le nitrate d'ammonium). Des accroissements importants observés da la couche de surface traduisent un e~chissement progressif du sol en P disponible de 73% da le ioam limoneux. Cet enrichissement existe assi dam les couches inf&ie~s du sol. Ces accroissements varient cependant avec les années. Le m-n a augmente, d'année en année, da la couche 100-120crn du loam sableux pour atteindre, en 1996, des niveaux 6 fois plus importants avec le lisier qu'avec le nitrate d'ammonium. Le lisier de ports a accru les nitrates dam tout le profd de loam limoneux par rapport au fertilisant minéral. Les TCES permettent de réduire les accumulatio de P disponible da le profil par rapport à TC. Us sont particulièrement efficaces à la mi-saison. En effet, au temps Ti, ils ont réduit la teneur moyenne (sur trois a) de P disponible de 24% da le loam sableux et de 23% da le loam limoneux. Ils réduisent les nitrates da les deux sols par rapport à TC mais leur efficacité varie avec le sol et l'année coidérés. Da le loam limoneux, ils ont baissé de 40% la quantité moyenne de nitrates da le sol par rapport à TC. Ils retardent pour l'été les teneurs maximales des nitrates da les deux sols contrairement à TC pour lequel les teneurs maximales sont au printemps. C'est principalement ici que réside l'avantage agro-environnemental des TCES par rapport TC. Us interagissent de manière variable avec les Lisiers et le sol. Les Tinter réduisent le P disponible et les nitrates da les profils des deux sols par rapport à TR. A Tl de 1996, ils ont réduit le P M III de 40% par rapport à TR da les couches 70-100 et 100-120cm du sol sableux. Des réductio moyennes des nitrates de 22 et 52% respectivement da les loams sableux et limoneux ont ét6 enregistrées sur 2 a. A TI, ils ont réduit les nitrates de 42% et de 63% da les 3 premières couches des loam sableux et limoneux. Le niveau d'efficacité des Tinter varie cependant avec la nature du fertilisant tant l'égard du phosphore que de N minéral. Ils augmentent le niveau de Nb-N da le sol sableux par rapport à TR.

Enfin, T'PI minimise les niveaux printaniers du P disponiile da les couches 70-100 et 100-12ûcm du loam sableux par rapport TAI. II réduit ce nuaiment da tout le pronl du ioam limoneux. TPI a contribue à réduire Ia teneur des nitrates da les deux sols. Il augmente les teneurs estivales des nitrates quand les racines sont suffisamment developpées pour Ies absorber contrairement à TAI qui les accroît au printemps. A la lumière de tout ce qui précède, TPI assure une meilleure protection du sol et des eaux pendant la période critique de traition entre les saiso estivales et hivernales. Par rapport il leur efficacité da la gestion des sols et des eaux, le classement suivant peut être effectue : TPI > TAI 2 TR > TC pour les nitrates et le P disponible da le sol.

EFFETS A COURT TERME DES SYSTÈMES DE PRODUCTION Les pratiques culturales de coervation, en améliorant la macroporosité et la conductivit6 hydraulique du sol, augmentent les risques de pollution N et P des eau souterraines. La présente étude vise à évaluer les effets, à court terme, de deux sources d'azote et de quatre modes de travail du sol sur la conductivité hydraulique saturée, la masse volumique apparente, les indices de porosité et la teneur en eau de deux sols sableux et limoneux cultivés en maïs-grain da la région de Que%ec. Les lisiers de bovi (da le loam sableux) ou de porcs (da le loam Limoneux) et le nitrate d'ammonium ont étt combinés au travail conventionnel du sol (TC), au travail réduit du sol (TR), à la culture intercalaire (mélange de trèfle rouge et de fléole) da le maïs avec incorporation des résidus par le labour d'automne (TAI) ou par le labour de printemps VI). Les combinaiso de traitements obtenues ont été réparties da un dispositif en blocs complètement aléatoires à trois répétitio. L'évaluation des paramètres physiques a eu lieu à l'automne de la 3ème année (1996) da des carottes de sol prelev6es da les couches 0-15, 15-30 et 30-45cm des deux sols. L'effet du lisier sur les caractéristiques physiques du sol a été limité par rapport au nitrate d'ammonium. II a amélioré cependant la macroporosité de la couche 15-30 du sol sableux. L'impact des travaux du sol est variable avec la nature du sol, la couche de sol et le paramètre physique mesuré. Les travaux de coervation des eaux et du sol (TCES) ont amélioré de 16% la conductivité hydraulique saturée du loam sableux en comparaison avec le travail conventionnel du sol (TC). Ils ont augmenté le volume des macropores d'aération du loam limoneux par rapport à TC. Ils ont également amélioré d'autres paramètres physiques da différentes couches des deux sols. Ces amélioratio ont été d'autant plus importantes que les TCES interagissaient avec le fertilisant minéral. Les Tinter ont augmenté de 10% la teneur en eau de la couche O-1Scm et la macroporosité de la couche 15-30cm du loam sableux en comparaison avec TR. Ils ont amélioré la macroporosité de la couche 0-15cm, la conductivité hydraulique saturée de la couche 15-30cm aii que la porosité totale de la couche 30-45cm du loam limoneux par rapport h TR. Le labour printanier a réduit de 9 et 18% la teneur en eau du sol respectivement da les couches 15-30 et 3045cm du loam sableux par rapport à TAI. De plus, il a réduit la conductivité hydraulique saturée da la couche 15-30cm du loam limoneux. Les travaux du sol interagissent de manière variable avec les fertilisants. Cependant, les résultats obtenus n'expliquent pas I'éficacité des pratiques cunirales de coervation da le contrôle des risques de pollution des eaux souterraines par le phosphore et l'azote minéral. (1) Mpmemenr des sols et de gbir apdimen~airr. UniversiJ hval, SYnrc-Foy. Qudbec. Cam&: (2) Centre de recherche en sols. Minisrkre de 1'Agriculturc. de l'aliment3tion et des Pêcheries du Qu-. Sain&-Foy. QuCk. Canada.

5.1. INTRODUCTION. Le potentiel de migration de l'eau et des produits chimiques da le profd dépend de la texture (Lehman et Ahuja, 1985) et du volume poral du sol. Carter (1991) distingue la macroporosit6 d'aération (pores 1 300p de diamètre), la macroporosit6 de tramission (pores de diamètre compris entre 300p et 50p) et les micropores ou pores - magasi (diamètre < 50p). La conductivité hydraulique reflète la capacité de drainage du sol don que ses caractéristiques de rétention expriment son pouvoir B emmagasiner l'eau (Klute et Dirksen, 1986). La première dépend beaucoup plus de l'importance des macropores (Logsdon et al., 1990). La seconde est reliée aux micropores (Carter, 1991). L'espace poral d'un sol soumis au labour conventionnel est cotitué en grande partie de pores de grand diamètre (> 300 pm de diamètre) par rapport à celui d'un sol soumis au régime de coervation (Hill et al. 1985). En Ontario, Gregonch et al. (1993) ont mesuré une plus grande conductivité hydraulique saturée da la couche 5-20cm sous le labour conventionnel que sous le semis direct Lindstrom et Otad (1984) ont observé des réductio de la porosité de la couche 7.5-15cm d'un loam argdeux et de la conductivité hydraulique saturée de la couche 0-15cm d'un loam sous semis direct par rapport au travail conventionnel. Par contre. Benjamin (1993) et Culley et al. (1987) rapportent que le semis direct a généré une conductivité hydraulique sanuée plus élev6e que le travail conventionnel du sol. Booltink et Bouma (1991) et AlIrnaras et al. (1982) ont cotaté que le travail conventionnel faisait disparaître un grand nombre de pores de grand diamètre au profit des pores de petit diamètre da la couche 0-40 cm du sol. Granovsky et al. (1994) et Logsdon et al. (1990) soutiennent que les pratiques de travail réduit du sol, préservent sa macroporosité et augmentent son potentiel d'infdtration. Eues contribuent, de ce fait, au trafert des nutriments da les eaux souterraines. Les travaux de Shipitaio et Edwards (1993) et Bruce et al. (1995) abondent da le même se. Par ailleurs, Grant et Lafond (1993) ont signale des valeurs de la masse volumique apparente du sol plus élevées da les dix premiers centimètres du sol en régime de semis direct et

moi elevées da la couche 30-45cm par rapport aux régimes de travd conventionnel et réduit du sol. Ceci confinne les travaux de Hamme1 (1989) sur le sujet. Toutefois, la masse volumique apparente dépend beaucoup plus de la texture du sol, de ses teneurs en matière organique et en eau et de la stabilit6 de ses agrégats que du type de labour effectué (Chang et Lindwall. 1989; Carefwt et al., 1990 et Otad et Voorhees, 1987). Kamau et al. (1996) signalent que les racines des cultures affectent les processus de traport des nutriments da le sol. Les travaux antérieurs de Mitchell et al. (1995). Pneksat et al. (1994) et Timlin et al. (1992) confirment l'influence du système radiculaire sur les processus de traport par le flux préférentiel da le sol. Elisworth et al. (1991) précisent que le système radiculaire perturbe la structure du sol sur une période relativement courte. De plus. l'enfouissement des plantes de couverture améliore la structure du sol (Singh er al., 1994). ïi contribue à augmenter I'importance des micro-organismes du sol - et donc des biopores - surtout loaqu'on lui associe la fumure organique (Estevez et al., 1996). Cette étude compare les effets de deux sources de fertilisants azotés (lisier de porcs ou de bovi vs nitrate d'ammonium) et de quatre modes de travail du sol (labour conventionnel en automne, labour et enfouissement de plantes intercalaires en automne, labour et enfouissement des plantes intercalaires au printemps et travail réduit du sol) sur la teneur en eau, la conductivité hydraulique saturée, la masse volumique apparente et la porosité de deux Ioams limoneux et sableux cultivés en maïs - grain. Elle permet de vérifier l'existence éventuelle de relatio implicites entre I'arnéIioration des paramètres de conductivité hydraulique du sol et l'efficacité des régies étudiées da le contrôle des déplacements du phosphore et de l'azote minéral da le profil.

52.1 Mesures de l'effet des traitements sur les caractéristiques physiques du sol. Les sites, le dispositif expérimental et les traitements sont ceux décrits au chapitre IL Pour evaluer l'impact des traitements, les caractéristiques physiques du sol ont été analysées à partir d'échantillo de sol non remanit5s. Rs ont été prélevés ii l'automne de 1996 da les couches 0-15cm. 15-30 cm et 30-45 cm l'aide des cylindres m6talliques et analysés au laboratoire en divers paramètres physiques. La porosité totale, la macroporosité d'aération (diamètre 2 0.300mm) et de tramission (diamètre 1 0.05mm et c 0.300mm) ont été mesurées selon la méthode de Carter (1991). La macroporosité d'aération a été estimse à l'aide d'une table à teion par la ciifference de volume d'eau da 1'échantiIlon de sol à saturation et le volume d'eau du même échantillon à la succion de 1 kpa ( IOcm de charge) après trois jours de stabilisation. De même, la différence de volume d'eau entre les succio à lkpa et à 6kPa (60cm de dénivelée) après trois jours de stabilisation donne la macroporosité de tramission (pores de 50-300~). La somme des deux donne la rnacroporosité totale. La porosité totale (Pd) est obtenue à partir de la différence entre le poids total à saturation et le poids sec de l'échantillon (après 24 heures à l'étuve à 100 C). La différence entre la porosité totale et la macroporosité donne la microporosité effective et résiduelle (pores de 1 2 5 0 ~ ) La. différence entre le poids frais initiai (à la sortie du champ) et le poids sec do~e la teneur en eau du sol en champ. Enfin, la masse volumique apparente a été déterminée par le rapport de la masse des éléments solides (poids du soi après 24heures à l'étuve à lw C) au volume total apparent du sol (da le cylindre) d'après Carter et Bali (1993). La conductivité hydraulique saturée a été analysée selon la méthode de Mute et Dirksen (1986) et calculée selon la loi de Darcy: L[=QL/SAH où K, est la conductivité hydraulique saturée (mm / heure), Q est le débit (ml / minute), AH est la charge totale de l'eau au dessus du sol du cylindre (cm), L et S sont respectivement la longueur (cm) et la section (cm') du cylindre.

52.2. Méthodes d'analyses statistiques. Les résultats ont été analyses en coidérant l'expérience comme un factoriel en split-plot ayant les traitements en parcelles principales et la profondeur du sol en sous - parcelles. La méthode des contrastes a été utilisée pour comparer les moyennes des différentes combinaiso de traitements et tester les effets lincaires et quadratiques du paramètre «profondeur du sol» (espacements égaux). Par la suite, une ANOVA couche par couche suivant le plan initiai en blocs complètement aieatoires a été réalisée. Da tous Ies cas, les résultats moye relatifs aux traitements principaux sont analysés conformément aux comparaiso suivantes planifiées à priori: N vs L; TC vs TR, TAI, PI; TR vs TAI, TPI; TAI vs TPI et leurs interactio (Fm X Trav). La correction coervatrice de Box des degrés de iiberté a permis d'ajuster les valeurs F calculées par I'ANOVA du modèie split-plot suite à la non-randomisation du paramètre «profondeur du sol». 5.3.1. Évolution da le temps des paramètres physiques du sol. Les résultats moye des traitements sont présentés aux annexes D.1 et D.2 respectivement da les loams sableux et limoneux. Le tableau 5.1 relatif aux analyses statistiques correspondantes montre que les paramètres physiques suivent des variatio linéaires et / ou quadratiques avec la profondeur du sol. Par rapport à l'automne de 1994. ces résultats révèlent une diminution des valeurs moyennes de la conductivit6 hydraulique saturée (Kru) da les deux sols comme le montre la figure 5.1. Da le loam limoneux, ce paramètre varie suivant la combinaison des effets linéaires (F = 14.66***) et quadratiques (F = 15.28***) liées à la profondeur du sol. La masse volumique apparente augmente de manière quasi linéaire da le loam sableux (F = 30.37***) et da le loam limoneux (F = 55.37***) avec la profondeur (figure 5.2a). Cette deification progressive du sol avec la profondeur

résulterait probablement de la diminution progressive de la teneur en matière organique et du compactage du sol. Tableau 5.1 : Analyses de variance des effets de la profondeur sur les paramètres physiques du sol. Soi Loarn sableux Loam limoneux Paramètre DL SCE F F corrigé Paramerre DL SCE F Fcomgé Conductivite hydraulique satude Conductivité hydraulique saturée Pro fondeur 2 0.742 2.25 Profondeur 2 7.747 15.37*** 7.69** Effet Linéaire 1 0.138 0.84 Effet linéaire 1 3.69 14,66*** 14.66*** Effet quadratique 1 0.604 3.67 Effet quadratique 1 3.85 15.28*** 15.28*** Erreur 2 32 5.266 0.70 Erreur 2 31 7.811 2,I7* Masse volumique apparente Profondeur 2 Effet linéaire 1 Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Macro~orosi té Profondeur 2 Effer linéaire 1 Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Porosité totale Profondeur 2 Effet lineaire 1 Effet quadratique 1 Emur 2 32 Teneur en eau du SOI Profondeur 2 Effet linéaire 1 Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Masse volumique a~uarente 9.3 1 ** * Profondeur 2 15.28*** Effet linéaire 1 7.26** Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Macro~orosi te Profondeur 2 Effet linéaire 1 Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Porosité totale 256* Profondeur 2 3.1 1 * Effet linéaire 1 7.IO** Effet quadratique 1 Erreur 2 32 Teneur zn eau du soi 3.27* Profondeur 2 5.48** Effet linéaire 1 7.58** Effet quadratique 1 = signifiatifs (PR s 0.10). r*= a is significatifs (PR s 0.01). or* = nb hutcment significatifs (PR S 0.001). et = non significatif.

La macroporosité et la porosité totale du ioam sableux ont augmenté de 1994 à 1996 da toutes les couches (figure 5.2b) du loam sableux. Cela traduit sa doute une am61ioration gtnérale des proprietés hydrauiiques de ce sol ; ce qui expliquerait les déplacements observés au chapitre précédent du phosphore disponible et de I'azote rnin6ra.l da le profil. Da le loam limoneux (figure 5.3b). la diminution de la macroporositt et de la porosité totale du sol, de façon essentiellement linéaire (F = 27.73*** pour le premier et 62.14*** pour le second), va de pair avec l'augmentation de la masse volumique apparente. La teneur en eau du sol diminue de façon linéaire avec la profondeur da le loam limoneux et de manière quadratique da le loam sableux (figure 5.3a), les couches 3045cm da le premier sol et 15-30cm da le second étant les moi humides. I % s 0-1 Scm 1 5-30cm 3G45cm 0-15cm 15-30cm 30-45cm L L sableux Couches de sol Iimonew Figure 5.1 : Évolution de la conductivité hydraulique saturée des deux sols de 1994 à 1996. Les résultats sont, da le loam sableux, conformes à ceux de Hill (1990) et Freebaim et al., (1989) selon lesquels le labour augmente la porosité totale de la couche labourée. Ils sont cependant contraires à ceux de Logsdon et al. (1990) selon lesquels le labour détruit les biopores respoables de la continuité des conduits poraux du profil. En effet, da ce sol, la porosité totale et la macroporosité du sol ont augmenté de 1994 à 1996. On peut peer que par son induction d'une plus grande rugosité du sol (Johon et al., 1979), le labour a amélioré la porosité structurale intermotte (Chrétien, 1986) et limité l'effet de compaction résultant des travaux de labour (Meek et al., 1992). Aii, les effets combinés des différentes r6gies de production du maïs-grain ont affecté les propriétés physiques du loam sableux sur

une période relativement courte. Les porosites d'aération et de trammission qui cotituent la macroporosit6 du sol ont augmenté en moyenne de 59% sur trois a dors que les poresmagasi qui forment sa microporositt5 ont baissé de 12% et que la porosité totale augmentait de 7% da le même temps. Da le loam Limoneux, B la texture plus fme de ce sol, se sont ajoutés probablement les effets combinés de la machinerie lourde da les travaux de labour. d'application des fenilisants et de récolte pour compacter le sol (Ankeny et al., 1995) et réduire certai paramètres physiques. Carter (1991) a observé une dduction de 12% de la rnacroporosité du sol après trois a de tels travaux. Profon&ut (an) Figures 5.2: (a) Masse volumique apparente des deux SOIS et (b) indices de porosité du Ioam sableux. Figures 5.3: (a) Indices de porosité du Ioam limoneux et (b) teneurs en eau da les deux sols.

5.3.2. Effets des fertilisants sur les paradtres physiques du sol Da le loam sableux (ANOVA en annexe D.3), le lisier a réduit la porosité totale de ce sol de 2% par rapport au fertilisant mineral. Ce cotat est conaaire à I'hypothèse selon laquelie la fumure organique. en améliorant le taux de matière organique (Havlin et of., 1990; Mahboubi et ai.. 1993). réduirait la deité des particules (Weill et al.. 1990) et augmenterait la porosit6 du sol par une meilleure agrégation des particules (Weill et ai., 1988; NIDayegamiye et Angers, 1990). Da le présent travail, la himure minérale a favorisé la production d'une biomasse aérienne plus importante (chapitre VI) et, par coéquent, la biomasse nicinaire a été égaiement plus importante. Ce fait, couplé à I'irnportance des résidus retournés da le sol - donc ii la matière organique qu'ils ont générée - a amélioré la porosité totale du sol par rapport à la fumure organique. N Porosité totale L Paramètre et profondeur Figure 5.4: Effets des fertilisants sur certai paramètres poraux du loam sableux. Mais, Campbell et al. (1986) ont cotat6 que le fumier n'a amélioré ni la masse volumique apparente du sol ni sa conductivité hydraulique après 36 a de traitements malgré l'augmentation du carbone total. Njos et Borresen (1991) ont, pour leur part, cotaté que l'apport régulier de résidus pendant 18 a n'a pas affecté la masse volumique apparente du sol.

Par ailleurs, on cotate une réduction progressive de la mimporosit6 du sol sableux (figure 5.4) avec la profondeur du sol lorsque le lisier de bovi est applique (F = 9.68**) contrairement à son évolution avec Ie fertilisant min6ral. Lmsqu'on analyse les résuitats couche par couche de sol (données en annexe D.3), cette baisse correspond certes. i la diminution du volume poral total de la couche 30-45cm (F = 3.71*), mais aussi l'augmentation du volume macroporal de la couche 15-3ûcm (F = 3.87*). Par rapport au nitrate d'ammonium. le lisier a contribué à améliorer la macroporositt de cette couche probablement par le développement plus important des micro-organismes conformément aux observatio de plusieurs auteurs dont Estevez et al. (1996), Pezzarossa et al. (1995) et Li et Ghodrati (1995). N Fùrosiîé totale L Porositd par couche de sol Figure 5.5: Effets des fertilisants sur les indices de porosité du loarn limoneux. Da le loam limoneux. la porosité totale représente 51.40% du volume de sol pour N et 48.52% pour L da la couche 15-30cm. La microporosité varie da le même se (figure 5.5). Les biomasses produites et enfouies expliqueraient de nouveau ces différences. Allmaras et Logsdon (1990) précisent que les propriétés physiques des couches inférieures du sol sont fonction de la bioactivité, de la discontinuité des couches textudes, de la genèse du sol et de son niveau de compaction. Da tous les cas, la courte durée de l'étude a probablement limité les amélioratio attendues des propriétés physiques du sol par la fumure organique par rapport à la fumure minérale da les deux sols.

533. Mets des pratiques dturales sur les mctéristique~ physiques du sol 533.1. Effets des travaux de coervation et du travail conventionnel du sol. Da le loam sableux (tableau 5.2), les travaux de coervation des eaux et du sol (TCES) ont augmenté de 16% la conductivité hydraulique saturée K, (P = 0.1 1) et réduit de 3% la rnicroporosit6 du sol. Da le loam limoneux (tableau 5.3). ces deux types de travaux du sol ont généré des différences significatives entre eux pour la macroporositt5 d'aération (diamètre 2 3 0 0 ~ pour ) la quelle les TCES ont amélioré de 7% son volume par rapport au travail conventiomel du sol. Les autres paramètres ne sont pas ~i~cativement diffknts par rapport aux deux types de travail du sol. Plusieurs auteurs ont souligné cette absence de différences (Logsdon et al., 1990 et Azooz et ArshadJ996). Da des sols variés, Logsdon et al. (1990) ont mesuré des variatio de K, de 1.1 à 180 mm s" avec des coefficients de variation allant de 44% à 197% en fonction de biopores présents, des fentes, de la texture et de la structure des sols. Da le présent travail. un coefficient de variation pour la conductivité hydraulique saturée (L,) de 108% a été enregistré da le loarn sableux. En interaction avec les fenilisants da le loam sableux, NTCES réduit la masse volumique apparente (1.43 g cm") du sol par rapport à LTCES (1.48g cm'-'). Cassel et al. (1995) signaient la complexité de telles interactio sur les propriétes physiques du sol et les biomasses produites. Ce point a été déjà discuté précédemment. La biomasse plus imponante produite da les parcelles fertilisées avec le N minéral a favorisé le développement plus important de la microflore du sol par rappon au lisier. Ceci aurait euite contribué à réduire davantage la masse volumique apparente du sol que ne le fait le lisier (figure 5.6a) et comme le suggèrent par ailleurs Wu et al. (1992). Da le loam Limoneux, les interactio significatives pour la K, (figure 5.6b) indiquent que celle-ci est près de 2 fois plus élevée da NTC (K, = 85.85 mmh) que da LTC (Lt = 46.05 m.m/h) et 1.2 fois supérieure pour LTCES (K, = 44.24 mm/h) par rappon il NTCES (I(ul= 37.11 mm/h). Aii, NTCES réduit ce psvametre beaucoup plus que LTCES.

Tableau 5.2: Effets des pratiques culnuales sur les paramètres physiques du loam sableux. Eemble des couches Couche par couche (vaieurs de F) Param&cre DL SCE F Pararn&tre O-15crn 15-3ûcm 3e45cm Conductivité hvdrauliaue saturée TC vs TCES i 0.3 1 1 Microuorosi té - - TC vs TCES 1 133.50 TRvsTinter 1 58.49 TAI vs TPI 1 Fum x(tr vsrinter) 1 Fum x (TAIvsTPI) 1 135.96 Masse volumiaue apparente TR vs Tinter 1 TAI vs T'PI 1 Fumx(TCvsTCES) 1 Furn (TR vstinter) 1 Furn x (TAIvsTPI) 1 Porosité totale TAI vs PI 1 TR vs Tinter 1 Fumx(TRvsTinter) Furn x (TAivsTPI) 1 Macrouorosité totale TR vs Tinter 1 Macrouorosité dta&ation TAI vs TPI 1 TR vs Tinter 1 Teneur en eau du sol TC vs TCES 1 TR vs Tinter 1 TAI vs TPI 1 Fumx(TRvsTinter) 1 Fumx(TAivsTP1) 1 i Ils 0.045 0.M9 173.668 97.30 CLS 97.58 Conductivité hydrauliaue saturée 2.89* TC vs TCES Microporosité 8.32** TC vs TCES 1 3-65 * TR vs Tinter 4.05* TAI vs TPI Ils Fum x(tr vsrinter) 8.47** Fum x (TAIvsTPI) RS Masse volumiaue armarente TR vs Tinter 4.06* ils TAI vs TPI 3.33* Fum x (TCvsTCES Furn x(tr vstinter) 5.12* Fum x (TAIvsTPI) Porosité totale TAI vs TPI TR vs Tinter Fum x(tr vstinter) 7.55** Furn x (TAIvsTPi) Macro-porosité totale TR vs Tinter Macm~orosite d'aération TAI vs TfI TR vs Tinter Teneur en eau du sol 7,76** TC vs TCES ns TR vs Tinter 6.13* TAI vs TPI Fumx (Ti3 vstinter) 3.40* 7.78** Fum x ('iaivstpi) 11s Furn = fumu N. TCES = mvaux de coervation (TR + TN + TPI). Tinter = travaux avec in&&& Ils Ils Ils Ils Ils 5.6 1 * ru 5.78* (PR 5 0.10). **= très significatifs (PR 4 0.01). **a= trts huumcnt significatifs (PR 5 0.001). et = non significatif. tls (TAI + T'PI) ; *= significatifs

Ceci n'est pas facile à expliquer. En effet, Heathman et al. (1995) et Peuarossa et al. (1995) pdcisent que les TCES induisent une activité biologique plus intee en raison des résidus maintenus en surface. Cette activité biologique induit un plus grand nombre de biopores par les vers de terre qui s'additiomert ceux laissés par les racines. Da le cas présent, la variabilité du sol pourrait être la cause principale des différences observdes entre LTCES et NTCES. Tableau 5.3: Effets des pratiques culturales sur les paramètres physiques du loam limoneux. Eemble des couches Couches par couche (valeurs de F) Param& tre DL SCE F ~miitre 0-15cm 15-30cm 3WScm Conductivité hv drauliciue saturée TRvsTinter 1 TAI vs TPI 1 Fum x (TCvsTCES) 1 1.914 Furn x (TAIvsTPI) 1 1.181 Macroporosité d'aération TC vs TCES 1 0.049 TRvsTinter 1 IIS Fum x (TRvsTinter 1 Fum x (TAIvsTPI) 1 0.078 Macroporosité de tramission TRvsTinter 1 Macro~oros i te totale TC vs TCES 1 72.546 TRvsTinter 1 Furn x (TRvsTinter) 1 Fum x (TAIvsTPI) 1 152.358 Microporosi té TRvsTinter 1 Fum x (TRvsTinter 1 CLS Conductivité hvdrauliaue saturée TRvsTinter TM vs T'PI Fumx(TCvsTCES) Furn x (TAIvsTPI) Macro~orosité d'aération TC vs KES N 11s TRvsTinter 3.12* Furn x (TRvsTinter) 8.52** Fum x (TAivsTPI) Macroporosité de tramission TRvsTinter 3.82* Macromrosid totale TC vs TCES TRvsTinter 11s N Fumx(TRvsTïnter 4.62** Fumx(TAIvsTP1) Micro~orosi té 11s TRvsTinter 7.75** Furn ~(TRvsTinter) 4.10* 3.46* 4.47* 5.95* Ils 3.80* 3.92* ILS ILS Fum = fumures N. TCES = avaux de coervation (TR + TM + TPI). Tinter = avaux avec intedaires (TAI + TPf) ; *= significatifs (PR s 0.10). *+= ub significatifs (PR s 0.01). ***= trb hauument significatifs (PR 5 0.001). et = non significatif.

En interaction avec la profondeur du sol. les TCES amdiorent la conductivit6 hydraulique saturée sur toute la profondeur du loam sableux (figure 5.7a) et da la couche 30-45cm du loam limoneux (figure 5.8a). Ce cotat s'explique, da le loam sableux, par la réduction du volume des micropores (F = 8.32**) au-dela de 15cm de profondeur et par l'augmentation de celui des pores de grand diamètre da la couche 30-45cm (figure 5.7b). Da le loam limoneux. les TCES augmentent la proportion des pores d'aération (diamètre 2 300p) sur toute l'épaisseur étudiée (figure 4.8b) par rapport au travail conventionnel du sol. Les- Figures 5.6: Interactio entre les traitements pour: a/ la masse volumique apparente en loarn sableux, b/ la conductivité hydraulique saturée en Ioam limoneux. Les résultats obtenus montrent que les modificatio des proprietés physiques du sol par les pratiques culturales peuvent également s'opérer à court terme. Azooz et Arshad (1996) ont obtenu une augmentation de la K, de 2.40 à 3.01 mm h-' da un loam limoneux et de 33.0 à 41.3 mm h" da un loam sableux après 14 à 15 a de travail du sol. Derdour et al. ( 1993) n'ont pu obtenir d'amélioration de la porosité totale du sol sur quatre a avec différentes pratiques culturales dont le semis direct, le TR et le TC da un sol argileux. II en est de même de Foley et al. (1991) avec la couverture du sol par les résidus de culture. Mais, sur trois a. Carter (1991) a cotaté une réduction de 12% de la macroporosité du sol da les 8-16cm d'épaisseur par le labour superficiel en comparaison avec le labour conventiomel; il a attribué cette rgduction au compactage coécutif au travail réduit du sol. D'autres auteurs

confirment ces résultats (Grant et Lafond; 1993; Hendenon, 1991 et Datiri et Lowery. 1991a; Pagliai et al., 1983). Iis abondent da le se de ceux de Wu et al. (1995) sclon Iesquels le semis direct et le travail réduit du sol augmentent le flux de traport de l'eau da les couches 0-25cm et 25-5ûcm des loams limoneux et argileux. 1 Conductivitd hydraulique ratur6e I en loam sableux (rnrnh)! 20 25 30 35 40 45 50 55 60 ô5 70 75 I Figures 5.7: Effets des pratiques de coervation a/ sur ta conductivité hydraulique saturée ei b/ sur Ia macroporosité d'ahtion da le loam sableux. Conductivfté hydraulique saturde en loam limoneux (mmih) O 30 60 90 120 150 180 Macroporositd d'aération en loam 1 i! limoneux (%) 6 6,4 6.8 7,2 7.6 8 8,4 8,8 9,2 Figures 5.8: Effets des pratiques de coervation a/ sur la conductivit6 hydraulique saturée et b/ sur la macroporosité d'aération da le loam Iimoneux.

Wu et al. ( 1992) imputent la & élevée da les TCES Zi la teneur en matière organique plus elevée et une masse volumique apparente plus basse; ces param5t.e~ conferent au sol une plus grande macroporosité da les horizo Ap et B. Perfect et al. (1990a) peent que l'enracinement dee des pratiques culturales comportant les plantes de couverture contribue 2 stabiliser la macm-agréagation du soi et en améliorer le contenu en eau. Perfect et al. (1990b) ajoutent que cette rétention en eau contribue Zi entretenir la microflore du sol à la base des paramètres de conductivité hydraulique da le profd. Néanmoi. les résultats obtenus, ici, sont contraires à ceux de Carter (1991) déjà cités. Mais ils rejoignent ceux de Karlen et al. (1994) et Singh et Kanwar (1991) sur le sujet. 533.2. Effets du travail réduit et des pratiques comportant les plantes intercalaires. Da le loam sableux, les travaux du sol comportant les plantes intercalaires (Tinter) ont augmenté de 11% la microporosité du sol par rapport au travail réduit du sol. Cette augmentation de la microporosité se traduit par la réduction de la macroporosité totale du soi. Le labour avec la charrue da les Tinter tend à réduire la macroporosité du soi conformément aux travaux de Singh et Kanwar (1991) et Logsdon et al. (1990). L'analyse des résultats couche par couche situe ces diffkrences da les couches 0-15cm (F = 4.05*) et 30-45cm (F = 7.30**). Da la couche 0-15crn. elles sont probablement dues aux travaux de labour qui brisent les macropores. Da la couche 30-45cm, elles pourraient dériver de la compaction du sol. Cependant, les Tinter augmentent de 10% la teneur en eau du sol, réduisent de 5% la masse volumique apparente et de 8% la microporosité du sol da la couche 0-15cm et autant da la couche 30-45cm. La figure 5.9a montre ces différences pour la microporosité da les deux couches du sol. Da le loam limoneux, des différences sont détectées pour la teneur en eau (F = 3.69*), la porosité d'aération (F = 3.12*), de tramission (F = 3.82*) et la microporosité (F = 7.75**) da la couche 0-15cm et pour la macroporosité d'aération (F = 4.57*) da la couche 30-45cm. Ces paramètres ont des valeurs plus élevées pour TR da la couche 0-15cm et plus faibles da la couche 30-45cm par rapport à Tinter. La figure 5.9b donne, à titre d'exemple.

le volume des pores d'aération (diam&tre > 300 p) da ces deux niveaux du sol. De plus, les Tinter améliorent de 3 fois Ia K, par rapport ik TR da la couche 15-30cm. Figures 5.9: Indices de porosité par couche de sol : (a) en loam sableux et (b) en loam limoneux. Figures 5.10: Da le loam sableux: (a) teneur en eau du sol et (b) indices de porositk de la couche 30-45cm. Figws 5.1 1 : Indices de porosité du loam limoneux: (a) Pores > 0.300mm et (b) volume macroporal total.

De plus, da le loam sableux, NTinter augmente de façon significative le niveau de la teneur en eau du sol da les couches O-1Scm (F =3.40*) et 30-4Scm (F = 11.07**) par rapport Zl LTinter (figure 5.10a). Par contre, la masse volumique apparente est supérieure da NTR (1.62g cm-3) et plus réduite da NTinter (140 g mi3) alors que c'est le contraire pour LTR ( 1.40g cm") en comparaison avec LTinter (1.59 g cme3). Il en est de même pour la microporosit6 et la prosite totale de la couche 30-45cm (figure 5.10b). Da le loam limoneux, les mêmes interactio ~ i~catives existent pour les pores de diamètre > 300~ da les trois couches du sol. Il en est de même de la rnacroporosité totale des couches 0-15cm et 30-45cm. Da tous ces cas, les NTinter augmentent la porosité du sol par rapport ii LTInter (figures 5.1 1). Une fois encore, I'imponaoce de la biomasse enfouie et le développement important de la microflore qui en résulte expliqueraient ces interactio. Ces biomasses sont plus importantes da les traitements NTR et NTAI que da LTR et LIAI. Ces résultats abondent da le se de ceux, précités, de Heathman et al. (1995). Carter (199 1 ), Ewing et al. (199 1)et Estevez et al. (1996). 5.3.3.3. Effets de la période de labour sur les qualités physiques du sol. Analysées sur toute la profondeur du sol étudiée, les deux périodes de labour ne produisent pas de différences significatives au niveau des paramètres mesurés. Par contre, da le loarn sableux, l'analyse couche par couche permet de relever des augmentatio. par le labour automnal, de 14% et 22% respectivement pour la teneur en eau des couches 15-30cm et 30-45cm et de 9% pour la porosité totale da la couche 30-45 cm. Da le loam limoneux, les deux périodes de labour ne sont différentes que pour la conductivité hydraulique saturée de la couche 15-30cm pour laquelle ce paramètre est 50% plus élevé da TAI que da TPI. Aii, le labour automnal améliore beaucoup plus certaines propdtés physiques du sol que le labour printanier. Le chapitre VI montre que la biomasse aérienne totale produite et retournée da le sol par TAI est plus importante que celle de TPI. De plus, la diminution de la teneur en eau du sol sous TPI limite probablement le dtheloppement des microorganismes.

Par ailleurs, da le loam sableux, TPI interagit avec N (1.44 g mi3) en augmentant la masse volumique apparente comparé à NTAI (1.34g cm-3) de même que le fait LTPI (1.54g cni3) par rapport à LTAI (1.46 g cmj). Ceci se comprend da la mesure où TAI produit plus de résidus de récolte enfouis - et donc de matière organique - que TPL De plus, l'action du ruissellement et de l'érosion plus importante sous TAI (voir chapitre III et Kirby et Mehuys, 1987) se traduit par la réduction, in situ, de fuies particules du sol (Johon et al., 1979; Warrington et al., 1989) et par la diminution coostquente de la masse volumique apparente. De plus, da le loam sableux, LTPI réduit la porosité totale du sol (49.478) par rappon ii NTPI (54.55%) comme le fait LTAI (52.99%) par rapport à NTAX (56.54%). Da le loam Limoneux, NTAI augmente la macroporosité totale du sol (50.1496) par rapport à NP1 (48.88%). Par ailleurs, NTAI augmente la conductivit6 hydraulique saturée (70.09mmh) par rapport à LTAI (19.33mmh). Inversement, NTPI réduit la K, ( 12.80mm/h) alon que LTPI l'augmente (64.42mm/h). Enfin, NTPI augmente la microporosité (29.85%) du loam sableux par rappon à NTAI (26.4940) et LTPI (27.65%) la réduit par rapport à LTAI (32.06%). Da le loam limoneux, LTPI réduit la macroporosité du sol (16.01%) par rapport à LTAI (20.21%). Les résidus incorporés da le sol par ces travaux du sol (Campbell et al., 1984a et b; Ewing et al., 199 l), le taux de matière organique qu'ils génèrent (N'Dayegamiye et Angers, 1993) et le développement de la microflore qui en résulte (Peuarossa et al., 1995) expliqueraient le se de ces interactio. Figures 5.12: Effets de l'époque de labour sur l'espace poral (a) da le Ioam sableux et (b) da le loam limoneux-

L'interaction des fertilisants avec l'@que de labour semble influencer le volume poral du sol & cause probablement des ciiferences existantes entre les biomasses aériennes et radiculaires (Perfect et al., 1990a) produites par les deux pratiques. EnfinT les interactio entre la profondeur du sol et l'époque de labour montrent une diminution de la microporosité avec la profondeur da le loam sableux (figure 5.L2a). Da le loam limoneux (figure 5.12b). la macroporosité augmente da la couche 30-45cm après une baisse impcrtante da la couche 15-3ûcm. Aii. TAI améliore nettement les caractéristiques physiques du sol que TPI à cause des biomasse végetales retournkes da le sol qui ont été généralement plus importantes (voir chapitre VI) da TAI que da TPI. 5.4. Conclusion. Le fertilisant organique n'a pas amélioré les propriétés physiques des sols étudiés en comparaison avec la fumure N minérale. Les TCES ont amélioré les caractéristiques physiques du sol. Us ont augmenté de 16% la conductivite hydraulique saturée aii que la teneur en eau da L'eemble des couches de loam sableux par rapport à TC. Us ont amélioré la macroporosité et la porosité totale du loam limoneux. Leurs interactio avec les fertilisants varient avec la nature du sol et le paramètre physique coidéré. Ces effets sont généralement renforcés lorsque les TCES interagissent avec le fertilisant minéral da le sol sableux. Les Tinter améliorent certaines caractétiques physiques du sol par rapport à TR. Rs ont contribué à augmenter de 11% la microporosité du sol sur l'eemble du profil et de 10% la teneur en eau du sol par rapport à TR. De façon générale, ils ont contribué à améliorer les propriétés hydrauliques du sol. Leurs interactio avec le fertilisant mineral ont amélioré les paramètres physiques du sol contrairement leurs interactio avec le fertilisant organique da les couches 0-15cm et 30-45cm de loam sableux, Il en est de même da le loam limoneux pour les pores d'adration da toutes les couches de sol et le volume poral total des couches O- 15cm et 30-45cm,

Enfin, T'PI réduit la qualit6 physique du sol en comparaison avec TAI. En effet, par rapport B TAI, il a réduit de 12% et 18% la teneur en eau du sol et augmenté de 7% et 8% la masse volumique apparente respectivement pour les couches 15-30cm et 30-45cm. Il a réduit de 98 la porosité totale de la couche 30.45cm da le loam sableux par rapport TAL Da le loam limoneux, TPI a réduit la K, de la couche 15-30cm de 33% en comparaison avec TAL En interaction avec le nitrate d'ammonium, TPI a augmente de 7% la masse volumique apparente du sol par rapport à NTAI pendant que LTPI élevait de 5% le même pafami5tre par rapport à LTAI sur l'eemble des couches de loam sableux. En définitive, les résultats obtenus n'expliquent pas toute l'efficacité observée des pratiques culturales de coervation da la réduction de P disponible et N minéral da le profil des deux sols. En effet, l'amélioration de la IZ, et de la macroporosité du sol aurait dû conduire à une migration plus importante de ces nutriments da le profil sous l'effet des travaux culturaux de coervation par rapport au travail conventionnel du sol. Il en aurait été de même des pratiques comportant les plantes intercalaires par rapport au travail réduit du sol. Or. le chapitre 4 a montré le conuaire, sauf pour le cation hl&+. Cependant, la réduction de la teneur en eau et des paramètres de conductivité hydraulique du sol sous TPI par rapport à TA[ pourraient justifier, au moi partiellement, l'efficacité de TPI da le contrôle de la migration printanière de P disponible et de N minéral da le profil par rapport à TAI.

CHAPITRE VI EFFETS DES SYSTÈMES DE PRODUCTION DU MAÏS-GRAIN SUR DIFFÉRE~~~TS PARAMÈTRES DE LA RELATION SOL - PLANTE- Les prélèvements de N et P par les cultures croissant en régimes de pratiques culturales de coervation des eaux et du sol innuencent les biomasses aériennes produites aii que les teneurs résiduelles de ces nutriments da le sol. Cette étude a pour objectif d'évaluer l'impact de deux types de fertilisants N et de quane modes de travail du sol da la production du maïs-grain sur deux loams sableux et limoneux de la région de Québec. Une dose de 120kg de N sous forme de lisier de bovi (da le loam sableux) ou de porcs (da le loam limoneux) et de nitrate d'ammonium a éte combinée, en post-levée, au travail conventionnel du sol (TC), au travail réduit du sol (TR), à la culture intercalaire (mélange de trèfle rouge et de fléole) da le maïs avec incorporation des résidus par le labour d'automne (TAI) ou par le labour de printemps (TPT). Les combinaiso de traitements obtenues ont été distribuées da un dispositif en blocs complètement aléatoires à 3 répétitio. L'6valuation annuelle des taux de résidus a eu lieu au printemps après le semis, celle des biomasses intercalaires au milieu du mois d'août. Le rendement et la biomasse aérienne du mas aii que leurs prélèvements en N et P ont eu lieu à la récolte. L'essai a été conduit de 1994, 1995 et 1996. Les lisiers produisent des rendements en maïs-grain généralement inferieurs à ceux de M O 3 en années pluvieuses (1994 et 1996) et égaux (en Ioam sableux) ou supérieurs (en loam limoneux) en année moi humide (1995). Les TCES laissent des quantités variables de résidus sur le sol par rapport à TC. Ces résidus sont plus importants da TR avec 65% de couverture du sol da le loam sableux et 54% da le loam Limoneux contre 45% et 24% pour les Tinter da les deux sols respectifs. TPI laisse au sol un surplus de résidus après le semis de 55% en loarn sableux et de 7% en loam limoneux par rapport à ceux laissés par TAI. Aussi. les TCES ont réduit de 15% et 37% les rendements en maïs-grain respectivement en 1995 et 1996 da le loam sableux et de 20% à chacune de ces deux années da le loam limoneux par rapport à TC. Les plantes croissant da les Tinter prélèvent en moyenne 28kg N et 3kg P ha'' de plus que celles croissant sous TR. Elles retournent da le soi, avec les résidus. des surplus en N et P égales aux valeurs précédentes par rapport à TR. L'effet de TPI est variable par rapport à TAI pour les biomasses produites et le rendement en maïs-grain. La difficulté de contrôler efficacement les mauvaises herbes croissant da les Tinter limite leur effkacité au niveau des rendements en maïs-grain. Les quantités de résidus générés et les prélèvements de P et N réalisés par les plantes croissant da les Tinter expliquent, au moi en partie, les réductio des pertes de ces nutriments par érosion et lessivage par rapport à celles croissant da TR. (1) Dépanement des sols et de génie ~@iment;iirc. UnivemtC Lûval. Sainte-Foy. Québec. Cana&: (1) Centre de recherche en sols. Miîsrèrc de I'Agriculrurr. de 1'AIimenmtion et des Pëchuics du Québec. Sainte-Foy. Québec. carda.

6.1. INTRODUCTION. Au Québec. la contribution de l'engrais azoté min6ral B la nutrition du maïs varie de 35 à 60% selon la dose appliquée et la teneur du sol en cet élement (Tran et al.. 1992). Pour la nutrition des plantes partir d'effluents d'élevage. Paul et Beauchamp (1993) ont montré que les prélèvements de N par le maïs à partir des fumiers solides ou compostés étaient inférieurs à ceux de l'engrais mindral. Les fumiers fournissent seulement de 75 à 80% de NH,-N équivalant à l'azote issu de l'de (Beauchamp. 1986). Par ailleurs, le niveau des prélèvements des nutriments du SOI par les plantes depend du mode d'application des fertilisants (Tran et al., 1992) et de leur époque d'épandage (Geron et al., 1993). Tran et al. (1997) viennent de montrer que le coefficient d'utilisation de l'engrais N appliqué la volée au semis était plus faible (4246 à 48%) que lorsqu'il est appliqué en bandes en post-levée (43 à 548). Le troisième chapitre du présent travail a montré que l'incorporation du Lisier de porcs a limité les pertes du sol en P et N minéral par érosion. Elle a par contre, augmenté leur lessivage tel que ceci a été cotaté da le quatrième chapitre. Les effets conjugués de ces phénomènes sur les biomasses aériennes et sur les rendements en maïs-grain ne sont pas bien connus comme ne le sont pas ceux, inverses, des apports annuels des résidus de culture sur les teneurs de P et N minéral du sol et sur leurs risques de contamination des eaux. Par ailleurs, on sait que le travail conventionnel du sol assure une meilleure distribution de l'engrais da la couche labourée (Roger-Estrade. 1991) par rapport au travail réduit du sol. Cependant, les pratiques de coervation basées sur sa couverture par les résidus augmentent la biomasse mineralisable (Unger, 1994; Clay et al., 1990) avec des effets bénéfiques sur les productio végétales. Mais, l'immobilisation de l'azote (Vanotti et al., 1995 ; N'Dayegamiye et Dubé, 1986) et du phosphore (Hedley et al., 1982 ; Enwezor, 1967)) da la décomposition des résidus peuvent nuire aux rendements des cultures. Da ce se, Reeves et al. (1997) ont montré que le niveau d'azote da un sol recevant les résidus de maïs est moi élevé au début de la première saison par rapport à l'engrais N minéral mais que pour les saiso suivantes, la situation s'inverse en faveur des résidus. Brown et al. (1993) ont cotaté que l'incorporation des résidus de vesce (Vicia virosa-roth.) cultivée en

intercalaire du mais la saison précedente a augmente la concentration de NO,-N da les 7.5 premiers cm du sol, 50 64 jours après le semis de maïs de l'année subséquente. Hu et al. (1997) ont observé un accroissement de 2046 des fiactio de C organique labile (hydrates de C et de la biomasse microbienne) da le sol, 7 jours après incorporation au printemps de plantes de couvemire du sol. La dégradation était totale 35 jours après leur incorporation. Cette minéralisation augmente les risques de contamination des eaux Par ailleurs, l'enfouissement du paillis a permis une amélioration de rendement du maïs de 500 kg ha-1 (Frye et Blevi. 1989; Pan et Hopkin, 1991). Au sud-ouest du Québec, l'enfouissement de la biomasse intercalaire, au printemps, n'a pas eu d'effet plus dépressif sur les rendements du maïs-grain que leur enfouissement en automne (Claude et al., 1993). Mais, da les deux cas, l'augmentation de la biomasse intercalaire et la diminution concomitante de la teneur en azote inorganique ont créé un écart entre les rendements en maïs-gain en faveur des parcelles sa plantes intercalaires. Cependant, Poutaia et Hannukkala (1995) ont remarqué que l'enfouissement de l'engrais vert à l'automne et au printemps générait des baisses de rendement du blé de 33% et 24% respectivement par rapport au labour conventionnel. Mais, en Ontario, sa apport d'engrais, le rendement du maïs en association avec le trèfle intercalaire a été supérieur à celui du régime de maïs seul (Wall et al., 1991). D'autres études ont abouti à, des réductio de rendement du mai's par la culture intercalaire (Claude et al., 1993; Ewing et al., 1991; Ebelhar et al., 1984). L'objectif de ce chapitre vise à déterminer les effets de différentes régies de production du maïs-grain combinant deux sources de N (lisier de bovi ou de porcs vs nitrate d'ammonium) et quatre modes de travail du sol (labour conventionnel en automne, travail minimal, culture intercalaire da le maïs et enfouissement des résidus par le labour d'automne ou par le labour de printemps) sur les paramètres de rendement du maïs-grain et sur les exportatio en N et en P par les biomasses aériennes des deux cultures associées da deux sols sableux et limoneux. Les quantités de P et N immobilisées da les tissus végétaux permettent d'apprécier les quantités de ces éléments prélevées du sol sous les différentes pratiques cuiturales et aii soustraites à l'érosion et au lessivage.

62.1. Mesure de l'impact des traitements sur les paramètres de production. Le chapitre II decnt les sites, le dispositif expérimental et les traitements. Cette description est complétée, ici, par les méthodes d'évaluation des effets des traitements sur les paramètres de production. Le taux de couverture du sol par les résidus a 6t6 évalue pour 1995 et 1996 après le semis suivant la méthode du ruban decrite par Shelton (1992). Un ruban gradué en pieds est étiré suivant la diagonale de chaque parcelie. Les résidus croisés et remarquables de part et d'autre de chaque unité de graduation sont comptés. Leur nombre rapporté à 100 (100 pieds) donne le pourcentage de couverture du sol par les résidus. Le taux d'émergence définitif du maïs a été évalué par comptage des pieds présents sur une distance de 5 mètres sur les deux rangs centraux 4 semaines après le semis. Les biomasses aériennes de la plante intercalaire et des mauvaises herbes ont été mesurées da un quadrat de 90cm X 60cm choisi au hasard entre les deux rangs centraux à environ 90 à 100 jours après le semis. Le rendement en maïs-grain a été évalué sur une distance de 3.33111 sur les deux rangs centraux. soit sur une superficie d'environ 5m2. Les tiges présentes da cette portion et les épis qu'elles portent ont été comptés. Cinq (5) tiges successives ont été coupées et leurs épis comptés, égrenés et séchés pour l'évaluation du rendement en maïs-grain (15% d'humidité) et de la biomasse aérienne sèche du maïs. Après séchage et broyage, les tissus végétaux tant des intercalaires que du maïs ont été digérés à l'acide sulfbrique et analysés pour l'azote par distillation Kjeldhal et pour le phosphore par colorimétrie (méthode jaune) pour la détermination des exportatio en ces éléments à partir des différentes régies de production. Les teneurs en N et P (en %) ont été rapportées aux biomasses aériennes sèches pour quantifier les exportatio totales en N et P par les cultures. Les biomasses aériennes totales des intercalaires et du maïs (sa les épis) de chaque parcelle ont été hachées et laissées sur le champ.

63. RESULTATS ET DISCUSSION. 6.3.1. Productivités des différents systèmes de production du &-grain. Les tableaux 6.1. et 6.2 doment les résultats moye des différents types de biomasses mesurées respectivement da les loams sableux et limoneux pour les années 1994 et 1995. Pour I'ann6e 1996, la biomasse herbacée n'a été évaiuee que pour les travaux du sol qui comportaient les plantes intercalaires da la mesure où l'utilisation de 1'~trazine~ da les traitements TC et TR a éradique complètement le développement des mauvaises herbes. 6.3.1.1. Le taux de couverture du sol par les résidus de culture. Les fertilisants ne sont pas significativement différents (tableau 6.3) par rapport aux résidus à la surface du sol en post semis de 1996. Par contre, les pratiques culturales de coervation des eaux et du sol (TCES) ont généré des taux de couverture du sol par les résidus plus importants que le travail conventiomel du sol (TC) aussi bien en loam sableux (P < 0.001) qu'en loam limoneux (P < 0.001). Ces taux représentent 52% et 34% de couverture du sol pour TCES contre 20% et 178 pour TC da les deux sols respectifs. Tableau 6.1: Productivités des systèmes de production du maïs da le loarn sableux. Para- Taux d'émergence Taux de résidus Biomasse inter- Biomasse du maïs,maïs-grain rneues (8) au SOI (8) daire (Mg ha*' ) (Mg ha-') (Mg ha-') Année 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 NTC 93 92 77 nd 2 16 0.8 0.5 0.0 15.4 13.4 14.0 11.4 9.2 7.8 NTR nd 76 58 nd 11 65 nd 0.8 0.0 nd 10.7 11.0 nd 8.4 6.7 NTAI 87 90 69 nd 1 17 1.7 1.1 4.0 15.2 13.5 7.1 11.3 9.7 4.5 NTPI nd 90 73 nd 2 66 nd 1.6 5.0 nd 11.2 7.2 nd 8.8 4.8 LTC 92 97 75 nd 3 23 0.8 0.2 0.0 13.9 13.4 12.3 10.3 11.1 6.7 LTR nd 81 50 nd 6 64 nd 0.7 0.0 nd 10.9 8.3 nd 7.4 5.3 LTAI 90 86 66 nd 1 22 2.0 1.1 3.1 13.1 13.0 6.0 9.7 9.4 3.5 LTPI nd 90 64 nd 2 75 nd 1.5 3.8 nd 12.0 4.5 nd 8.6 2.9 nd = non disponible h l'année indiquét.

Entre les travaux de coervation, les Tinter ont procuré au sol un taux de résidus moi important en comparaison avec TIL Cette couverture atteint 65% et 54% pour TR contre 458 et 24% pour Tinter respectivement Descbambault et Saint-Lambert. Tableau 6.2. Productivités des systèmes de production du maïs da le loam iirnooeux. Para- Taux d'émergence Taux de Résidus Biomasse inter- Biomasse du mais Maïs-grain mktres (a) au sol (96) calaire (Mg ha") (Mg ha') (Mg ha") Année 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 NTC 92 76 76 nd 10 16 12 1.0 0.0 10.6 9.5 4-7 7.9 4.3 3.6 LTC 93 79 68 nd 11 18 1.7 0.6 0.0 9.1 10.1 4.7 6.7 4.4 4.0 LTR nd 75 57 nd 19 58 nd 0.7 0.0 nd 10-7 3.6 nd 4.9 3.1 LTAi 95 73 50 nd 6 23 1.9 1.7 3.6 8.1 9.8 2.4 6.2 5.0 2.0 LTPI nd 72 53 nd 5 29 nd 1.4 3.6 nd 10.3 1.8 nd 4.5 1.7 nd = non disponible 3 l'année indiqude. Ces résultats sont conformes à ceux de Shelton (1992) et Unger (1994). Scort et Burt (1985) ont enregistré un taux de couverture du sol par les résidus de maïs et de trèfie 45% supérieur à celui du maïs seul (10%). Pour leur part, Cassel et al. (1995) signalent des taux de résidus d'une culture de maïs variant de 1% pour TC, de 27 à 38% pour TR et de 75 à 87% pour le semis direct. Da les deux SOIS étudiés, TPI a laissé des résidus couvrant le sol ii 71 % à Deschambault et Zt 27% il Saint-Lambert contre 20% de couvemire par ceux de TAI à chacun des deux sites. Ces différences pourraient être reliées à la décomposition avancée des résidus incorporés sous TAI par rapport à celle des résidus fraîchement incorporés sous TPI. Ceci confirmerait l'importance de l'époque d'enfouissement des plantes intercalaires telle que cotate ailleurs par Sanderson et Macleod (1994). On peut s'attendre & des impacts différents de ces deux époques de labour sur les productio végétales du maïs et des intercalaires à cause des différences probables da les quantités de N et de P immobilisées da la dégradation des

résidus produits (Nguluu et al., 1997; Aulack et al., 1991) et da les flux de leur libération (Jasen, 1996). Tableau 6.3: Synthèse des analyses de variance des taux de résidus et d'emergence du maïs. SOI Loam sableux Loam limoneux Paramètres Emergence Résidus Emergence Résidus Contrastes 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 1994 1995 1996 TR vs Tinter nd * IIS nd ** *** m *+ nd * *** FumxTrav as L~S Fum = fumum N. TCES = travaux de coervation (TR + TrU + TPI). Tinur = tnvaux avec intadaim (TAI + TPI); = significaufs (P S 0.10). ** = & significatifs (P S 0.01). *** = uts hautcmmr significatifs (P S 0.001). = non significarif et nd = non disponible h &te indiquée. En référence aux travaux antérieurs de Lal (1994)' Soileau et al. (1994) et Hill (1993), de tels taux de couverture du sol par les résidus, par leur action anti-érosive démontrée da le chapitre III, de réduction du lessivage analysée da le chapitre IV et d'amélioration des caractéristiques physiques du sol vérifiée da le chapitre V, devraient avoir des répercussio variables mais positives sur les productio de biomasses sèches et de maïsgrain. Or, ceci ne semble en être le cas comme on le vérifie da la suite. 6.3.1.2. Les taux d'émergence du mais. Les fertilisants n'ont généré de différences significatives qu'en 1996 en loarn limoneux (P < 0.01). le fertilisant minéral ayant permis un taux de levée de 67% contre 57% pour le lisier. Ces différences ne s'expliquent pas bienon peut peer à une possible acidification du sol par le lisier (Sharpley et al., 1993) ou par les résidus (BurIe et al.. 1997) qui, combinée à une surcoommation d'oxygène après l'enfouissement printanier des résidus frais de plantes intercalaires (Gok et Ottow, 1988), pourraient avoir réduit la disponibilité des nutriments da les parcelles fertilisées avec le lisier pendant la période de levée du maïs.

Pour les travaux du sol les TCES ont réduit les taux dt6rnergence aussi bien en loam sableux qu'en Ioam limoneux, à l'exception de 1'- 1994 da ce dernier sol. Les taux moye d'émergence ont et6 de 89 et 94% en 1994'86 et 73% en 1995 et de 63% et 5996 en 1996 pour les TCES contre 93 et 93%, 95 et 78% et 76 et 72% respectivement da les deux sols sableux et limoneux, Ces résultats montrent une diminution, d'année en année, du pourcentage d'émergence du maïs. L'importance de plus en plus grande des résidus au sol après le semis et l'immobilisation des nutriments par les micrwrganismes décornposeurs des résidus enfouis sont certainement parmi les justificatio possibles d'une telle 6volution. Jessop et Stewart (1983) rapportent des cas de phytotoxicité des résidus de cultures da les 14 jours suivant le semis du blé en confirmation des observatio antérieures de Cochran et al. (1977) et Kimber (1973). Pour le maïs, Guenzi et al. (1967) ont observé que la phytoxicité due aux résidus subsistait da le champ pendant 22 semaines. De plus, I'irfestation du maïs par une chenille mineuse des tiges en 1996 a enuaîné des pertes de 3% Deschambault et de 6% à Saint-Lambert six semaines après le semis. En 1995. TR a baissé le taux de levée du maïs en loam sableux (78.5%) et l'a maintenu (73.5%) en loam limoneux par rapport aux Tinter (89.0% et 72.5%) aux deux sites respectifs. Ces différences résultent probablement de la nature et de l'importance des proportio d'espèces de résidus enfouis. ceux du maïs da TR se décomposant moi bien que ceux des plantes intercalaires et du maïs da Tinter (McKemey et al., 1995). L'époque de leur enfouissement a aussi pu être capitale conformément aux travaux de Sanderson et Mcleod (1994) même si Claude et al. (1993) ont observe le contraire da le sud québecois. Elliot et Stott (1997) ajoutent, en confmation des travaux de Mary et al. ( 1996) que si les résidus à la surface du sol affectent à la fois la température et l'humidit6 du sol. leur nature détermine l'importance des micro-organismes du sol impliqut5s da leur dégradation lorsqu'ils sont enfouis.

En 1996, la supérioritt de TPI par rappoa ii TAI pour le taux d'émergence (P 0.10) en loam sableux ne s'explique pas aisément da la meswe où TPI laisse 3.6 fois plus de résidus au sol après le semis que TAI et que cela devrait plutôt limiter le taux d'hergence. Cependant, da la culture du bl& Carman (1997) a observe que différents travaux du sol pouvaient avoir des incidences variables sur les taux d'émergence de cette culture. Ceci pounait avoir et6 le cas pour le maïs. 6.3.1.3. Les biomasses végétales aériennes sèches des plantes intercalaires. L'analyse statistique des résultats obtenus (tableau 6.4) ne révèle aucune différence significative entre les fertilisants pour 19ann6e 1994 par rapport aux biomasses produites. Ces résultats diffèrent de ceux de Huneycutt et al. (1988) selon lesquels l'application du fumier a accru la biomasse fourragère de Trifolium sp. de 5 1% par rapport à l'engrais minéral. Tableau 6.4. Résultats d'analyses de variance relatives aux biomasses intercalaires produites. Sol Loam sableux (SCE x ld) Loarn limoneux (SCE x 1 Cf) AM& Année 1994 Ann& 1995 Année 1994 Année 1995 Contrastes SCE F P>F SCE F P>F SCE F P> F SCE F P>F N vsl 255.05 1.28 467.55 1.81 250.95 1.62 TCvsTCES 6387.8 32.1 1 *** 4209.1 38.47 *** 519.62 2.01 1654.8 10.71 ** TAivsTPI nd nd nd 1924.8 17.59 *** nd nd nd 2551.2 16.52 *** Erreur(dl=14) 2784.8 1531.7 3617.1 2162.6 Fum = fumure N. TCES = tnvaux de coervation (TR + TAI + TPI). Enter = travaux avec intercalaires (TAI + TPC); = significatifs (P S 0.10). ** = tris significatifs (P 5 0.01). *s+ = trb hautement significatifs (P S 0.0011. = non signifimtif et nd = non disponible à la &tc indiquée. Pour les travaux du sol, les TCES ont généré une biomasse intercalaire et de mauvaises herbes plus importante que le TC en 1994 et 1995 en loarn sableux et en 1995 en loam limoneux. On note des productio moyennes de leurs biomasses aériennes sèches de misaison égales à 1.9, 1.3 et 4.0 Mg ha" pour TCES contre 0.8, 0.4 et 0.0 Mg ha" pour TC respectivement pour 1994, 1995 et 1996 en loam sableux et de 1.8, 1.7 et 3.1 Mg ha-' pour TCES contre 1.5, 0.8 et 0.0 Mg ha-' pour TC pour les trois années respectives en loarn

limoneux. Ces résultats sont similaires à ceux cites par Bruneue et M6nard (1990) selon lesquels la luzerne et le trèfle ont produit 2 à 3 Mg ha-' de matière sèche sous un couvert de céréales. Ils s'icrivent à l'intérieur des limites observ6es par Vézina et al. (1995) de 1 à 5 Mg ha-' de matière skhe de trèfle rouge sem6 précocement da le maïs-grain. Ils sont cependant de loin inférieurs ceux de Poutala et Hannukkala (1995) qui donnent des valeun de 6900 kg ha-' de matière sèche aérienne à partir de diverses espèces fourragères intercalées au mais et B d'autres céréales. De même - et ceci était attendu -, les Tinter ont assuré une couverture du sol plus abondante que le TR au cours de 1995 et 1996 tant en loam sableux qu'en loam limoneux pendant la saison de croissance du maïs. Les résultats de 1995 reflètent par ailleurs non seulement la résistance des mauvaises herbes à deux applicatio d'herbicides (le Tropotox) pendant la saison de croissance, mais aussi et surtout la prépondérance des plantes intercalaires da les traitements qui les concernent. Plusieurs auteurs signalent la même difficulté de contrôler les mauvaises herbes da les systèmes de production impliquant le trèfle comme plante intercalaire (Swanton et al., 1996; Vézina et al., 1995; Claude et al., 1993). Da tous les cas, la production d'une telle biomasse va de pair avec des prélèvements importants de nutriments du sol dont l'impact sur leurs teneurs résiduelles da le sol a été discuté au chapitre 4. Par ailleurs. en 1995, TPI a produit une biomasse significativement supérieure de 0.500 Mg ha-' à celle produite sous TAI da le loarn sableux. En 1996, il a produit 0.900 et 0.200Mg hae' de plus que TAI da les deux sols sableux et limoneux. Aii, en coidérant que le stade végétatif dure plus longtemps sous TPI, celui-ci a certainement produit des biomasses aériennes plus importantes que TAI sur toute l'année da les deux sols respectifs. 6.3.1.4. Les biomasses végétales aériennes du maes (tiges, spathes et rachis). Da le loarn sableux (tableau 6.5), les differences significatives entre les deux fertilisants montrent (figure 6.la) que le nitrate d'ammonium a géndré 1.8 et 2.0 Mg ha' de matière

aérienne sèche de plus que le lisier de bovi respectivement pour 1994 (P s 0.001, ANOVA non présentée) et 1996. Da le loam Limoneux (figure 6.lb). le même fertilisant minéral a produit 1.7 et 1.O Mg ha-' de plus que le lisier de porcs respectivement pour 1994 et 1996 mais ce dernier a produit 1.4 Mg ha-' de plus que le premier en 1995 (année plus sèche). Aii. en année humide (1994 et 1996)' le lisier a été nettement moi productif en termes de matière sèche que le nitrate d'ammonium da les deux sols. Ces différences pourraient provenir probablement à la fois de la disponibilité différente de I'azote da les deux fertilisants (Paul et Beauchamp, 1993), des pertes plus importantes par érosion et ruisseuement (chapitre 3). par dénitrification (Jarvis et al., 1996) et par volatilisation (Paul et Beauchamp, 1989; Beauchamp, 1997). Tableau 6.5. Résultats d'analyses de variance relatives aux biomasses aériennes du maïs. Sol -- Loam sableux - Loam Iimoneux -- - Année Annie 1995 Année 1996 Année 1995 Année 1996 Contrastes SCE F P>F SCE F P>F SCE F P>F SCE F P>F N vs L 3.082 3.06 11.15 9.16 ** 6.202 7.30 ** TCvsTCES 30.720 4.25 1 7.347 7.37 me CS 11s 9.389 11.20 ** TRvsTinter 19.595 4.83 37.414 37.53 *** 4.441 3.65 0.321 0.38 TAivsTPI 8.168 8.19 ** ru 6.45 7.70 -* Erreurdl=14 101.22 13.958 17.038 1 1.732 Fum = fumure N. TCES = rnvaux de coervation (TR + TAI + PI). iïnm = travaux avec interdaires (TAI + TPI}; = significatifs (P 5 0.10). ** = uis significatifs (P s 0.0 1). *** = très hutemcnt significatifs (P 5 0.001 ). = non significatif et nd = non disponible i la date indiquk. Figures 6.1 : Effets des fertilisants sur la biomasse sbche totaie aérienne du maïs : (a) en loarn sableux, (b) en loam limoneux.

Par contre, en année sèche (1995), l'apport d'appoint en eau (200 litres d'eau par 30 m') pour les culnires et pour les micro-organismes du sol par le lisier explique probablement l'absence de différences entre les deux feailisants en loam sableux et la biomasse sèche plus importante en loam limoneux da les traitements fertilisés avec le lisier de porcs. La production d'une telle biomasse est cotcutive aux pertes rtduites par lessivage et ruisseiiement au cours de 1995 telles qu'elles ont ét6 observees et discut6es da les chapitres 3 et 4 du présent travail. A ce titre, Elliot et Stott (1997) précisent que l'enfouissement des résidus de cultures influe non seulement sur la culture courante mais égaiement sur celles des saiso suivantes. La aès importante biomasse produite en 1994 a probablement influé sur la disponibilité des nutriments da le sol en 1995, la matière sèche des deux années cumulant leurs effets da le sol en 1996. Pour les travaux du sol, da le loam sableux, les différences signifiicatives cotatées en 1995 et en 1996 révèlent que les TCES ont réduit la biomasse aérienne du maïs de 1.5 et 5.8 Mg ha-' en comparaison avec TC (figure 6.2a). De plus, TR a produit 1.6 Mg ha-' de moi que Tinter en 1995 et 3.5 Mg ha-' de plus en 1996 (figure 6.2b). En 1996, TPI a produit 0.7 Mg ha-' de moi que TAI. Da le loarn limoneux, des différences assez semblables ont été observées entre ces différents travaux du sol. Ces différences proviendraient des pertes diverses observées à la Ievée du maïs. Figures 6.2: Effets des travaux du sol sur la biomasse du maïs (a) TC vs TCES; (b) TR vs Tinter da le loam sableux.

Da les deux sols, les TCES ont réduit I'importance des biomasses atkiennes sèches de maïs en comparaison avec Ie TC, particulièrement lorsque la pluviomttrie etait abondante da la première moitié de la saison. Cependant, le déficit en biomasse du maïs des TCES est généralement compeé par la biomasse intercalaire! de telle façon que ces différences en moi deviennent g6néralement des surplus lorsqu'on coidhe la biomasse totale (intercalaires et mais) incorporée au sol par le labour. McKe~ey et al. (1995) précisent que la nature des résidus influe sur les processus microbie qui régissent leur minéralisation. Ces processus sont particulièrement plus rapides lorsque les résidus végétaux sont ii base de plantes intercalaires (Varco et al., 1993; Wilson et Harpve, 1986). En 1995, la biomasse aérienne produite sous Tinter est plus importante que celle issue de TR en loam sableux et moi élevée en loam limoneux. Ceci a découlé, da ce demier sol, du développement du chiendent plus compétitif et des plantes intercalaires et du maïs après leur semis alors que les chénopodes présents en loam sableux étaient plus seibles au Tropotox. Aussi, la minéralisation des résidus fut probablement moi rapide cause de la faible teneur en P disponible da le loam limoneux (chapitre 4). Nguluu et al. (1997) rapportent qu'en-deçà de 1.6g P kg'' de matière sèche, la minéralisation de N des résidus est arrêtée. En 1996, le TR a produit une biomasse aérienne plus abondante que celle obtenue sous les Tinter car, 1'Atrazine utilisé da TR en post-levée a détruit les mauvaises herbes. Enfin, da le loam sableux. TAI a produit une biomasse plus importante que TPI. il est possible que la décomposition des biomasses sèches (maïs, intercalaires et mauvaises herbes) enfouies par TAI soit terminée au printemps ou au début de l'été comme l'ont observé ailleurs Varco et al. (1993). Da ce cas, le maïs a pu bénéficier plus rapidement des nutriments restitués au sol (Mitchell et Teel, 1977; Ebelhar et al., 1984) en comparaison avec TPI. Pour ce demier, par contre. les prélèvements printaniers de nutriments effectués par la plante intercalaire tels que vérifiés par Saodenon et Macleod (1994) avant les nouveaux semis, l'immobilisation momentanée des nutriments pour la ddcomposition des résidus frais de plantes intercalaires et de maïs enfouis (Pan et Hopki, 1991) et la probable baisse de la teneur en eau du sol qu'elle a dû provoquer da le sol (Zhu et al., 1991;

Munawar et al., 1990) ont probablement affecté nbgativement la croissance du maïs et diminu6 la biomasse aérienne produite. Fortin et al. (1994) précisent que la plante intercalaire n'est bénéfique que lorsque I'humidite du sol n'est pas un facteur limitant. 63.1.5. mets des traitements sur le rendement en ma.%-grain. Les rendements en maïs-grain les plus 6levés ont été obtenus avec le nitrate d'ammonium en 1994 et en 1996 da les deux sols (tableau 6.6). Mais en 1995, ces différences sont disparues da le loarn sableux (figure 6.3a) et le lisier de porcs a été meilleur da le loam limoneux (figure 6.3b). Les baisses de rendement en maïs-grain liées aux Lisiers résultent probablement des pertes par ruissellement coécutif à leur application en champs (chapitre 3), par lessivage au cours de la saison (chapitre 4), par volatilisation (Baca et al., 1995) et dénitrification (Beauchamp. 1986) et probablement à la suite de l'acidification du milieu. Schmitt et al. (1995) ajoutent que les lisiers génèrent des rendements similaires à ceux des engrais minéraux mais que cela dépend de leur mode d'application. Tableau 6.6. Résultats d'analyses de variance relatives aux rendements en maïs-grain. Sol Loam sableux Loam limoneux Année 1995 (CM erreur = 1.708) 1996 (CM erreur = 0.927) 1995 (CM encur = 0.619) 1996C~erreur~ 174619.5) Contrastes SCE F p > ~ SCE F P>F SCE F P>F SCE~IV F P>F N vs L 10-534 1 1.37 ** 2.366 3.82 804.8 4.61 TCvsTCES 5.880 3.44 * 30.81 1 33.25 *** 6184.1 35-41 sr* TRvsTinter 8.333 4.88 * 3.423 3.69 11s ils 622.8 3.57 TAIvsTPI 13.868 14.96 r** 4292.4 24.58 *** FumTrav 11s 11s 11s 473.6 2.71 Fum = fumure N. TCES = avaux de coervation (TR +TM + TPD. Tinter = travaux avec intercakes (TAI + TPD; = significatifs (P s 0.10). ** = & significatifs (P s 0.01). *** = tds butement significatifs (P s 0.001). = non significatif et nd = non disponible a la &te indiquée. Les TCES ont généré, da le loam sableux, des rendements en maïs-grain plus faibles (8.7 et 4.6 Mg ha-') que le travail conventiomel du sol (10.2 et 7.3 Mg ha-') respectivement en 1995 et en 1996. Il en est de même da le loam limoneux en 1996 au cours de laquelle les

TCES ont réduit le rendement de 27% par rapport ii TC. Ces diffdrences proviennent probablement des effets cumules des taux d'bmergence faibles, des compétitio avec les plantes intercalaires et les mauvaises herbes. Par ailleurs, en 1996 da le loam limoneux, les TCES interagissent avec le lisier de porcs pour réduire beaucoup plus fortement les rendements en maïs-grain qu'avec le niuate d'ammonium. Da ce se, les NTCES réduisent les rendements de 17% par rapport à NTC alon que les LTCES les baissent de 42% par rapport à LTC. De même, les NTinter réduisent de 25% le rendement du maïs-grain par rapport NTR contre 39% sous LTinter par rapport à LTR. De plus, da le loam sableux, Tinter génère des rendements en maïs-@ variables par rapport à TR. Aii, Tinter produit 9.1 et 3.9 Mg ha" contre 7.9 et 6.OMg ha-' pour TR respectivement en 1995 et en 1996. Le contrôle des mauvaises herbes explique le rendement plus élevé en 1996 sous TR que sous Tinter. Le labour combiné à une meilleure disponibilité en eau sous Tinter en 1995 justifieraient les rendements meilleurs sous Tinter que sous TR. Figures 6.3: Effets des fertilisants sur les rendements en maïs-grain (a) en loarn sableux et (b) en loam limoneux. Les rendements en maïs-grain (15% d'humidité) obtenus sous TC da le loam sableux sont supérieurs ceux cités pour le Québec par Füvest (1995) de 6.7 à 8.8Mg ha-' de maïs-grain. Les réductio enregistrées sous TCES sont conformes à celles observées par plusieurs auteurs parmi lesquels on pourrait citer Claude et al. (1993) et Poutala et Hannukkala (1995). Ces derniers auteurs ont observé des diminutio de rendement de 24% et 14% du

maïs - grain respectivement après incorporation de M e et de vesce. Ils sont cependant contraires à ceux signai& par V zina et al. (1995) et Wail et al. (1991) selon lesquelles les plantes intercalaires maintiennent ou augmentent Ies rendements des cultures. De même, Fortin et al. (1994) ont observé une baisse de rendement de 20% du mais associé aux cultures intercalaires d'avoine et haxicot, mais ceci en conditio sèches. En conditio plus humides, le rendement du maïs a augmenté de 26% avec les mêmes plantes intercalaires. Cassel et al. (1995) rapportent, pour leur part, des augmentatio de rendement en maïs- grain de 1.21 Mg ha" da le travail minimum du sol par rapport au travail conventionnel. Da le présent travail, les plantes intercalaires n'ont eu d'effet bénéfique sur les rendements en maïs-grain que lorsque les conditio pluviom&iques étaient moi favorables. L'importance des résidus retournés au sol annuellement, la compétition avec les nutriments du sol et la présence de mauvaises herbes sont, pour une large part, à la base des faibles rendements obtenus sous ces pratiques. Les chutes de température dès la deuxzrne quinzaine de septembre 1995 et 1996 ont aussi contribué réduire les rendements (températures moyennes des 15 derniers jours de septembre à Deschambault: 13S C en 1994 et 10.9~~ en 1995, non disponible en 1996). Figures 6.4: Effets de la période de labour sur les rendements en maïs-grain: (a) en loam sableux et (b) en ioam limoneux. Enfin, le labour printanier produit des rendements moi devts de mais-grain da les deux sols en 1996 par rapport au labour d'automne (figures 6.4). Ces différences pourraient être liées a l'importance des résidus au sol en post-semis et à leur effet phytotoxique sur le taux

d'émergence. L'immobilisation partielle de l'azote da la degradation de ces dsidus a aussi probablement contribue élargir ces ciifferences. Cela expliquerait notamment les rendements élevés en 1995 et très bas en 1996 da les deux sois. En l'absence de résidus (année 1995)' TPI vaut TAI au niveau des rendements en maïs-grain. Les résultats de 1996 confient ceux de Njos et Bomen (1991) selon lesquels le labour automnal a donné un meilleur rendement de blé et d'avoine que le labour printanier (une baisse moyenne de 420 kg ha-' pour les deux cultures). Ceux de 1995 sont cependant en accord avec les résultats de Claude et al. (1993) qui, da le sud du Québec. ne rapportent pas de différences de rendement en maïs-grain entre les deux périodes d'enfouissement des plantes intercalaires. De même, Poutala et Hannukalla (1995) rapportent l'égalité des rendements en maïs-grain entre les deux périodes d'enfouissement de la plante intercalaire mais ajoutent qu'ils sont inférieurs ii ceux obtenus da le travail conventionnel du sol. L'analyse des résultats sur les deux années tend à confirmer la phyrotoxicité des résidus signalée par Jessop et Stewart ( 1983), Cochran et al. ( 1977) et Kimber (1973). 6.3.2. Impacts des traitements sur les prélèvements de P et N par les biomasses aériennes des cultures. Le tableau 6.7 présente les résultats des exportatio de P et N par les biomasses sèches des plantes intercalaires, des tiges et des grai de maïs da les loams sableux et limoneux. Les concentratio en N et P da les tissus des différents systèmes de culture sont données aux annexes E.l il E.3. Les annexes E.4 et ES donnent les analyses de variance des quantités de N et P exportées par les plantes intercalaires. 6.3.2.1. Prélèvements des nutriments du sol par les plantes intercalaires. Selon les annees, les plantes intercalaires et les mauvaises herbes ont exporté en moyenne entre 26.8 et 57kg N ha-' et entre 3 et lokg P ha-' da le loam sableux et entre 30.5 et 52 kg N ha" et 3 à 6 kg P ha-' da le loam limoneux. Ces quantités, variables de 7 à plus de 40% des exportatio totales en ces éléments par la biomasse aérienne totale, correspondent pour

les plantes intercalaires. à la période de la saison pour laquelle les concentratio de N et P da les tissus végétaux étaient, en principe. optimales (90-100 jours après le semis). Les concentratio moyennes (présentées en annexe) sont da le même ordre que celles obtenues par Kirchmana (1988) à une période B peu près similaire après le semis (0.2746 P et 2.6% N). Or. la biomasse aérieme du trèfie rouge obtenue par cet auteur, 101 jours après le semis, représentait 10% de moi que la biomasse à la récolte qui était de 7 l9.67g m-2 (à 1 37 jours) pour un flux d'absorption variant de 7.1 pmoles m-2 jour-' entre le 6'= et le 10 leme jour et de 2 poles niz jour-' entre le 101- jour et le 137- jour. En d'autres termes, da la présente étude, les résultats obtenus des exportatio des nutriments N et P par les plantes intercalaires sont partiels. Tableau 6.7: Exportatio de l'azote et du phosphore par les différents systèmes de culture. Sol Loam sableux Loam limoneux Nutriment N total (kg ha") P total (kg ha-') N total (kg ha-') P totai (kg ha-i) Parameues 1nter1 Ti+Int2 Total3 1nter1 Ti+Int2 Totaf' Inter' Ti+Int2 Total3 Inter' Ti+Int2 Total' Année 1994 NTC NTAi LTC LTAI Année 1995 NTC NTR NTAI NTPI LTC Lm LTAI LTPI Année 1996 NTC NTR NTAI NTPI LTC Lm LTAI LTfI 53.7 79.1 111 11.2 17.5 26.0 61.3 75.0 100 8.4 10.1 15.0 l= biomasse inmcdaire et ou & muvaises h&. 2= biomusc intedaire + ccue des tiges de maïs; 3= total (intercalairrs. Uw. Cpis.

Par ailleurs. contrairement au mais qui a succombé rapidement aux chutes de température vers le début de l'automne entrahant l*&t de la maturation, en 1995 et 1996, le trèfle rouge. après hctification. a reverdi jusqu'aux travaux de labour au deout de novembre. A cela s'ajoutent les quantités prélevées au printemps à la reprise de la vegetation da TPL A ce propos, Holderbaum et al. (1990) ont obtenu, da les tissus aérie de plusieurs espèces de couvemire du sol, des accumulatio moyennes variant de 149 351kg N ha-' an-' et de 2kg N ha-' jour" avant le labour de printemps. Poutala et Hannukkala (1995) ont obtenu des accumulatio moyennes de 190 kg N ha-' da les tissus aérie du trèfle (Trifolium respinatum L.). Tout cela confime que les plantes intercalaires ont prélevé des quantites plus importantes de N et P sur toute l'année que celles qui sont rapportées da ce travail. 6.3.2.2. Les exportatio totales de N et P par les biomasses aériennes totales. Da le loam sableux (tableau 6.8) les accumulatio en N da les tissus végétaux ont été plus importantes en 1994 et 1996 da les traitements recevant l'engrais N minéral que da ceux fertilisés avec le lisier et inversement pour les accumulatio en P mais seulement en 1994. Le nitrate d'ammonium a permis des surplus d'exportation 21% et 358 plus élevées respectivement en 1994 et 1996 pour l'azote, et une baisse de 27% en 1994 et une hausse de 14% en 1996 (non significative) pour le phosphore en comparaison avec les résultats obtenus da les parcelles recevant le lisier de bovi (figures 6.5). Da le Ioam limoneux (tableau 6.9)' les deux fertilisants n'ont généré de différences da les exportatio de nutriments que pour l'azote en 1994 (P I 0.001). Le fertilisant minéral a alors permis des accumulatio de N 1.3 1 fois plus élevées que le lisier de porcs. Malgré l'absence de différence significative pour les autres années, les moyennes de N accumulées tendent à être cependant plus élevées pour le nitrate d'ammonium que pour le lisier de porcs et inversement pour le phosphore (figures 6.6). Ces résultats confment ou tendent à confimer que les prélèvements azotés des cultures à partir des lisiers sont moi élevés qu'à partir de l'azote minéral (Paul et Beauchamp, 1993).

Ceux du phosphore ont été variables d'mée en année, entre les deux types de fertilisants, en fonction des biomasses aériennes produites. Tableau 6.8. Analyses de variance des prélèvements totaux de N et P da le loam sableux. Elément Azote Phosphore Année 1994 1995 1996 1994 1995 1996 Contrastes CM F CM F CM F CM F C M F C M F Erreur 867.07 2.94' 0.005 2-47' 743.26 229' 91,256 3.33' I I S ~ N TAivsTPI nd nd 0.043 7.84- nd nd N Fum = fumure N. TCES = travaux de coervation (TR + TAI + TPI). Tinter = mvaux avec intcrcalairrs (TM + TPI); = signitiutifs (P s 0.10). -0 = trts significatifs (P s 0.01). *m. = très hautement significatifs (P 5 0.001 ). = non significatif et nd = non disponibte 3 h dote indiquée. Figures 6.5: Prélèvements totaux de nutriments da le loam sableux: (a) l'azote et (b) le phosphore. L'immobilisation de l'azote (Paul et Beauchamp, 1993)' l'élévation du ph coécutive à l'oxydation des acides gras volatils du lisier (Baca et al., 1995), les pertes par volatilisation (Paul et Beauchamp, 1989) et par dénitrification (Beauchamp, 1986) sont probablement autant de facteurs qui ont contribué créer les écarts entre les deux fertilisants au niveau de la disponibilité de l'azote et des quantités absorbées par les cultures.

Tableau 6.9. Analyses de variance des prélèvements totaux de N et P daas le loam limoneux. EMment Azote Phosphore Année 1994 1995 1996 1994 i 995 1996 Contrastes CM F CM F CM F CM F CM F CM F Erreur 379.97 3.01 270.76 271. 225.28 1.69 2.179 3.06r 3.922 1.44 Fum*Trav 1518.8 5.61* 10.41 4.78- CE 11s Furn = fumure N. TCES = amux de corrservation (TR + TAI + PI). T'tu = travaux avec intercalairrs (TAI+ TPI); = significuifs (P s 0.10). 0- = ds significatifs (P s 0.01). **a = très hautement siwcatifs (P 5 0.001). = non significatif n nd = non disponible h la &O indiquée. Figures 6.6: Prélèvements totaux de nutriments da le loam limoneux: (a) l'azote et (b) le phosphore. L'absence de différence significative da le loam limoneux, deux années sur trois, résulterait probablement du fait que l'incorporation du lisier de porcs da les pratiques ne comportant pas les plantes intercalaires a limité les pertes par érosion (chapiue 3) et par volatilisation, ces dernières pouvant atteindre 10 & 30% de la dose apportée seulement 4 jours leur application en surface (Schmitt et al., 1995). Les TCES ont augmenté de 20.5kg N ha" les accumulatio en N total da les tissus végétaux en 1994 da le loam sableux par rapport à TC. Ils ont réduit celles de phosphore da le loam limoneux de 1.2kg P ha-' au cours de la même année en comparaison avec TC.

En 1996, les exportatio totales d'azote ont et6 plus faibles sous TCES que sous TC da le sol sableux. Les Tinter ont permis de plus grandes exportatio de N en 1995 (226.3 kg N ha*') en comparaison avec TR (168.5 kg N hâ') da le loam sableux (figure 6.7a). Da le loam limoneux (figure 6.7b). les deux types de travail du sol ne sont pas significativement differents même si les Tinter tendent augmenter les prélèvements de N minéral par rapport à TR. La période de labour n'a eu d'effet significatif sur les prélèvements de N et P par les biomasses aériennes que pour l'azote en 1995 da le loam sableux et pour les deux nutriments en 1996 da le loam limoneux. Da ces cas, TPI a généralement effectué des prélèvements plus importants que TAI. Figures 6.7: Prélèvements d'azote sous différents travaux du sol: (a): en loam sableux et (b) en loam limoneux. L'eemble de ces résultats montre que la biomasse totale (des intercalaires et du maïs) produite da les TCES équivaut généralement à la biomasse totale obtenue da les parcelles ne cornponant pas les plantes intercalaires. Les plantes intercalaires prélèvent des nutriments qui, en leur absence, sont entièrement absorbés par le maïs. Ceci est un signe probable d'une compétition - désavantageuse pour le maïs- entre les intercalaires et le mais qui, nonobstant la présence des mauvaises herbes et des résidus, expliquerait encore plus la faiblesse des rendements en maïs-grain da les traitements comportant les plantes intercalaires.

Les proportio de ces nutriments retournées da le sol ont représenté (tiges + intercalaires) en moyenne 61.5, 39.5 et 53.4% des exportatio totales en azote et 57.4, 34.8 et 49.4% en phosphore da le loam sableux respectivement en 1994, 1995 et 1996. Da le loam limoneux, elles ont représenté 57.9.54.1 et 53.9% en azote pour 48,47 et 4346 en phosphore au cours des saiso de croissance des trois années respectives. Les nutriments et le carbone organique contenus da les biomasses d'une année ont contribué à l'amélioration de la qualité physique du sol et à son e~chissement pour les productio des années suivantes. Les TCES ont laissé au sol un taux de résidus plus important que TC. TR a généré des taux de 65% et 54% de résidus contre 45% et 24% pour Tinter respectivement da les loams sableux et limoneux. TPI a laissé au sol 55% plus de résidus da le loam sableux et 7% plus da le loam limoneux en comparaison avec TAI. Le fertilisant minéral génère des rendements en maïs-grain plus élevés que le fertilisant organique. Les TCES ont réduit le rendement en maïs-grain de 15% en 1995 et 37% en 1996 da le loam sableux et de 2046 da le loam limoneux au cours des deux années. TR améliore les rendements en ande humide alors que les Tinter les augmentent en année plus sèche en début de saison. TPI a un effet variable sur le rendement en grai par rapport à TAI. Le développement important des mauvaises herbes da les Tinter, la phytotoxicité des résidus au sol après le semis et la compétition avec les plantes intercalaires sont les causes essentielles de la réduction des rendements en maïs-grain. Par rapport aux biomasses totales produites, le fertilisant organique produit une biomasse moi importante que le fertilisant minéral. De même, les TCES réduisent les biomasses aériennes produites par rappon à TC. Des réductio de 1.5 à 5.8 Mg ha" de la biomasse aérienne sèche du maïs da le loam sableux et de 0.5 à 1.5 Mg ha-' da le Ioam limoneux ont été enregistrées sous TCES par rapport à TC. L'effet de Tinter a varit avec les années par rapport à TR. TPI a réduit la biomasse aérienne du maïs par rapport TAI.

Le fertilisant organique a réduit la quantite de N prélevée par les cultures da les deux sols par rapport au fertilisant minéral. Celle de P a kt6 variable avec les années entre les deux fertilisants. Les prélèvements en N par les plantes croissant da les TCES ont été plus élevés en 1994, identiques en 1995 et inférieun en 1996 et inversement pour P en comparaison avec TC. Les Tinter ont accumulé beaucoup plus de N da le loam sableux que les plantes se développant daos TR en 1995. Les prélèvements de N et P sous T'PI ne different pas toujours de ceux sous TAI. Par rapport au rendement en maïs-grain. le classement suivant peut être fait entre les travaux du sol : TPI < TE stai c TC. Aii, les résultats obtenus confient, au moi partiellement, les impacts des différents régimes de production du maïs-grain sur les teneurs résiduelies de P disponible et de N minéral da le sol et en expliquent les différences d'efficacité da le contrôle des risques de contamination des eaux superficielles et souterraines.

CHAPITRE VFI CONCLUSION GÉNÉRALE

7.1. Impacts agro-environoementaw Liés à la nature du ferüiisant. Le lisier a généralement accru Ies pertes de P et de N dissous et particulaires par érosion da les deux sols. Selon la nature du sol, les années, Ies io N et P et leurs formes dissoute ou particulaire, des accroissements des pertes en ces io de 1 5 fois ont été enregistrées da les lisiers par rapport au nitrate d'ammonium. Les parcelles fertilisees avec les lisiers ont généré des teneurs moyennes de P disponible et de N minéral généralement plus importantes que celles enregistrées da les parcelles témoi. Da tout le profil (O - 120cm), le lisier de porcs a annuellement augmenté de 24% le P A4 III et de 27% le NO3-N da le sol limoneux en comparaison avec le nitrate d'ammonium. Le lisier de bovi a augmenté le N&N da le sol sableux, particulièrement da la couche 100-120cm par rappon au témoin. Le lisier n'a amélioré ni les caractéristiques physiques du sol ni les productio végétales. Son effet sur les rendements en maïs-grain a été cependant variable avec les années mais plus fréquemment inférieur que le contraire par rapport au fertilisant minéral da les deux sols. 7.2. Effets des travaux de coervation des eaux et du sol (TCES). Les TCES limitent les pertes de sol et de nutriments du sol par érosion. Us ont réduit les sédiments érodés de 32.5% da le loam sabieux et de 35.5% da le loam limoneux par rapport à TC en 1994. Ils réduisent les nutriments da les eaux de ruissellement. Leur impact est cependant variable avec l'année, le sol, le nutriment et le fertilisant N appliqué. Les TCES ont réduit le P disponible et le N minéral da les deux sols par rapport à TC. A la période critique de la mi-saison, des réductio de 2446 da le loam sableux et de 2346 da le loarn limoneux ont et6 enregistrées par rapport a TC. A la fin de la saison. le P disponible est minimal da TCES et maximal da TC. Les TCES ont réduit les nitrates da la totalité des deux profüs sableux et limoneux en comparaison avec TC. Mais ils ont

augmente le N ammoniacal da la couche 100-120cm du loam sableux. Le niveau maximal des nitrates est observé au printemps da TC et retardé au milieu de I'Cté da les TCES. Celles-ci offient aii l'avantage de faire correspondre les teneurs maximales du sol en nitrates avec la période de pleine croissance des cultures. Ces traitements interagissent de manière variable avec les fertilisants selon le sol, la couche de sol, le nutriment et l'année coidérés. Les TCES ont amélioré certaines propriétés physiques du sol en comparaison avec TC da le sol sableux. Elles ont amélioré de 16% la K, et augmenté la teneur en eau sur 45cm de profondeur. La porosité totale et la rnacroporosité du sol ont été d'autant plus importantes que ces pratiques interagissaient avec le fertilisant minéral. Ils ont cependant réduit le rendement en maïs-grain de 15 à 37010 da le loam sableux et de 20% da le loam limoneux en comparaison avec TC. Ces réductio découlent principalement des faibles taux de levée du maïs, de la phytotoxicité des résidus et de la compétition avec les mauvaises herbes. La baisse de N et P da le sol sous le regirne des TCES exerce une influence limitée sur le rendement car la proportion de ces nutriments exportée par les cultures est retournée sous forme de résidus. Le prgsent travail n'a pu préciser le moment exacte de la Libération de ces nutriments ni le type de synergie qu'ils provoquent da le SOI. 7.3. Effets comparés de la culture intercalaire et du travail réduit du sol. Les Tinter génèrent des pertes généralement plus importantes en P et N da les deux sols par érosion en comparaison avec TR. De nouveau, ces pertes sont variables avec les années. le sol et le nutriment. Aii, en 1996, ils ont réduit les pertes en P total et augmenté de 60% celles de N total da les sédiments en suspeion da les eaux de ruissellement da le sol sableux par rapport à TR. Da le loam limoneux, les Tinter ont augmenté de 100% et 30% les quantités de P total et de N total particulaires en comparaison avec celles observées da TR. Ces pertes sont généralement d'autant plus importantes que l'azote est apporté sous forme organique. Les Tinter réduisent cependant l'importance des teneurs en P et N disponibles da lesgrofils des deux sols en comparaison avec TR. Des réductio de 40%

de P Mehlich III ont été enregistrées à la période critique de la mi-saison da Ia couche 70-120cm du sol sableux. Da le loam limoneux, les Tinter ont généré des baisses de nitrates variant de 31 il 43% en comparaison avec TR. A la période critique de la mi-saison, les Tinter ont diminue en moyenne de 428 et 63% les nitrates des 3 premières couches respectivement da les loams sableux et limoneux. LRs Tinter augmentent le N&-N da le loam sableux, particulièrement da la couche 100-120cm. Les Tinter ont des effets variables sur les propriét6s physiques du sol et sur les rendements des cultures en comparaison avec TR. En augmenta. la microporosité du sol sableux de 1146, ils ont contribu6 augmenter sa teneur en eau de 10%. Les Tinter ont un effet variable sur les rendements en maïs-grain en comparaison avec TR. En année à debut de saison humide, ils ont augmenté le rendement en maïs-grain et l'ont réduit da le cas contraire par rapport à TR. L'impossibilité de contrôler efficacement les mauvaises herbes da les Tinter limite cependant l'utilisation du mélange trèfle-fléole da la production du maïsgain. 7.4. Impact agrosnvironnemental de la période de labour. Le labour printanier limite généralement les pertes de sol et de nutriments du sol par Crosion par rappon au labour automnal. Les pertes de sol ont été réduites en moyenne de 9% et de 52% respectivement da les loams sableux et limoneux. TPI a réduit respectivement les nitrates et le N total dissous de 59 et 37% en 1996 da le loam sableux. Mais il a en même temps augmenté les pertes en P Mehlich III et en P total particulaire da ce sol. Pour la même année. TPI a réduit presque toutes les pertes par érosion da le loam limoneux par rapport à TAI. TPI minimise la migration du phosphore et de N minéral pendant la traition hiver-printemps par rappon i TAI da les deux sols. Les teneurs printanières importantes da la couche 100-120cm des deux sols sous TAI mettent en évidence la migration de P entre l'hiver et le printemps. T'PI retarde pour la mi-saison les accumulatio de phosphore da la couche 100-12ûcm du loam sableux et les minimise par rapport à TAI. TPI accroît les nitrates da la couche 0-20cm au milieu de la saison contrairement à

TAI qui les augmente au printemps quand la vég6tation est rare pour les absorber. Cependant, TPI a le désavantage d'augmenter le Nï&-N da le sol, particulièrement da la couche 100-120cm du loam sableux. Le labour printanier n'a pas amélioré les propriétés physiques du sol par rapport il TAI. Il a réduit de 14 et 22% la teneur en eau du sol et de 7 et 8% la masse volumique apparente respectivement pour les couches 15-30cm et 30-45cm du loam sableux par rapport à TM Enfin. TPI réduit l'importance des productio végétales notamment des rendements en maïs-grain en comparaison avec TAI. Ceci a probablement découlé de la phytotoxicité des résidus au sol après le semis lesquels sont 55% et 7% plus importants dam T'PI que da TAI da les loar sableux et limoneux. Les plantes croissant da TPI exportent des quantités variables en P et de N par rapport Zi TAI. 7.5. Sommaire et recommandatio. La durée relativement courte de cette étude ne permet pas de tirer des conclusio définitives. Cependant, le lisier contribue presque toujours à accroltre la pollution des eaux de surface et de sous-sol sa offrir ni les amélioratio attendues au niveau des caractéristiques physiques du sol ni le maintien des rendements en maïs-grain da les conditio de l'étude par rapport au fertilisant minéral. Les effets moye des pratiques de coervation des eaux et du sol (TCES) réduisent la pollution des eaux et améliorent certaines propriétés physiques du sol. Mais ils contribuent cependant à la réduction des rendements en maïs-grain. Par rapport à chaque pratique culturale en relation avec la gestion des eaux, l'ordre d'efficacité global suivant pourrait être établi pour les nitrates et le P disponible: TPI > TR > TAI > TC. L'inverse de ce classement caractériserait les 4 pratiques culturales par rapport au rendement en maïs-grain: TPI < TR 5 TAI c TC. L'importance des résidus et le développement des mauvaises herbes sont les principales contraintes à l'utilisation des TCES, particulièrement des pratiques comportant les plantes intercalaires.

L'efficacité des pratiques culturales de coemation des eaux et du sol (TCES), par rapport au travail conventionnel, da le contrôle de la pollution des eaux de surface et de sous-sol n'est cependant que partiellement expliquee. En effet, la réduction des biomasses produites sous les TCES aurait do contribuer à augmenter les teneurs résiduelles de P et N minérd da le sol alors que l'amélioration de la conductivitt5 hydrauiique saturée qu'ils ont générée da le loam sableux aurait dû favoriser I'inf?Itration et la migration de ces nutriments da le sol. Or, tel n'a pas été le cas. Par coéquent, d'autres phénomènes possibles, notamment I'immobilisation des nutriments da la dégradation des résidus ii la surface du sol, les pertes d'azote par dénitrification et la trafomation du phosphore disponible en des formes moi mobiles, devraient mieux expliquer l'efficacite des pratiques de coervation da la réduction des teneurs résiduelles de P et N da le sol. Des études complémentaires da ce se pourraient expliciter l'importance de ces phénomènes. D'autres recommandatio sont formulées: il/ L'application des lisiers en post-levée da le maïs devrait se faire par temps sec afin de limiter les pertes par ruissellement et lessivage. Un intervalle de 4 à 6 jours sa pluies (3 jours avant et 3 jours après l'application) pour la période de fin juin à début juillet pourrait être établi avec une probabilité satisfaisante. id Le fractionnement de la dose N en post-levée est aussi possible s'il ne grève pas beaucoup les cofits de l'exploitation. id L'application systématique de 150kg N ha-' da la production du maïs paraît dommageable à l'environnement. La fertilisation azotée du maïs devrait prendre en coidération les résultats et les recommandatio d'analyses de N minéral présent da le sol. ij La vitesse et le taux de minéralisation de l'azote à partir des résidus de cultures devraient être précisés afin de déterminer la date exacte de la fertilisation N de post-levée. id L'échantillonnage automnal du sol pour la fertilisation phosphatée est recommandé. Ii permettrait de minimiser les apports d'engrais P car il correspond à l'époque des tencun 6levées en phosphore da le sol. Par contre, l'échantillonnage printanier est recomrnand6 pour le N minéral pour les mêmes raiso. Les coûts reliés à ce double échantillonnage pourraient cependant cotituer un facteur contraignant mais ils pourraient être défrayes par la réduction des fertilisants.

Acharya CL and P.D. Sharma 1994. Tige and mulch effects on soil physical environment, mot growth, nutrient uptake and yield of maize and wheat on an alfisol in north-west India. Soi1 and Til. Res. 32: 29 1-302- Ahuja LX. 1990. Modeiiing soluble chexnical traosfer to moff with rainfall impact as a diffusion process. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 3 12-32 1. Ahuja L.R., D.G. de Coursey, B.B. Bames and KW. Rojas. 1993. Characteristics of macropores traport studied with the ARS Rwt Zone Water Quality Model. Tram ASAE 36: 369-380. Ahuja L.R., Sharpiey A.N. Lehrnan O.R. 1982. Effect of soil slope and rainfall characteristics on phosphorus in runoff. J. Environ. Qud. 11: 9-13. Aiberts E.E. and R.A. Spomer. 1985. Dissolved nitrogen in runoff from watersheds in coervation and conventionai tillage. J. Soil Water Coerv. 40: 153-157. Allmaras R.R. and S.D. Logsdon. 1990. Soil smcniral influences on the rhizosphere dynamics.p. 8-54. In: J.E. Box, Ir. and LE. Hammond (ed.). Rhizosphere dynamics. Westview Press, Boulder, CO. Allmaras R.R., K. Ward, C.L. Douglas Jr. and L.G. Ekin. 1982. Long-term cultivation effects on hydraulïc properties of a Waila Waiia silt loam. Soil Til. Res. 2: 265-279. Amato M. and J.N. Ladd. 1992. Decomposition of '4~-labelled glucose and legrne materid in a range of soils. Properties influencing the accumulation of organic residues and microbial biomass C. Soil Biol. Biochem. 24: 455-464. Amato M., LN. Ladd, A. Ellington, G. Ford, JE. A.C. Taylor and D. Walsgon. 1987. Decomposition of plant materiai in Ausualian soils. TV: Decomposition in sifu of '"c and 'S~-labelled Iegume and wheat materials in a range of southem Australian soils. Austr. J. Soil Res. 25: 95-105. Amencm Public Health Association (APHA). 1985. Standard methods for examination of water and wastewarer. 16th edition. Amencan Public Health Association. Washington D.C. 1268 p.

Andraski BJ*, Mueller DH. and T.C. Daniel, 1985. Phosphorus losses in runoff as affécted by tiuage. Soil Sci. Soc. Am. J. 49: 1523-1527. Angle J.S., CM. Gross, RL. Hill and M.S. McIntosh. 1993. Soil nitrate concentratio under corn as affecteci by tïilage, manure and fertiiuer applicatio: J. Environ. Qual. 22: 141-147. Angle J.S., CM. Gmss and M.S. Mchtoss. 1989. Nitrate concentratio in percolate and groundwater under conventional and no-till zeamays watersheds. Agric. Ecosyst. Environ. 25: 279-286. Angle J.S., G. McClung, M.S. McIntosh, PM. Thomas and D.C. Wolf. 1984. Nutrient losses in runoff from conventional and no-ta corn watersheds: J. Environ. Qual. 13: 431-435. Ankeny M.D., TCKaspar and M.A. Prieksat. 1995. Traffic effects on water in chisel-plow and no-till systems. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 200-204. Appelo C.A.J. and D. Postma. 1993. Geochemistry, groundwater and pollution. Rotterdam. A.A. Bakema, 536 p. Aulack M.S., J.W. Doran, D.T. Waiten, A.R. Mosier and D.D. Francis. 1991. Crop residue type and placement effects on denitrification and minerafization. Soil Sci. Soc. Am. J. 55: 1020-1025. Azooz R.H. and M.A. Arshad. 1996. Soil iddtration and hydraulic conductivity under long-terni no-mage and conventional tillage systems. Cm. J. Soil Sci. 76: 143-452. Baca M.T., LC. Delgado, M. De Dobili, E. Esteban and AJ. Sanchez-Raya. 1995. Muence of compost rnanirity on nutrient starus of sunflower. Soi1 Sci. Plant Anal. 26 (1, 2): 169-181. Baker J.L. and J.M. Laflen. 1983. Water quality coequences of coervation tiliage. J. Soil Water Coerv. May-Juin: 186-193. Ball-Coelho B.R. and R.C. Roy. 1997. Oveneeding rye into corn reduces NO3 leaching and increase yields. Can. J. Soil Sci. 77: 443-45 1. Barber S.A. 1984. Soil Nutrients bioavailability. A mechanistic approach; John Whiley and So, Inc. 398 p. Barisas S-G., J.L. Baker, H.P. Johon and J.M. Laflen. 1978. Effect of tillage systems on

=off Iosses of nuaients. A rainfall simulation snidy. Tram ASAE 2 1: 893-897. Beauchamp E.G. 1986. Availability of nitmgen hm three ~~lifnures to corn in the field. Cm. J. Soi1 Sci- 66: 7 13-720. Beauchamp E.G. 1997. Nitrous oxide emission from agricultural soils. Cm. J. Soil Sci. 77: 1 13-123. Beauchemin S., A. Ndayegamiye et M.R. Laverdière. 1992. Effets d'amendements Ligneux sur la disponibilité d'azote daos un sol sableux cultive en pomme de terre. Cm. J. Soi1 Sci. 72.89-95. Beke G.J., H.H. Janzen and T. Enu. 1994. Sallliity and nutrient distribution in soil profdes of long-term crop rotatio. Can. J. Soil Sci. 74: 229-234. Benjamin J.G. 1993. Tillage effects on near surface soil hydradic properties. Soil Til. Res. 26: 277-288. Bernard C. 1984. La dégradation des sols et l'environnement. Journée d'infonnation sur la dégradation des sols. CPVQ, MAPAQ. p. 33-52. Black C.A. 1968. Soil-plant relatiohips, 2nd edit. New York. Wiley. Blevi R.L., M. S. Smith, A W. Thomas, W. W. Frye. 1983. Influence of coervation tillage on soi1 properties; J Soil Water Coerv. 38: 301-305. Bolton S.M., T.J. Ward and R.A. Cole. 1991. Sediment-related traport of nuuients from southwestern watersheds. J. of Irrigat. and D&. Engin. 117 (5): 737-747. Booltink H.W.G. and J. Bouma. 1991. Physical and morphological caracteristics of bypass fiow in a well suuctured clay soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 55: 1249-1254. Bouyoucos G. J. 1962. Hydrometer method improved for making particle size analysis of soils. Agron. J. 54: 464-465. Brady, N.C. 1990: The nature and properties of soiis. IOe edit. MacMillan Publ. CO. N.Y. 621 P- Brandi-Dohrn F.M., R.P. Dick, M. Hess, S.M. Kauhan, D.D. Hemphill, Jr. and J.S. Selker. 1997. Nitrate leaching under a cereal rye cover crop. J. Envir. Qud. 26: 18 1-188, Breeuwsma A. and S. Silva 1992. Phosphorus fertilization and environmental effects in the Netherlands and Po regio (Italy). Wageningen, the Netherlands.

Brown RE, G.E. Varvell and C A Shapiro. 1993. Residual effects of interseeded hairy vetch on SOS nitrate-nitmgen leveis. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 121-124. Bruce R.R. G.W. Langdale, LIT- West and W.P. Miller. 1995. Surface soi1 degradation and soil productivity restoration and maintenance. Soil Sci. Soc. A. J. 59: 654660. Bruce R.R., G.W. Langdale. L.T. West and W.P. Miller. 1992. Soil surface modification by biomass inputs affecting rainfall infiltration. Soil Sci. Soc. Am. J. 56: 1614-1620. Brunelle A. et O. Ménard. 1990. Les cultures intercalaires et de couverture. Coeil des Productio Végétales du Quebc. p. 149-160. Conf. sur la Diversification des grandes cultures. 29 nov. 1990. Burle ML., J. Mielniczuk and S. Focchi. 1997. Effect of cropping systems on soil chernical characteristics, with emphasis on soil acidification. Plant Soil. 190 (2): 309-316. Buwell RE., D.R Timmo and RI. Holt. 1975: Nutrient traport in surface runoff as influenced by soil cover and seasonal periods. Soil Sci. Soc Am. Proc. 39: 523-528. Campbell C.A., M. Schnitzer, J.W.B. Stewart, V.O. Biederbeck and F. Selles. 1986. Effect of manure and P fertilizer on properties of a black chernozem in Southem Saskatchewan. Can. J. Soil Sci. 66: 601-613. Campbell RB., D.L. Karlen and R.E. Sojka. 1984a. Coervation tillage for rnaize production in the USA Southeastern Coastal Plain. Soil Til. Res. 4: 511-529. Campbell R.B., D.L. Karlen and R.E. Sojka. 1984b. Coervation tillage for rnaize production in the US southem Coastal Plain. Soil Til. Res. 4: 531-541. Campbell C.A., G.P. Lafond, R.P. Zentner and Y.W. lame. 1994. Nitrate leaching in Udic Haploboroll as influenced by fertilization and legumes. J. Envir. Qual. 23: 195-201. Campbell C.A. and R.P. Zentner. 1993. Soil organic matter as influenced by crop rotatio and fertilization. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 1034-1040. Campbell C.A., R.P. Zentner, F. Selles and 0.0. Akinremi. 1993. Nitrate Ieaching as influenced by fertilization in Brown soil zone. Can. J. Soii Sci. 73: 387-397. Carefoot LM, M. Nyborg and C.W. Lindwall. 1990. Tillage-hduced changes and related grain yield in a semi-arid region. Can. J. Soil Sci. 73: 203-214. Carman K. 1997. Effect of different tillage systems on soils properties and wheat yield in Middle Anatolia. Soil Til. Res. 40: 201-207.

Caron J., O. Banton, D.A. Angers and J.P. Vieneuve. 1996. Preferential bromide traport through a clay loam under aifatfa and corn. Geodenna. 69: 175-191. Carter M.R. 1991. Evaluation of shallow tillage for spring cereals on a fine sandy loam. 2. Soil physicai, chernical and biological properties. Soil Ti.Res. 21 : 37-52. Carter M. R. 1993. Soil sampling and methods of analysis. Lewis Pubiishea for Can. Soc. Soil Sci. Carter M. R. and B.C. Ball. 1993. SoiI porosity. pp 581-598. In: Carter M.R. (Ed.). Soil sampling and methods of anaiysis. Cm. Soc. Soil Sci. Lewis Publ. Cassel D.K.. C.W. Raczkowski. and H.P Denton H.P. 1995. Tillage effects on corn production and soil physical conditio. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 1436-1443. Chang C. and C.W. LindwaU. 1989. EEect of long-term minimum tillage practices on some physical properties of a chernozemic clay loam. Can J. SoiI Sci. 69: 443-449. Chang C. and Entz T. 1996. Nitrate leaching losses under repeated Cade feedlot manure applicatio in Southem Alberta. J. Envir. Qual. 25: 145-153. Chang C., Sommerfeldt TG. and Entz T. 1991. Soil chemistiy after eleven annual applicatio of cattle feedlot manure. J. Envir. Qual. 20: 475-480. Chardon W.J.. O. Oenema, P. del Castilho, R. Vriesema, J. Japenga and D. Blaauw. 1997. Organic phosphoms in solutio and leachates from soils treated with animai slumes. J. Envir. Qual. 26: 372-378. Chauhan B.S., J.W.B. Stewart and A. Paul. 1981. Effect of labile inorganic phosphate status and organic carbon additio on the rnicrobial uptake of phosphoms in soils. Cam J. Soil Sci. 61: 373-385. Chrétien M. 1986. Rôle du squelette da I'organisation des sols. Thèse, Université de Dijon, France, 367p. Claude P.P., A.F. Mackenzie, B.E. Coulrnan and G.R. Mehuys. 1993. Effet du labour printanier et des cultures intercalaires de trèfle rouge sur le rendement du maïs-grain. Can. J. Plant Sci. 73: 37-46. Clay D.E., C.E. Clapp, J.A.E. Molina and R.H. Dowdy. 1990. influence of nitrogen fertilization, mage and residue management on a soil nitrogen mineralization index. Soil Sci. Plant Anal. 21 (3,4): 323-335.

Cochran V.L-, L-F. mot and RL Papendick. 1977. The production of phytotoxi from surface crop residues. Soil Sci. Soc. Am. J. 41 : 903-908. Cochran V-L. LE Elliot and R.L Papendick 1980. Carbon and nitmgen rnovement from surface applied wheat straw. Soii Sci. Soc. Am. J. 44: 978-982. Coeil des Productio Végétales du Québec (CPVQ). 1994. Grilles de référence en fertilisation. Ministère de l'agriculture, des Pêcheries et de l'alimentation du Québec (MAPAQ). p. 23-27. Côté D. 1992a. Optimisation de la valeur fertilisante des fumiers da le système cuiniral. Colloque sur la gestion des fumiers. pp 215-232. Coeil des Productio Végétales du Que%ec. Drumondville. 20-21 octobre 1992. Côté D. 1992b. Optimisation de la valeur fertilisante du lisier de porcs par l'épandage en post-levée. Colloque sur la gestion des fumiers. pp 67-81. Coeil des Productio Végétales du Québec. Drumondville. 4 novembre 1992. Culley J.L.B., W.E. Larson and G.W. RandalI. 1987. Physical properties of a typic Haplaquoll under conventional and no-tiilage. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 51: 1587-1593. Culley, J.L.B. and E.F. Bolton. 1983. Suspended solids and phosphorus loads from a clay soil. II: Wateahed study; J. Environ. Qual. 12 (4): 498-503. Datin B.C. and Lowery B. 1991a. Tillage effects on min-generated wetting front migration through a Griswold silt loam soil. Soil Til. Res. 21 : 243-216. Datiri B.C. and Lowery B. 1991 b. Effects of coervation tillage on hydraulic properties of a Griswold silt Ioam soil. Soil Til.Res. 21: 257-27 1. De Catanzaro J.B. and E.G. Beauchamp. 1986. The effect of some carbon subsuates on denitrification rates and carbon utilisation in soil. Biol. Fertil. Soils. 1: 183-187. Deizman MM., S. Mostagnimi, T.A. Dillaha and C.D. Heatwole. 1989. Tillage effects on phosphorus losses from sludge-arnended soils: I. Soil Water Coerv. 44 (3): 247-251. Derdour H., D.A. Anges et M.R. Laverdière. 1993. Caractérisation de l'espace poral d'un sol argileux: effets de ses cotituants et du travail du sol. Cm. J. Soi1 Sci. 73: 299-307. Dick W.A., D.M. van Doren Jr., G.B. Triplett Jr and J.E. Henry. 1986. Influence of long-tem tillage and rotatio combinatio on crop yields and selected soil parameten. 1.

Results obtained for a Mollic Ocbraquaif soil. Res. Bul. 1 180. Ohio Agric. Res. and Dev. Center Ohio State Univ.Wwster. Ditsch D.C. and MM. AUey. 1991. Nonlegumonous cover crop management for residud N recovery and subsequent crop yields. J. Fertil. Issues. 8: 6-13. Domenico PA. and F.W. Schwartz. 1990. Physical and chernical hydrogeology. N.Y. John Wiley and So, p 824. Dormaar J.F. and C. Chang. 1995. Effect of 20 annual applicatio of excess feedlot manure on labile soil phosphorus. Can J. Soil Sci. 75: 507-5 12. Dowdeli RJ., J.R. Burford and R Cress. 1979. Losses of nitrous oxide dissolved in drainage water h m agriculture land. Nature 278: 342-343. Dowdell R.J.. R. Crees and R.Q. Cannel. l983. A field study of effects of contrasting methods of cultivation on soi1 nitrate content during automn, winter and spring. J. Soil Sci. 34: 367-379. Dnüy C.F.. D.J. McKemey, W.I. Findlay and J.D. Gaynor. 1993. Influence of tillage on nitrate loss in surface runoff and tile drainage. Soi1 Sci Soc. Am. J. 57: 797-802. Dubé D., G. Menhuys and A. Pesant. 1984. L'érosion: cause et coéquence de la dégradation des sols. Journée d'information sur la coervation des sols. C.P.V.Q. MAPAQ. Sainte-Foy. 77-89. Ebelhar S.A., W.W. F~ye and R.L. Blevi. 1984. Nitmgen from legume cover for no-tillage corn. Agron. J. 76: 51-55. Edwards W.M., L.D. Norton and C.E. Redmond. 1988. Characterizing macropores that affect infiltration into nontilled soil. Soir Sci. Soc Am. J. 52 : 482487. Edwards D.R. and T.C. Daniel. 1993. Effects of poultry litter application rate and rainfall inteity on quality of ninoff from fescuegrass plots. J. Environ. Qual. 22: 361-365. Edwards W.M., G.B. Triplet& D.M. Van Doren, LB. Owe, C.E. Redmond and W.A.Dick. 1993. TiUage studies with a corn-soybean rotation. Hydrology and sediment loss. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 105 1-1055. Elliot L.F. and D.E. Stott. 1997. Influence of no-till cropping systems on microbial relatiohips. In: Sparks D.L. (Ed.) Advances in Agronomy. 60: 12 1-147. Elïion E.T., P.W. Tracy, G.A. Peterson and C.V. Cole. 1986. Leaching of rnineralized

nitmgen is less under no-till cuitivation. P. 53-54. Tm. Intem. Congr. Soil Sci., 13th, Hambourg, Gemiany. Vol. 6. Ellsworth T.R., W.A. J q F.F. Ert and PJ. Shouse. 1991. A three-dimeional field study of solute traport thmugh uanirated layered porous media. 1. Methodology, mass recovery and mean traport. Water Res. Res. 27: 95 1-965. Enwezor W.O. 1967. Sigdicance phosphorus. Soil Sci. 103: 62-66. of CR ratio in the mineralization of soil organic Estevez B., A. N'Dayegamiye and D. Coderre. 1996. The effect on earthworm abundance and selected soi1 properties after 14 years of soiid cattle manure and N P K Mg fertilizer application. Can. J. Soil Sci. 76: 35 1-355. Ewing R.P., M.G. Wagger and H.P Denton. 1991. Tillage and cover crop management effects on soii water ana corn yield. Soil Sci. Soc Am. J. 55: 1081-1085. Fan M.X., A.F. MacKenzie, M. Abbott and F. Cadrin. 1997. Denitrification estimates in monoculture and rotation corn as influenced by Mage and nitrogen fertilizer. Cm. J. Soil Sci. 77: 389-396. Fazzolari E., A. Mariotti and J.C. Germon. 1990. Dissunilatory ammonia production vs denitrification in vitro and in incubated soi1 samples. Can. J. Microbiol. 36: 786-793. Flanagan D.C. and G.R. Foster. 1989. Storm pattern effect on nitrogen and phosphorus losses in surface mnoff. Tram ASAE, 32 (2): 535-544. Ranagan D.C., G.R. Foster and W.C. Moldenhauer. 1988. Storm pattern efiect on infiltration, mnoff and erosion. Tram ASAE 3 1 (2): 414-420. Foley J.L., R.J. Loch, S.F. Glanville and R.D. Comoiiy. 1991. Effects of tillage. stubble and rainfall energy on infiltration. Soil Til. Res. 20: 45-55. Fortin M.C., J. Culley and M. Edwards. 1994. Soil water, plant growth and yield of strip- intercropped corn. J. Prod. Agnc. 7: 63-69. Franzluebbers A.J., F.M. Ho and D.A. Zuberer. 1994. Seasonal changes in soil rnicrobial biomass amd mineralizable C and N in wheat management systems. Soi1 Biol. Biochem. 26: 1469-1475. Franzluebbers A.J., F.M. Ho and D.A. Zuberer. 1995a. Tillage and crop effects on seasonal soi1 carbon and nitrogen dynamics. Soii Sci. Soc. Am. J. 59: 16 18-1624.

Franziuebbers A.J., F.M. Hom and DA. Zuberer. 1995b. Soil organic carbon, mimbial biomass and mineralizable carbon and nitmgen in sorghum. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 59: 460-466- Freebaim DM., S.C. Gupta, C.A. Otad and WJ. Rawls. 1989. Antecedent rainfdl and tillage effects upon infiltration. Soil Sci. Soc. Am. J. 53: 1183-1189. Frye W.W. and RL. Blevi. 1989. Economicdy sustainable crop production with legume cover crops and coervation tiuage. J. Soi1 Water Coerv. Jan-febr. 5760. Frye W.W.. R.L. Blevi, M.S. Smith, S.J. Corak and J.J. Varco. 1988. Role of annual legume mps in efficient use of water and nitmgen. Am. Soc. Agron. Madison Wisc. 51 : 129-154. Gangbazo G., A.R. Pesant, G.M. Bamett, J.P. Charest et D. Cluis. 1992. Effets des pratiques conventiomelles d'épandage du lisier de porcs et des engrais minéraux sur la charge des nitrates da les eaux de ruissellement et de drainage. Symposium, Ministère de l'environnement du Queôec. Québec 9-10 septembre 1992. Gangbazo G., A.R. Pesant. G.M. Bamett, J.P Charest and D. Cluis. 1995. Water contamination by ammonium nitrogen following the spreading of hog manure and mineral fertilizers. J. Environ. Quai. 24: 420-425. Gaynor J.D. and Findlay W.I. 1995. Soi1 and phosphorus loss from coervation and conventional tillage in corn production. J. Environ. Qual. 24: 734-711. Geron C.A., T.K. Danneberger, S.J. Traina, T.J. Logan and J.R. Street. 1993. The effects of establishment methods and fertiiization practices on nitrate leaching from nirfgrass. J. Environ. Qual. 22: 119-125. Gervy R. 1970. Les phosphates et l'agriculture. Dunod. Paris. 298 p. Gok M. and J-C. Ottow. 1988. Effect of cellulose and smw incorporation in soi1 on total denitrification and nitrogen imrnobilization at initially aerobic and permanent anaerobic conditio. Biol. Fertil. Solls. 5: 317-328. Gold A.J. and T.L. Loudon. 1989. TiIlage effects on surface runoff water quality from anificially dnined cropland. Tram ASAE 32: 1329-1334. Goltemann H.L. and N.T. de Houde. 1991. Eutrophication of lakes, rivers and coastal seas. p. 79-124. In: Hutzinger O. (Ed.). The handbook of environmental chemistry. Vol. 5.

Part A. Water Pollution. Berlia, Germany. Gornez KA and A.A. Gomez. 1984. Statistical procedures for agridtml research. Intem. Rice Res. Iost.; John Wiley and So. New York Goss M.J., Howse KR., P.W. Lane, D.G. Christian and G.L. Harris. 1993. Losses of nitrate-nitrogen in water draining fiom under automn-sown crops established by direct driuing or mouldboard ploughing. J. Soil Sci. 44: 35-48. Granovsky A.V., McCoy E.L., Dick W.A., Shipitalo MJ. and Edwards W.M. 1994. Impact of antecedent moisture and soii surface mulch coverage on water and chernical traport through a no-till soil. Soil Til. Res. 32: 223-226. Grant C.A. and G.P. Lafond. 1993. The effects of tillage syster and crop sequences on soi1 bulk deity and penetration resistance on a clay soi1 in southeni Saskatchewan. Can. J. Soil Sci. 73: 223-232. Green CJ., A.M. Blackmer and N.C. Yang. 1994. Release of fmed ammonium during nitrification in soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 58: 1411-1415. Greenland D.J. 1977. Soil damage by inteive arable cultivation: ternporary or pemanent? Phil. Tram. Royal Soc. London. 281: 193-208. Gregorich E.G., W.D. Reynolds, J.L.B. Culley, M.A. McGovem and W.E. Cumoe. 1993. Changes in soil physicai properties with depth in a conventionally tilled soil afrer no-tillage. Soil Til. Res. 26: 289-299. Grimard Y. 1990. Qualité générale de l'eau au Que'bec. p. 24-37. CPVQ. Colloque sur la coervation de l'eau en milieu agricole. Quekc, Canada. Guenzi W.D., T.M. McCalla and F.A. Norstadt. 1967. Presence and persistence of phytotoxic substances in wheat, oat, corn and sorghurn residues. Agron. J. 59: 163-165. Haith D.A., L.J. Tubbs and N.B. Pickering. 1984. Simulation of pollution by erosion and soi1 nutrient loss. Wageningen, the Netherlands, 77 p. Hamlett J.M. and K. Brannan. 1991. Water quality impact of winter rye cover with selected best management practices in Penylvania. p 53-54. In: Hargrove W.L. (Ed.). Cover crops for clean water. The hoc. Intem. Conf. West Tennessee Exp. Stat. apd 9-11. Jackson, Tennessee. Hamme1 J.E. 1989. Long-term tiilage and crop rotation effect on bulk deity and soil

impedance in Nothern Idaho. Soii Sci. Soc. Am. J. 53: 1515-1519. Hargrave A.P. and C.F. Shaykewich. 1997. Rainf' induced nitrogen and phosphorus losses fkom Manitoba soils. Can. J. Soil Sci. 77: 59-65. Hargrove W.L. 1991. Cover crops for clean water. The Proc. Intem. Confer. West Tennessee Exp. Station. Apd 9-11. Soi1 Water Coem. Soc. Jackson. Havis R.N. and EX. Alberts. 1993. Nutrient leaching hm field-decomposed corn and soybean residue under simulated rainfall. Soil Sci. Soc. Am. J. 56: 211-218. Havlin J.L., DE. Kissel, L.D. Maddux, MM. Claassen and J.H. Long. 1990. Crop rotation and tillage effects on soi1 organic carbon and nitrogen. Soil Sci. SN. Am. J. 54448-452. Heathman G.C., L.R. Ahuja, D.J. Timlin and K.E. Johen. 1995. Surface aggregates and macropores effects on chernical traport in soil under minfall. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 59: 990-997. Heckrath G., P.C. Brookes, P.R. Poulton and K.W.T. Goulding. 1995. Phosphorus leaching from soils contairing different phosphorus concentratio in the Broadbalk Experiment. J. Envir. Qual. 24: 904-910. Hedley M.J., J.W.B. Stewart and B.S. Chauhan. 1982. Changes in inorganic and organic soil phosphorus fractio induced by cultivation practices and by laboratones incubatio. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 46: 970-976. Heichel G.H. 1987. Legumes as a source of nitrogen in coervation tillage systems. p. 29-35. In: Power J.F. (Ed.). The role of legumes in coervation tillage systems. The Proc. Nation. Confer. April27-28. Univ. Georgia, Athe. Soi1 Coerv. Soc. Am. Hendenon C.W.L. 1991. Seitivity of eight cereal and legume species to the compaction statu of deep, sandy soils. Austr. J. Exp. Agric. 31: 347-355. Hill R.L. 1990. Long-texm conventional and no-till effects on selected soil physical properties. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 16 1-166. Hill R.L. 1993. Tillage and wheel trafic effects on runoff and sediment losses hm crop interrows. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 57: 476-480. Hill R.L., Horton R. and R.M. Cruse. 1985. Tillage effects on soil water retention and pore size distribution of two Mollisols. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 49: 1264-1270.

Holderbaum J.F., A.M. Decker, JJ. Meisinger, FR Mulford and L.R. Vough. 1990. Failseeded legume cover crops for no-mage corn in the Humid East. Agron. J. 82: 117-124. Hop G.D. and R.L. Mikkelsen. 1991. Soil nitrogen rnovement under winter cover crops and residues. p. 91-93. In: Hargrove W.L. (Ed.). Cover cmps for clean water. The Proc. hem. Cod. West Tennessee Exp. Stat. apd 9-11. Jackson. Tennessee. Hu S., N.J. Grunwald, A.H.C. van Bruggen, G.R. Gamble, L.E. Drinkwater, C. Shennan and M.W. Demment. 1997. Short-terni effects of cover crop incorporation on soil carbon pools and nitrogen availability. Soil Sci. Soc. Am. J. 61 : 901-91 1. Hubbard R K., A.E. Erickson, B.G. Ellis and A.R. Wolcott. 1982. Movement of diffuse source pobtants in smd agiculnual watersheds of the Great Lakes Basin. J. Environ. Quai. 1 (1): 1 1% 123. Hubbard R.K. and JM. Sheridan. 1983. Water movement and nitrate nitmgen losses from a srnail upland coastal plain watenhed. J. Environ. Quai. 12: 201-295. Hubbard R.K. and J.M. Sheridan. 1989. Nitrate movernent to groundwater in the southeastem Coastai Plain. J. Soi1 Water Coerv. 44 (1): 20-27. Huneycutt HG., C.P. West and J.M. Phillips. 1988. Respoe of bermudagrass, ta11 fescue and tall fescue-clover to broiler litter and commercial fertilizer. Bull. 913. Arkaas Agric. Exp. Stn. Univ. of Arkaas. Fayettevilie. Ja-Harnmermeister D.C., W.B. McGill and T.L. Jeen. 1994. Nitrogen accumulatio and relative rates of minerakation in two soils following legume green manuring. Cm. J. Soil Sci. 74: 23-28. Jasen B.H. 1996. N rnineralizatioa in relation to C:N ratio and decomposability of organic materiais. Plant Soil. 181 : 3945. Jarvis S.C., E.A. Stockdale, M.A. Shepherd and D.S. Powlson. 1996. Nitrogen miaerahation in temperate agriculrual soils: Processes and measurement. In: Sparks D.L. (Ed.) Adv. Soil Sci. 57: 187-235. Jaynes D.B. and R.C. Rice. 1993. Traport of solutes as affected by imigated methods: Soi1 Sci. Soc. Am. J. 57: 1348-1353. Jessop R.S. and L.W. Stewart. 1983. Effects of crop residues, soil type and temperature on

emergence and early growth of wheat. Plant Soii 74: 101-109. Johon CB. and W.C. Moldenhauer- 1979. mect of chisel versus molciboard plowing on soi1 erosion by water. Soil Sci. Soc. Am. J. 43: 177-179. Johon C.B., J.V. Mamering and W.C. Moldenhauer. 1979. Muence of surface roughness and clod size and stability on soi1 and losses. Soil Sci. Soc. Am. J. 43: 772-777. Johon M.D.. Lowery B. and Daniel T.C. 1984. Soil moisnire regimes of three coervation mage systems. Tram ASAE. 27: 1385-1390. Kamau P.A., Ellsworth T.R.. C.W. Boast and F.W. Simmo. 1996. Tillage and cropping effects on preferential flow and solute traport. Soil Sci. 161 (9): 549-56 1. Kamukondiwa W. and L. Bergstmm. 1994. Nitrate leaching in field lysimeters at an agiculturai site in Zimbabwe. Soi1 Use and Management, 10: 118-124. Kanwar R.S., JI. Baker and J.M. Laflen. 1985. Nitrate movement through the soi1 profde in relation to tillage system and fertilizer application method. Tra ASAET 28 (6): 1802-1807. Kanwar R.S., J.L. Baker and D.G. Baker. 1988. Tiilage and split N-fertilization effects on subsurface drainage water quality and crop yields. Tram ASAE. 31: 453-460. Karemangingo C. 1995. Influence du type de fumure et des plantes intercalaires da la cuhre du maïs sur l'érosion et le lessivage de l'azote et du phosphore. Mém. MSc. Univer. Laval. 23ûp. D.L., N.C. Wollenhaupt. D.C. Erbach, E.C. Beny. J.B. Swan. N.S. Eash and J.L Jordahl. 1994. Long-term tillage eflects on soil quaüty. Soil and Til. Res., 32: 313-327. Keeney D.R. and D.W. Nelson. 1982. Nitrogen Inorganic fom. p. 643-698. In: Page and al (Ed.). Methods of soils analysis. Part.2,2nd édit. Keeney D.R. and R.E. Wildung. 1977. Chernical properties of soils. Soils for management of organic wastes and wastewaters. Proceedings of a symposium. Kemper W.D. and Koch E.J. 1966. Aggregate stability of soiis from the western portio of United States and Canada. US Dep. Agric. Tech. Builetin 1355. Kimber R.W. 1973: Phytotoxicity fiom plant residues. II. The effect of time of rotting of straw from grasses and legumes on the growth of wheat seedlings. Plant Soil. 38:

347-36 1. Kuby P.C. and G.R. Mehuys. 1987. The seasornai variation of soil erosion by water in southem Quebec. Cm. J. Soi1 Sci. 67: 55-63. Kirchmaun H. 1988. Shoot and mot growth and nitmgen uptake by six green manure legurnes. Acta Agric. Scandin. 38: 25-3 1. Klaine S.J.. ML. Hirinian, DA. Winkehann, J.R. Martin, KR. Sauser and L-W. Moore. 1988. Characterization of agricultural nonpoint poilution: nutrient loss and erosion in a West Tennessee watershed. Environ. Toxic. Chem. 7: 601-607. mute A. and C. Dirksen. 1986. Hydraulic conductivity and diffusivity. p. 687-734. In. Mute A. (Ed.) Methods of soil analysis. Part 1. Physical and rnineralogical methods. Am. Soc. Agr. and Soii Sci. Soc. Am. Korentager L.,P.C. Henry and BE. Eisenberg. 1991. A simple effect analysis of the effects of phosphogypsum application on phosphorus traport to runoff and eroded soi1 sedunents. J.Environ. Qual. 20: 596-603. Krogstad T. and 0. Lovstad. 1989. Erosion. phosphorus and phytopiancto respoe in nven of south-eastern Norway. Hydrobiologia, 183 ( 1): 33-41. Kronvang B. 1990. Sedirnent associated phosphorus traport from inteively fanned catchments area. British Geomorphological. Research Group, p. 313-330. Kuo S., U.M. Sainju and E.J. Jellum. 1997. Winter cover cropping influence on nitrogen in soil. SoiI Sci. Soc. Am. J. 61 : 1392-1399. La1 R.. 1994. Water management in various crop production systems related to soil tillage. Soil and Til. 30: 169-185. Lamb LA., G.A. Petenon and C.R. Feter. 1985. Wheat fallow tillage systems effect on a newly cultivated grassland soil nitrogen budget. Soil Sci. Soc. Am. J. 49: 352-356. Le Bissonnais Y. et M.J. Singer. 1993. Seal formation, runoff and intemll erosion from seventeen California soils: Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 224-229. Lehman OR. and L.R. Ahuja. 1985. hterfiow of water and tracer chernical on sloping field plots with exposed sepage faces. J. Hydrol. 76: 307-317. Li Y. and Ghodrati M. 1995. Traport of nitrate in soils as affected by Earthworm activities. J. Environ. Quai. 2: 432-438.

Liang B.C. and A.F. MacKenzie 1997. Seasonal denitrification rates under corn (Zea mays L.) in two Quebec soils. Can J. Soil Sci. 77: 21-25. Liang B.C.. M. Rémillard and A.F. MacKenzie. 1991. Influence of fertilizer, imgation and non-growing season precipitation on soi1 nitrate-nitmgen under corn. J. Environ. Qual. 20: 123-128. Linde D.T. and T.L. Watschke. 1997. Nutrients and sediment in runoff from creeping bentgrass and perennid ryegrass turfs. J. Environ. Qual. 26: 1248-1254. Linden D.R., C.E. Clapp and W.E. Larson. 1984. Quality of percoiate water afier treatment of municipal wastewater effluent by a crop imgation systern. J. Environ. Qual. 13: 256-264. Lindsay L. W. 1979. Chemicai equilibria in soils: John Wiley and So, New-York. 423 p. Lindstrom MJ. and C.A. Otad. 1984. kifluence of tillage systems on soil physical parameters and infiltration alter planting. J. Soil Water Coerv. 39: 14% 152. Logan J.T. 1989. Phosphoms anaiysis of major soil senes sarnples from the Lake Erie Drainage Basin: 1989, Ohio State Univ. 13 1, 1 1 p. Logsdon S.D., R.R. Allrnars, L. Wu., J.B. Swan. and G.W. Randail. 1990. Macroporosity and its relation to saturated hydraulic conductivity under different tillage pnctices. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 1096-1 10 1. Lund U. and A. Fobian. 1991. Pollution of two soils by arsenic, chrornium and copper, Denmark. Geodenna 49: 83-103. Mackenzie A.F., M.X. Fan and F. Cadrin. 1997. Nitrous oxide emission as affected by tillage, corn-soybean-dfalfa rotatio and nitrogen fertilization. Can. J. Soi1 Sci. 77: 145-152. Mahboubi A.A., R. Lal. and N.R. Faussey. 1993. Twenty-eight years of tiilage effects on two soils in Ohio. Soil Sci. Soc. Am. 5.57: 506-512. Mdhi S.S., M. Nyborg, L. Kryzanowski, ICS. Gill and M.A. Arshad. 1991. Changes in extractable phosphorus between fa11 and sp~g in some Alberta soils. Soil Sci. Plant Anal. 22 (13,14). Mam R.H., M.W. Gough and M. Griffiths. 1991. Soil chemistry and ieaching losses of nutrients from semi-naturai grassland and arable soils on three conmting parent

materids. Biol. Coerv. 57: 3c7-271. Mary B., Fresneau C., Mord JL. and Marioni A. 1993. C and N cychg during decornposition of root mucilage, mots and glucose in soils. Soil Biol. Biochem. 25: 1005-1014. Mary B.. S. Recous, D. Darwis and D. Robin. 1996. Interaction between decomposition of plant residues and N cychg in soil. Plant Soil. 181: 71-82. Massee T-W. 1990. Simulated erosion and fertilizers effects on winter wheat cropping intermountaui dryland ma: J. Soil Sci. Soc. Am. 54 (6): 1720-1725. McCracken D.V., M.S. Smith, G.H. Grove, C-T. MacKown and R, Blevi. 1994. Nitrate leaching as influenced by cover cropping and nitrogen source. Soil Sci. Soc. Am. J. 58: 1476-1483. McDoweU L.L., J.D. Schreiber and H.B. Pionke. 1980: Estimating soluble and labile phosphorus in runoff from croplands p. 505-533. CREAMS. USDA Coerv. Res. Rep. Washington, K. McDoweli L.L., G.H. Willis and C.E. Murphree. 1984. Plaut nuuient yields in runoff fiom a Mississipi Delta wateahed. Am. Soc. Agric. Eng. 27 (4): 1059-1066. McDoweli L.L., G.H. Willis and C.E. Murphree. 1989. Nitrogen and Phosphorus yields in mn-off from silty soils in the Mississipi Delta. Agric. Ecosyst. Environ. 25 (2. 3): 119-137. McKemey D.J., S.W. Wang, CF. Dniry and W.L Fidlay. 1993. Denitrification and mineraüzation in soi1 arnended with legume, grass and corn residues. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 57: 1013-1020. McKemey D.J., S.W. Wang, C.F. Dnuy and W.I. Findlay. 1995. Denitrification, irnrnobikation and rninerahation in nitrate Lmited and non-limited residue-amended soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 118-124. Meek D.J., Rechel E.R., L.M. Carter, W.R. De Tar and A.L. Urie. 1992. Mltration rate of a sandy loam soil: effects of nafnc, mage and plant mots. Soil Sci. Soc. Am. J., 56: 908-9 I 3. Meek B.D., D.L. Carter, D.T. Westemiano, J.L.Wright. and R.E. Peckenpaugh. 1995. Nitrate leaching under furrow irrigation as aftected by crop sequence and tillage. SoiI Sci.

Soc. Am. J. 59: 204-210. Mehlich A. 1984. Mehlich-3 soil test extractant: a modification of Mehlich-2 extractant. Soil Sci. Plant And., 15: 1409-1416. Meisinger JJ., WL Hargrove, R.L. Mikkelsen, J R Williams and V.W. Beon. 1991. Effects of cover crops on groundwater quality. p. 57-68. In. Hargrove W.L. (Ed.). Cover crop for clean water. Pm. Soil Water Coerv. Soc. Conf. 9-1 1 april 199 1. Ankeny, IA. Miller M.H., J.B. Robion, D.R. Coote, AC. Spires and D.W. Draper. 1982. Agriculture and water in the Canadian Great Lakes Basin. III: Phosphoms. J. Environ. Qud. 11 (3): 487492. Miller M.H., T.J. Vyn T.J., G.A. Stewart, J.D. Lauzon and R. Rudra. 1992. The use of cover crops for nutrient coervation. Univ. Guelph. Ont. 163p. Ministère de l'agriculture, de l'alimentation et des Pêcheries du Queôec (MAPAQ). 1992. Statistiques agricoles. Québec, Canada. Mitchell A.R., T.R. Ellswoth and B.D. Meek. 1995. Effect of root systems on preferential flow in swelling soil. Communic. Soil Sci Plant Anal. 26: Mitchell W.H. and M.R. Teel. 1977. Winter annual cover crops for tiliage corn production. Agron. J. 69: 596-573. Monke E.J., D.W. Nelson, DB. Beasley and A.B. Bottcher. 1981. Sediment and nutrïents movement from the Black Creek Watershed: Am. Soc. Agi. Eng. 24 (2): 391-395. Mwmaw R.S. 1995. Selected cover crops established in early soybean growth stage. I. Soi1 Water Coerv. 50 (1) 82-86. Mostaghimi S., T.A. Diliaha and V.O. Shanholtz. 1988. Innuence of tillage systems and residue levels on moff, sediment and phosphorus losses. Am. Soc. Agric. Eng. 3 1 (1): 128-132. Mozaffari M. and J.T. Sims. 1994. Phosphoms availability and sorption in an atiantic coastal plain watershed dominated by animal-based agriculture. Soi1 Sci. 157: 97-107. Mueller D.H., R.C. Wendt and T.C. Daniel. 1984. Phosphorus losses as affected by tiuage and rnanure application: Soi1 Sci. Soc. Am. J. 48: 901-905. Munawar A., R.L. Blevi, W.W. Frye and UR. Sad. 1990. Tillage and cover management

for soil water coervation. Agron. J. 82: 773-777. N'Dayegamiye A. et A. Dubé, 1986. L'effet de l'incorporation de matière ligneuse nir i'6volution des proprzt6s chimiques du sol et sur la croissance des plantes. Ca. J. Soi1 Sci. 66: 623-631. N'Dayegamiye A. et D.A. Angers. 1990. EEets de l'apport prolongé de fumier de bovi sur quelques propn.étés physiques et biologiques d'un loam limoneux Neubois sous cuitwe de maïs. Can. J. Soil Sci. 70: 259-262. N'Dayegamiye A. and D.A. Angers. 1993. Organic matter characterisùcs and water-stable aggregation of a sandy loam soil after 9 years of wood-residue applicatio. Can. J. Soil Sci. 73: 115-122. N'Dayegamiye A., M. Goulet et M.R. Laverdière. 1997. Effet à long terme d'apports d'engrais minéraux et de fumier sur les teneurs en C et en N des fractio deimétriques et des agrégats du ioarn limoneux Le Bras. Cm. J. Soil Sci. 77: 351-358. Nguluu SN.. M.E. Probert, R.J.K. Myers and S.A. Waring. 1997. Effect of tissue phosphorus concentration on the minerdization of nitrogen from stylo and cowpea residues. Plant Soil. t 91 : 139-146. Nichols D.J., TC. Daniel and D.R. Edwards. 1994. Nutrient runoff from Pasture after incorporation of poultry liner or inorganic fertilizer. Soil Sci. Soc. Am. J. 58: 1224-1228. Niwat R. 1985. Percent c:civn cover re1ated to water and soi1 losses in mountai forest in Thailand. Soil Coerv. Soc. Am. Iowa. Soil Erosion and Coervation. p. 462-47 1. Njos A. and T. Borresen. 1991. Long-term experiment with svaw management, stubble cultivation, automn and spnng ploughing on a clay soil in S.E. Norway. Soi1 Til. Res. 21: 53-66. Nyborg M., S.S. Malhi, J.A. Robertson and M. Zhang. 1992. Changes in extractable phosphorus in Alberta soiis during the fau-winter-spring interlude. Soi1 Sci. Plant And. 23 (3,4): 337-343. O'Halloran I.P. 1993. Effect of tillage and fenilization on inorganic and organic soil phosphorus. Can. J. Soil Sci. 73: 359-369.

OECD. 1982. Eutrophication of waters. Monitoring, assessrnent and control. OECD. Paris. Otad C.A. and WB. Vwrfiees. 1987. Hydradc soi1 parameters &ted by tillage. p. 95-112. In. Logan T.G., JM. Davidson, J L Baker and UR. Overcash (Ed.).Effects of coervation tillage on groundwater quality. Nitrates and pesticides. Lewis Publ. Pagliai M, M.La Marca. et G. Lucamante. 1983. Micromorphometric and micromorphologicai investigatio of a clay loam soil in viticulture under zero and conventional tillage. J Soi1 Sci. 34: 391-403. Pagliai M. and M. De Nobili. 1993. Relatiohps between soil porosity, root development and soi1 enzyme activity in cultivated soils. Geodenna 4: 215-232. Pan WL. and A.G. Hopki. 1991. Plant development and N and P use for winter barley. II: Respoe to tillage and N management across eroded toposequences. Plant Soii. 135: 21-29. Paul J.W. and E.G. Beauchamp. 1989. Relatiohip between volatile fatty acids. total amrnonia and ph in manure slunies. Biol. Wastes 29: 313-318. Paul E.A. and F.E. Clark. 1989. Dynamics of residue decornposition and soii organic matter turnover. Soii Microbiology and Biochemistry. Academic Press, San Diego. CA. Paul J.W. and E.G. Beauchamp. 1993. Nitmgen availabiüty for corn in soil amended with urea, cade slurry and solid and composted rnanure. Can. J. Soil Sci. 73: 253-266. Paul J.W. and B.J. Zebarth. 1997. Denitrification during the growing season following daïry cade sluny and fertilizer application for silage corn. Can J. Soil Sci. 77: 241-248. Paul J.W., V. Etches and B.J. Zebarth, 1997. hcreased denitrification below the root zone in the fa11 following a spring manure application. Cm. J. Soil Sci. 77: 249-251. Penect E., B.D. Kay, van Loon W.K.P., R.W. Sheard and T. Pojasok. 1990a. Factors influencing soil structural stability wiùiin a growing season. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 173-179. Perfect E., B.D. Kay, W.K.P. van Loon., R.W. Sheard and T. Pojasok. L990b. Rates of change in soi1 structural stability under forages and corn. Soil Sci. Soc. Am. J. 54: 179-186- Pesant A.R. 1984. The danger of growing corn on hiuy tenain. Canada Agriculture, 30 (2): 34-36. Pesant AR., J.L. Dionne and J. Genest. 1987. Soil and nutrient losses in surface ninoff fiom

conventional and no-tiu corn systems. Can. J. Soil Sci. 67: 835-843. Pesant A.R., G. Gangbazo. D. Cluis, G. Barnett and J.P Chmt 1993. ERect of hog rnanure and ferrilizer application on runoff and drainage water qualiry. p. 513-524. In. Wicherek S. (Ed.). Proc. intem. symp. on f m lands erosion in temperate plai and W s environment. St-Cloud France. 25-29 May 1992. Catena Elsevier Sci. Publ. Amsterdam, the Netherlands. Peuarossa B., M. Barbafieri, A. Benetti, G. Petruzzelli, M. Mazzoncini, E. Bonari and M. Pagliai 1995. Effects of conventional and alternative management systems on phosphoms soil content, soil structure and corn field. Communie. Soi1 Sci. Plant Anal. 26 (17-18): 2869-2885- Phillips P.A., J.L.B. CuUey, F.R. Hore and N.K. Patni. 1982. Dissolved inorganic nitrogen and phosphate concentratio in discharge from agricultural catchments in eastem Ontario. Agric. Water Manag. 5: 29-40. Pi!c! X.Jr, J.F. Zuzel and R.E. Ramig. 1990. Effect of tillage induced macroporosity on water infdtration. Soil Til. Res. 17: 153-165. PolgIase P.J., N.B. Comerford and E.J. Jokela. 1992a Leaching of inorganic P from litter of southern pine plantatio. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 56: 573-577. Polglase P.J.. N.B. Cornerford and E.I. Jokela. 1992b. Mineralization of N and P fiom soi1 organic matter in southem pine plantatio. Soil Sci. Soc. Am J. 56: 921-927. Poutala R.T. and A. Hannukkala. 1995. The effect of the method of incorporation of Trifoiium resupinatum L. and Vicia villosa Roth. residues in the soil on the performance of a succeeding cereal crop. Acta Agric. Scand., section B, Soil Plant Sci. 45: 25 1-257. Power J.F. 1987. The role of legumes in coervation tillage systems. The Proc. nation. Conf. Univ. Geogia, Athe. April27-29. Soi1 Sci. Soc. Am. Publ. Prieksat M.A., T.C. Kaspar and M.D. Ankeny. 1994. Positionai and temporal changes in ponded infiitration in a corn field. Soit Sci. Soc. Am. J. 58: 181-184. Quian J.H., J.W. Doran, K.L. Weier, A.R. Mosier, T.A. Peteaon and J. Power. 1997. Soil Denitrification and niuous oxide losses under corn irrigated with high-nitrate groundwater. Environ. Qual. 26: 348-360.

Randal1 G.W. 1990. Nitrate-N in the soil pronle and tile drainage water as influenced by tiiiage. Am. J. Indus. Me& 18: 457-460. Randali G.W. and T.K. Iragavarapu. 1995. Impact of long-term tillage systems for continuous corn on nitrate leaching to tile drainage. J. Environ. Qual. 24: 360-366. Reeves D.W. and J.T. Touchton 1991. Influence of fall tillage and cover crops on soi1 water and nitrogen use efficiency of corn grown on a Coastal Plain soil. p.76-77. In. Hargrove W.L. (Ed.). Cover crops for clean water. The Froc. Internat. Conf. West Tennessee Exp. Stat. april9-11. Jackson. Tennessee. Reeves M., La1 R., T. Logan and J. Sigaran. 1997. Soil nitmgen and carbon respoe to maize cropping system. nitrogen source and mage. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 61 : 1387-1387. Rice C.W. and M.S. Smith. 1984. Short-term imrnobilization of fertilizer nitrogen at the surface of no-till and plowed soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 48: 295-297. Rice W.A., P.E. Olsen, L. D. Bailey, V.O. Biederbeck and AE. Slinkard. 1993. The use of annual legume green-manw crops as a substitue for summerfallow in the Peace River Region. Can. J. Soil Sci. 73: 243-252. Rivest R. 1995. Pois, haricots et rotation des cultures. Grandes Cultures. Vol 5 (2), 29. Robbi S. and R. Voss. 1991. Phosphorus and potassium stratification in coervation tiuage syster. J. Soil Water Coerv. July-Aug.: 298-300. Roger-Estrade J. 1991. Effet du travail du sol sur la localisation et l'accessibilité des éléments minéraux. Coéquences sur l'élaboration des rendements du maïs: Sciences du Sol, vol. 29 (2): 159-173. Roseberg RJ. and E.L. McCoy. 1990. Measurement of soil macropores air permeability. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 54: 969-974. Sandeaon JB. and J.A. MacLeod. 1994. Soil nitrate profile and respoe of potatoes to fertilizer N in relation to thne of incorporation of lupin (Lupinus albus). Can. J. Soil Sci. 74: 241-246. SAS Ititute. 1982. SAS usea guide. Statistics SAS hst. Inc. Cary, N.C. Schepes J.S. and R.H. Fox. 1989. Estimation of nitrogen budgets for crops. p.221-246. In R.F. Follet (ed.) Nitrogen management and groundwater production. Vol 21.

Developments in agricultural and managed-forest ecology. Elsivier. N.Y. Schindler D. W. 1977. Evolution of phosphoms limitation in lakes. Science 195: 260-262. Schmitt M.A.. Eva S.D. and Randall G.W. 1995. EKect of liquid mure application methods on soi1 nitrogen and corn grain yields. J. Rod. Agric. 8: 186-189. Scott T.W. and R.F. Burt. 1985: Cover crops and intercrops for New-York Depart. of Agron. Comell Univ. Ithaca, NY. 452 p. Sharpley A.N., S J. Smith, O.R. Jones, W.A. Berg and GA. Coleman. 1992. The traport of bioavailable phosphonis in agricultural runoff. J. Environ. Qual. 21 : 30-35. Sharpley AN. 1985a Depth of surface soi1-nuioff interaction as affected by rainfali, soil slope and management. Soi1 Sci. Soc. Ain. J. 49: 1010-1015. Sharpley A.N., 198%: The selective erosion of plant nutrients runoff: Soil Sci. Soc. Am. J. 49: 1527-1534. Sharpley A.N., SJ. Smith and J.W. Naney. 1987. Environmental impact of agricultural nitrogen and phosphoms use. I. Agric. Food Chem. 35: 12-817. Sharpley A.N. and S.J. Smith. 1991. Effects of cover crops on surface water quality. p 41-49. In: Hargrove W.L. (ed.). Cover crops for clean water. The Proc. Internat. Confer. West Tennessee Exp. Station. April9-11. Jackson. Soil Water Coerv. Soc. Sharpley A.N., S.S. Smith and W.R. Bain. 1993: Nitmgen and phosphorus fate from longterm poultry litter application to Oklahoma soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 1131-1137. Sharpley A.N. 1995. Dependance of runoff phosphorus on extractable soi1 phosphonis. J. Environ. Qual. 23: 920-926. Sharpley A., T.C. Daniel, J.T. Sims and D.H. Pote. 1996. Detemiinhg environmentally sound soil phosphorus levels. J. Soil Water Coerv. 51 (2): 161-166. Sharpley A.N. 1996. Availability of residual phosphorus in manured soils. Soil Sci. SOC. Am. J. 60: 1459-1466. Sharpley A. and 1. Sisak. 1997. Differential availability of maure and inorganic sources of phosphorus in soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 61: 1503-1508. S helton D.P. 1992. Coervation tillage Systems and Management. Crop residue management with no-till, ridge-till and mulch-till. Midwest Plan Service. A@. Biostems Engineering Department.

Shipitalo MJ. and W.M. Edwards. 1993. Seasonai patter of water and chemical niovement in tilled and no-till column lysimeters. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 218-223. Shoemaker HE-, E.O. McLean and P.F. Pratt. 11% 1. Buffer methods for determinùig the lime requirement of soils with appreciable amounts of extractable aluminum. Soii Sci. Sci. AIL h. 25: 274-277. Simard R-R., DD. Cluis, G. Gangabazo and A. Pesant. 1993. Phosphorus in the Beaurivage watershed. p. 509-516. In. Yong RN. (Ed.). Joint CSCE-ASCE Nat. Conf. Environ. Eng. Montreai. 12-14 jdy. Simard R*R.*, D. Cluis, G. Gangbazo, and A. Pesant. 1994. Phosphorus sorption and desorption indices in soil. Communie. Sol Sci. Plant Anal. 25: 1483-1494. Simard R-R.., D. Cluis, G. Gangabazo and S. Beauchemin. 1995. Phosphom status of forest and agricultural soils h m a watershed of high animal deity. J. Environ. Qu&. 24: 1010-1017. Simon J.C. et L. Le Corre. 1988. Lessivage d'azote en monoculture de maïs en sol granitique du Fistère. Fourrages, 1 14: 193-207. Simon J-C. et L. Le Corre. 1989. Lessivage d'éléments minéraux autres que l'azote en monoculture de maïs en sol granitique du Finistère. Fourrages, 1 18: 127-148. Singh P. and R.S. Kanwar. 1991. Preferential solute traport through macropores in large undisnirbed saturated soil colum. J. Environ. Qual. 20: 295-300. Singh B., D.S. Chanasyk, W.B. McGill and M.P.K. Nyborg. 1994. Residue and tillage management effects on soil properties of a typic cryoboroll under continuous barley. Soil Til. Res. 32 : 1 17-133. Singh B., D.S. Chanasyk and W.B. McGiil. 1996. Soi1 hydraulic properties of an Orthic Black Chernozem under long-tenn tillage and residue management. Can. J. Soi1 Sci. 76: 63-7 1. Smith C.M. 1987. Sediment P and N in channelised surface runoff hm a New-Zeland pastoral catchment: New-Zeal. J. Marine Fresh Water Res.. 21 (4): 627-639. Smith S.J. and L.B. Young. 1975. Distribution of nimgen forms in virgin and cultivated SO~~S. Soi1 Sci. 120: 354-360. Smith S.J., LB. Young and GE. Miller. 1977. Evaluation of soil minerakation potentiais

under modified fields conditio. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 41: 74-76. Smith S.J.. AN. Sharpley, W.A. Berg, G.A. Coleman aud NH. Welch. 1988. Nutrient losses hm agriculturai land runoff in Oklahoma Proc. 22th Okla Agric. C'hem. Conf. 13: 23-26. Okla State Univer. Stillwater, OkaIahoma Smith S.J. and D.K. Cassel. 1990. Estimating nitrate leaching in soil materials. Im Follet R.F. (Ed.). Managing nitmgen for groundwater quality and farm profitability. Soil Sci. SocAm. Pub. Madison, W.. Smith S.J., J.S. Schepers and L.K. Porter. 1990. Assessing and managing agricultural nimgen losses to the environment. Adv. Soil Sci. 14: 1-33. Smith S.J. AN. Sharpley, J.W. Naney, W.A. Berg. and OR. Jones. 1991. Water quality impacts associated with wheat culture in the southem Plai: J. Environ. Qual.. 1991, 20 ( 1): 244-249. Smith S.J., A.N. Sharpley and L.R. Ahuja 1993. Agriculniral chemicai discharge in surface water runoff. J. Environ.Qual.22: 474480. Snyder J.K. and D.A. Woolhiser. 1985. Effects of infitration on chemicai traport into overland flow. Tra ASAE 28: 1450-1457. Soileau J.M., J.T. Touchton, B.F. Hajek and ICH. Yoo. 1994. Sediment, nimgen and phosphorus runoff with conventional-and coervation-wage Cotton in a srnail watershed. J. Soil Water Coerv. 49 (1): 82-89. Sommer S.G., E. Friis, A. Bach and J.K. Schjomng. 1997. Ammonia volatilization from pig sluny applied with trail hoses or broadspread to winter wheat: Effets of crop development stage, microclimate and leaf ammonia absorption. J. Environ. Qual. 26: 1153-1160. Sommerfeldt T.G., C. Chang and T. Eua. 1988. Long-term annuai application increase soi1 organic matter and nitrogen and decrease carbon to nitrogen ratio. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 52: 1668-1672. Staley T.E., W.H. Caskey and D.G. Boyer. 1990. Soil denitrificaion and nitrification potentials during the growing season relative to mage. Soil Sci. Soc. A. J. 1602-1608. Staver K.W. and RB. Bnfield. 1991. Patter of soil nitrate availability in corn

production systems: Implicatio for reducing groundwater contamination. J. Soil Water Coerv. 45: 318-323. Steel R.G.D. and J.H. Tome. 1980. Rinciplts and procedures of statistics. A biomeaical approach. 2nd edit. MacGraw-w-Hill Book Co., N.Y. 633 p. Stengel P. 1979. Utilisation de l'analyse des systèmes de porosité pour la caractérisation de I'état physique du sol in situ. AM. Agron.30: 27-51. Steveon FJ. 1986. Cycles of soil carbon, nitmgen, phosphorus and sulfur micro-nutrients. John Wiley and So. N.Y. 369 p. Stewart, J.W.B. and J.R. Bettany. 1982. Dynamics of soii organic phosphoms and sulfur. p. 61. In. Tra. Intem. Congr. Soil. Sci. 12th, Vol. 6. Indian Soc. Soil Sci. Agrk. Chem. New-Dehli, India. Sturgul SJ.. T.C. Daniel and D.H. MueUer. 1990. Tillage and canopy cover effects on interril erosion from fmt-year aifaifa. Soi1 Sci. Soc. Am. J. 54: 1733-1739. Supalla RJ., R.A. Selley, S. Bredeweg and D. Watts. 1995. Adoption of nitmgen and water management practices to improve water quality. J. Soil Water coerv. 50 (1): 77-82. S wanton C.J.. K. Chandler and K.J. Janovicek. 1995. lntegration of cover crops into no-titi and ridge-till wheat (Triticum aestivum L.) - corn (Zea mays L.) cropping sequence. Cm. J. Plant Sci. 76: 85-91. Sweeney D.W. and I. Moyer 1995. Legume and tillage effects on prairie soil nitrogen and penetration resistance. Soii Sci. Plant Anal. 26 (1,2): 155-168. Switzer-Howse, K. D. 1982. Agricultuml Management practices for improved water quality in the canadian Great Lakes Basin, Canada Agriculture. Switzer-Howse, K.D. et D.R. Coote. 1984. Agriculttm et coervation de 12nviromement. Agriculture Canada 27p. Technicon Industrial Systems. 1977. Individu& simultaneously detennination of nitrogen ador phosphoms in B P acid digests. Industrial methods. Thériault 1. 1983. Inventaire du cheptel québecois. p.21-24. Zn. Manuel de gestion agricole des fumiers. MAPAQ, Ste-Foy. Québec. Thornasson A. J. 1978. Towards an objective classification of soil structure. J. Soil Sci. 29 : 38-46.

T i D.J., G.C. Heathman and L.R. Ahuja 1992. Solute leaching in crop row vs intemw zones. Soi1 Sci. Soc. Am. 1-56: 384-392. Timmo DJL 1984. Nitrate leachuig as ionuenced by water application Ievel and nitrification inhibitors. J. Environ. @al. 13: 38-47. Tisdale S.L., WS. Nelson and J.D. Beaton. 1985. Soi1 Fertility and feniliten. 4e Edit. MacMRlan Pubi. Co. New York, 754 p. Tm T.S. and A. N'Dayegamiye. 1995. Long-terni effects of fenilizen and manure application on the fon and availability of soil piiosphorus. Cm. J. Soil Sci. 75: 28 1-285. Tm T.S., M. Giroux and A. Ndayegamiye. 1992. Utilisation rationnelle des fumures azotées min6rales: aspects agronomiques et enviromementaux. Agrosol5: 18-25. Tran T.S., M. Giroux nd M.P. Cescas. 1997. Utilisation de l'engrais azoté marqué au '% par le maïs selon les modes d'application et les doses d'azote. Cm. J. Soi1 Sci. 77: 9-19. Tman CC, G.J. Gascho, J.G. Davis and R.D. Wauchope. 1993. Seasonal phosphorus losses in runoff from a Coastal Plain soil. J. Prod. Agric. 6 (4): 507-5 13. Unger P.W. 1994. Managing agriculturd residues. Lewis Publ. 448p. Union des Producteurs Agricoles du Québec (UPA). 1997. Bilan des pratiques agroenviromementales. L'Environnement au Premier Rang. Janvier. 39p. Utomo M., R.L. Blevi and W.W. Frye. 1987. Effects of legumes cover crops and tillage on soif water, temperature and organic matter. In: The d e of legumes of coervation tillage syster. Soils Coer. Soc. Am. Ankeny, IA. Uunk E.J.B. 1991. Eutrophication of surface waters and the contribution of agriculture. Proceed. no 33. The Fertilizen Soc. Peterborough. UK. Van Vliet L.J.P., J.W. Hall and D. Fast. 1997. Effects of erosion conuol practices on runoff, soil loss and yield of strawbemes in the Lower Fraser Valley. Cm. J. Soil Sci. 77: 9 1-97. Van Vliet L.J.P., R. Kline and J.W. Hail. 1993. Effects of three tillage treatments on seasonal runoff and soil loss in the Peace River region. Can. J. Soi1 Sci. 73: 469-480. Vanotti M.B., S.A. Leclerc and L.G. Bundy. 1995. Short-term effects of nitrogen

fertilization on soil organic nitmgen avaiiability. SoiI Sci. Soc. Am. J. 59: 1350-1359. Varco J.J., W.W. Frye, M.S. Smith and J.H. Grove. 1989. LRgume nitrogen traformation and recovery by corn as idiuenced by tillage. p 40. In Power JF. (Ed.). The role of legumes in coervation tillage systems. The Roc. Nation. Conf. Univ. Geogia, Athe. April27-29. Soii Sci. Soc. Am. hbl. Varco JJ-, W.W. Frye, M.S. Smith and C.T. MacKown. 1993. Tillage effects on legume decomposition and traformation of fertilizer 'h. Soil Sci. Soc. Am. J. 57: 750-756. Vézina L., D. Côté et M. Trudeiie M. 1995. Culnues intercalaires et mds-grain. Grandes Cultures, 5 (2): 30-3 1. Vigil M.F. and Kissel D.E. 1995. Rate of nitrogen mineralued from incorporated crop residues as influenced by temperature. 59: 1636-1644. Vigil M.F., Kissel D.E. and S.J. Smith. 1991. Field crop recovery and modelling of N mineraüzed from labeiied sorghum residues. Soil Sci. Soc. Am. J. 55: 1031-1037. Waikiey A. and LA. Black. 1934. An examination of Degtjareff method for determinhg soi1 organic matter and a proposed modification of the chrornic acid Utration method. Soil Sci. 37: 29-38. Wall GJ., E.A. Pringle and R.W. Sheard. 1991. Intercropping red clover with silage corn for soi1 erosion control. Cm. J. Soil Sci. 71: 137-145. Wallach R., A.J. William and W.F. Spencer. 1988. Trafer of chernicals from soil solution to surface runoff: a diffusion-based soil model. Soil Sci. Soc. Am. J., 52: 612-618. Wani S.P., W.B. McGill.. K.L. Haugen-Kozyra and N.G. Juma. 1994. Increased proportion of active soil N in Breton loam under cropping systems with forages and green manures. Cm. J. Soil Sci- 74: 67-74. Warrington D., 1. Shaùiberg, M. Agassi and J.Morin. 1989. Slope and phospho-gypsum's effects on nuioff and erosion. Soii Sci. Soc. Am. J. 53: 1201-1205. Weill A.N., C.R. De Kimpe and E. McKyes. 1988. Effect of tiliage reduction and fe-er on soi1 macro and microaggregation. Can. J. Soii Sci. 69: 489-500. Weill A.N., G.R. Mehuys and E. McKyes. 1990. Effect of tillage reduction and fertilizer type on soil properties during corn (Zea mays L.) production. Soil Til. Res. 17: 63-

76. Wicherek S.P. et M.R. Laverdière. 1993. Les terres agricoles du Canada: Dégradation et Coervation. Cahiers Agriculnire, 2: 245-255. Wilson D.O. and WL Hargrove. 1986. Release of nitmgen hm nimson clover residue under two Uage systems. Soi1 Sci. Soc. Am. J., 50: 1251-1254. Wilson G.V., D.D. Tyler, J. Logan and K. Tumage. 1991. Tillage and cover crop effects on nitrate leaching. p.71-73. In Hargrove W.L. (ed.). Cover crops for clean water. The Proc. Internat. Conf. West Tennessee Exp. Stat april g-1 1. Jackson. Temessee. Woilenhaupt N.C.. A.H. Bosworth, J.D. DoU and D.J. Undersander. 1995. Erosion from alfalfa established with oat under coervation tillage. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 538-543. Wu L., J.B. Swan, R.R. AUmaras and S.D. Logsdon. 1995. Tillage and traffic infiuences on water and solute traport in corn-soybean systems. Soil Sci. Soc. Am. J. 59: 185-191. Wu L., J.B. Swan. W.H. Paulson and G.W. Randail. 1992. Tillage effects on measured soi1 hydraulic properties. Soil Til. Res. 25: 17-33. Yli-Halla M., H. Hartikainen, P. Ekholm, E. Turtola, M. Puustinen and K. Kallio. 1995. Assessrnent of soluble phosphorus Ioad in surface runoff by soil analysis. AMc. Ecosyst. Environ. 56: 53-62. Yoo K.H., J.T. Touchton and R.H. Walker. 1988. Runoff. sediment and nutrient losses from various tillage systems of Cotton. Soi1 Til. Res. 12: 13-24. &barth B.J. and LW. Paul. 1997. Growing season nitrogen dynamics in manured soils in south coastal British Columbia: Implicatio for a soil nitrate test for silage corn. Cm. J. Soil Sci. 77: 67-76 Zhang T.Q., A.F. MacKenzie and B.C. Liang. 1995. Long-term changes in Mehlich-3 extractable P and K in a sandy clay loam soil under continuous corn (Zea mays L.). Cm. J. Soil Sci. 75: 361-367. Zhang T.Q. and A.F. MacKenzie. 1997. Changes of soil phosphoris fractio under longtenn corn monoculture. Soil Sci. Soc. Am. J. 61: 485-493. Zhou X., A.F. MacKenzie, C.A. Madrarnootoo, J.M. Kaluli and D.L. Smith. 1997.

Management practices to coerve soii nitrate in maize production systems. J. Envir. @al. 26: 1369-1374. Zhu J-C-, C.J. Gantzer, S.H. Anderson, E.E. Alberts and P.R Bueselinck. 1989. Runoff soi1 and dissolved nutrient losses hm no-till soybeau with winter cover crops. Soil Sci. Soc. Am. J. 53: 1210-1214. Zhu J.C., CJ. Gantzer, SH. Anderson, P.R. Bueselinck and E.E. Alberts. 1991. Water use evaluation of winter cover crops for no-iill soybea. J. Soil Water Coerv. 46: 446-449.

ANNEXES

Analyse des données pluviom6triques. Bien que non étudiée comme telle, la pluie a té cependant un paramètre dont l'importance fut déterminante sur l'efficacité des traitements da le contrôle de I'krosion et du lessivage. D'où l'interêt d'en tracer l'évolution pour mieux comprendre son impact sur les paramètres de mesure de l'efficacité des traitements. Da ce se, le tableau 1 donne la répartition moyenne (en Sb) des précipitatio totales (neige et pluies) entre les saiso de croissance et de repos végétatif entre 1979 et 1990 et les répartitio entre les deux périodes pour les années 1993-1994, 1994-1995 et 1995-1996 pour Saint-Lambert (la station Scott) et Deschambault. Tableau 1: Répartition des précipitatio entre la saison végétative et la période hivernale. Site - - Deschambault Saint-Lambert Année Précipitatio Automne- Printemps-été Précipitatio Automne- Rintemps-été Hiver Hiver Moyen. 13a 1 126 mm 40% 60% 1097 mm 41% 59% ETPmoy 12a 550 mm 4.5% 95.5% 537 mm 3.5% 96.5% Par ailleurs, les figures 1 illustrent, par quinzaine de jours, l'évolution de la pluviométrie pendant la période de croissance du maïs. Les mois de juin et juillet ont été généralement les plus pluvieux de la saison, particulièrement à Deschambault. Mais, de façon générale, plus de la moitié des précipitatio cumulées a &té atteinte à la fui du mois de juillet. Pour 1994, plus de 68% des précipitatio sont tombees entre mai et juillet aux deux sites faisant de cette année celle où la manifestation des paramètres d'érosion a été la plus importante (Karemangingo. 1995). En effet, le mois de juin correspond A la période où le sol

était peu ou pas couvert alon que juillet fut celui pendant lequel l'application des fertilisants en pst-levée a kt6 réalisée. Les figures 2 d&aülent, à intervalles de trois jours, les précipitatio de juillet, le mois le plus pluvieux de l'et6 aii que les dates auxquelles le lisier a ét6 appliqué. Cette dernière opération s'accompagne d'un apport supplémentaire de plus de 200L d'eau par parcelle (30 m2) en quelques 1 à 3 minutes, soit l'équivalent d'au moi 66 mm d'eau en 30 minutes. Elle a et6 géneralement effectuée en sol humide etlou suivie immédiatement de pluie. Ces deux faits ont été Zi la base d'une poliution importante des eaux durant deux à trois semaines après l'application des fertilisants N en post-levée. En effet, l'état hydrique du sol (WoUenhaupt et al., 1995) et le délai entre l'application en surface des fertilisants et le premier événement pluvieux qui la suit (Edwards et Daniel, 1993; Truman et al., 1993) influencent beaucoup le ruissellement aii que la quantité de nutriments traportés par érosion. Or, en 1994 et 1996, les fertilisants ont été appliqués sous les conditio pluvieuses da les deux sols. En 1995, cette opération fut suivie d'une période sèche de 6 jours en loam sableux et pluvieuse en loam limoneux. Ces conditio ont eu des influences variées sur les pertes de sol et de nutriments. Par ailleurs, l'inteité de la pluie détermine, plus que la quantité d'eau tombée, sa force érosive sur le sol (Shapley, 1985a). Da ce se, les figures 3 et 4 représentant les inteités importantes enregistrées par 30 minutes pour le mois de juillet à Deschambault, indiquent pour 1994, la nature probablement orageuse des pluies. Pour 1996, ces inteités sont modérées mais la fréquence élevée des pluies a probablement maintenu le sol humide et augmenté sa fragilité à l'érosion conformément aux observatio de Jaynes et Rice (1993). Figures 1. Evolution de la pluviométrie par 15 jours pendant la saison de croissance du maïs (a) en loarn sableux et (b) en loam limoneux.

Figures 2. Évolution de la pluviométrie du mois de juillet et dates d'application des lisiers. Figures 3: Inteités des pluies à certaines dates du mois de juillet 1994 et 1995 à Deschambault. Juillet 1996 Fi yre 4: Inteités des pluies à cenaines dates de juillet 1996 à Descharnbault.

ANNEXES B. DoNNÉES RELATIVES AUX RISQUES DE POLLUTION DES EAUX DE SURFACE PAR &OSION DE P ET N. 1. Pertes de nutriments par érosion da le loam sableux. Am& 1994 Nutriments dissous Nutriments particulaires Élément P (g P ha-') Azote (g N ha*') P (g P ha-') Azote (g N ha1) Forme Ortho-P P total NO3-N N&-N Ntotd Ortho-P P total NOrN NH,,-N Ntotal NTC 66 nd 822 870 nd 964 15760 54 313 3989 NTAI 59 ad 435 618 nd 572 14570 45 237 3065 LTC 281 nd 240 602 nd 946 13310 41 230 5890 LTAI 300 nd 197 503 nd 593 8770 31 148 3891 ANOVA Tableau d'analyses de variance Année 1995 P (g P hà1) Azote (g N ha*') P (g P ha-') Azote (g N ha") Forme Ortfio-P P total NO3-N NH..,-N Ntotal Ortho-P P total NO3-N NïL,-N Ntotal NTC 4.5 8.0 45 82 400 6.0 333 nd nd 284 NTR 4.8 6.2 45 85 199 8.O 490 nd nd 339 NTAI 1-2 1.9 32 6 1 14 1 4.O 140 nd nd 14 1 NTPI 2.5 3.1 32 76 187 5.3 197 nd nd 225 LTC 9-9 11.6 38 61 256 7.3 2 10 nd nd 256 LTR 1-8 3.O 41 5 1 180 9.3 330 nd nd 180 LTAI 24.6 29.3 46 244 424 28 1 1 200 nd nd 472 LTPI 15.3 33.0 48 318 466 248 667 nd nd 456 Année 1996 Nutriments dissous Numments paniculaires EIément P (g P ha-') Azote (g N ha-') P (g P hael) Azote (g N ha-') Forme Ortho-P P total NO3-N W-N Ntotal Ortho-P P total NO3-N N&-N Ntotal NTC NTR m NTPI LTC LTR LTAI LTPI

2. Pertes de nutriments par érosion da le Ioam honem. Année 1994 Nutriments dissous Nutriments particulaires &ment P (g ha-') Azote (g hd) P (g hael) kote (g hat) Forme Ortho-P P total NO3-N Ntotal Ortho-P P total NQ-N NI&-N Ntotai NTC 5 nd 651 345 nd 68 7450 10 201 2107 NTAI 6 nd 853 546 nd 44 4980 8 113 1460 LTC 7 nd 539 345 ad 65 8880 16 162 4252 LTAi 8 nd 507 455 nd 37 5970 4 124 2592 Année 1995 Nutriments dissous Nunimenu p~culaires É~érnent P (g ha-') Azote (g ha-') P (g ha3 Azote (g ha-') Forme Ortho-P P total NO3-N NHJ-N Ntotal Ortho-P P total NO3-N N&-N Ntotal NTC 0.6 1-5 255 101 475 2.4 410 nd nd 129 NTR 0.9 1-5 80 62 191 2.0 212 nd nd 37 NTAI 1-3 3-4 492 358 1145 1.2 374 nd nd 75 NTPI 3.6 5.O 214 117 443 3.8 409 nd nd 86 LTC 0.6 1-3 92 58 254 1.8 337 nd nd 73 LTR 0.8 1.6 60 47 234 1.6 184 nd nd 57 LTAI 2.0 2.7 97 73 295 1.7 204 nd nd 50 LTPI 2.2 3-6 23 58 541 6.0 285 nd nd 50 Année 1996 Ortho-P P total NO3-N NHJ-N Ntocai Ortho-P P total NO3-N m-n Ntotal NTC 2.6 3.4 324 48 631 40 563 24 35 377 NTR 1.O 1.6 229 78 406 15 437 16 12 440 NTAI 5-4 5.2 655 150 1189 25 373 16 28 290 NTPI 1.O 1.3 184 45 488 8 170 11 6 320 LTC 2.7 3-4 401 69 797 16 593 20 22 417 LTR 0.5 0.5 1466 72 1862 12 397 19 12 330 LTAI 11.2 12.1 241 189 785 180 1973 61 42 900 LTPI 8.4 10.2 IO8 200 517 183 780 38 14 463

3. Analyses de variance des résultats de 1996 da le Ioam sablesix. Paramhes Elérnents dissous Eléments adsorbés Contrastes P total NOrN N&-N N total P total NO# NH&N N total - N vs L CM 051 1 17550.04 2733750 227176.04 0.065 960.14 0..025 0.000 F 10.09 16.29 12.68 18.20 1.47 756 0.47 0.00 PR > F 0.007** 0.00 1 *** 0.003** 0.00 1 *** 0.225 0.0 I6* 0503 0.982 TCvsTCES CM 1,298 4445 I.68 3200.00 158954.0 1.444 1680.07 1-19 1.165 F 25.62 4 1-26 1.48 12.74 32.74 13.24 22.30 27.30 PR>F 0.000*** O.OOO*** 0.243 0,003** 0.000*** 0.003** 0.000*** 0.000*** TRvsTinter CM 0.059 850.69 72.250 15088.03 0.330 2578.95 0-267 0,666 F 1-17 0.79 0.03 1.21 4-49 20.32 5.01 15-61 PR>F 0.298 0.389 00857 0.290 0.0 16* 0.000*** 0.042' 0.00 1 *** TAIvsTPI CM 0.040 16206.75 15 18.75 67650.08 0.327 197.64 0.494 0.006 F 0.79 15.04 0.70 5.42 7.42 1.56 9.27 O. 14 PR>F 0.389 0.002** 0.315 0.035* 0.017* 0.233 0.009** 0.7 13 FumxTrav CM 0.229 3747.93 4927. 17 74397.15 0.155 322.234 0.327 0.957 F 4.52 3-48 2.29 5.97 3.5 t 2.54 6.13 22.43 PR>F 0.020* 0.045* 0.124 0.008** 0.044* 0.099* 0.007** O.OOO*** (3 m'c) 59.9 32.1 33.6 29.7 68.7 33.7 89.5 6 1.5

4. Analyse de variance des résultats de 1996 cia le loam limoneux. Parami?cres Eléments dissous Eiémenu adsorbés Contrastes P total NO3-N N total P total NQ-N NH,-N N total CM F PR>F TCvsTCES CM F PR>F TRvsTinter CM F PR>F TAIvsTPI CM F PR>F FumxTrav CM F PR > F cv (%)

ANNEXES C. DONNEES RELATIVES AUX RISQUES DE POLLUTION DES EAUX SOUTERRAINES PAR 1,ESSIVAGE DE P ET N. 1. P disponible da le profil de loam sableux en Fonction des traitements (mg kg'). Sol Couche O-2Ocm Couche 204km Couche 40-7&m Couche 70-IOcm Couche 1W12km Tout le profil (kgnia) Saison TO TI I-2 TO TI T2 TO TI T2 TO TI ~2 n) TI I-2 III TI T2 Anntc 1994 NTC 170 NTAl 119 LTC 147 LTA I 164 Annec 1995 NTC 140 NTR 165 NTAl 145 NTPI 125 LTC 166 LTK 149 LTAl 159 LTPI 204 /Inn& 1996 NTC 136 NTR l'il NTAl 13.5 NTPI 129 LTC 152 LTR 1.55 LTAl 153 LTPI 183 170 178 81 92 70 19 37 28 1.5 16 1 O 13 I I 9 735 790 703 Tt, = piniciiips, avant iouic fcriilisoiion. TI = 616, apks touic fcr~ilisution ci TI = auioiitnc. dcux ~riiuiws avaiii la rdcolic du itwik. 26 2 1 30 12 34 17 II! 15 3s 2.7 18 13 3 8 2 1 16 29 22 40 14

- CC. e - CI Cc. - 2 2-0 Y. oc - G = - = E - - & - a6 9 FI - z - r - F: 2 2 œ I a 5 'T' z 2 - - v;' CY z - A -. C -: N = 2 4 Cc. 9 <r. w f œ U 3

!PB u z z

5. Nitrates da le profil de loam limoneux en fonction des traitements (mg N kg-'). Sol Couche O-2ûcm Couche 204kni Couçhc 40-7km Couche 7Q-lO(km Couche 100- I2Ocm Tout le profil (kgha) Saison TI) TI T2 T0 TI T2 TO Tl 12 TO TI n m TI T2 'Tü Tl T2 Année 1994 N'~C 5.6 h.7 8.0 4.5 7.8 4.7 1.3 4.2 5.3 0.11 9 1.9 0.8 1.6 1.5 31 57 56 NTAI 6.7 17.0 5.9 4.5 10.6 4.7 1.4 3,4 3.8 0.7 1.5 1.6 0.8 1.2 1.5 34 8 1 45 LTC 6.3 40.7 5.1 4.5 12.4 8.6 1.6 3.9 3.7 0.7 2.1 13 1.0 1.8 1.3 34 141 40 LTAI 6.9 3.7 4.4 4.9 3.9 3.1 1.5 2.0 2.4 0.9 0.8 1.1 0.9 0.R 1.0 37 28 3 1 Anndc 1995 NTC 10.4 NTK 9.6 NTAI 11.1 NTPI 8.7 LTC 12.1 LTH 10.5 LTAl 9.9 LTH 8.3 Ann& 1996 NTC 6.6 25.3 5.0 8.1 7.9 5.0 4.4 5.4 3.9 3.8 3.8 4.9 3.2 3.7 6.6 68 114 67 NTR 5.1 25.4 5.7 4.3 10.6 8.4 3.3 6.1 6.1 2.5 3.4 5.1 2.1 2.5 4.6 45 118 80 NTAl 6.9 3.6 2.7 9.4 5.1 2.0 3.0 4.9 2.2 2.8 2.3 2.9 2.4 2.8 2.5 61 50 33 NTH 4.1 12.4 2.5 6.5 7.1 3.0 3.8 5.6 4.7 3.2 3.2 4.0 3.6 3.2 3.8 55 80 50 LTC 10.6 54.2 19.8 9.5 25.3 1O.H 7.11 4 5.2 3.9 7.7 3.8 3.3 8.9 3,2 02 274 106 LTR 3.9 26.8 8.1 6.2 16.4 4.7 3.4 11.0 4.1 2.7 5.7 3.2 2.0 8.1 2.5 48 171 59 LTAI 8.5 2.4 3.4 9.1 3.2 2.2 4.9 3.3 1.8 2.2 2.0 2.7 1.9 1.9 5.9 68 35 4 1 LTPl 3.6 6.0 2.0 5.2 2,s 2.2 2.11 3.8 1.7 1.U 1.8 2.2 1.5 1.6 2.0 30 28 23 TU = Prinicinp, avant toute Icriilisaiion, TI = M. apds iouic fcriilisaiion ci T2 = auloiilne dcux scinaincs avant la dcoltc du n~aïs.

=vos, * cc. - CV *?=$- --- Cu' CC- cc:

8. ANOVA des effets saisonniers sur le N ammoniacal da le loam limoneux. Anndc Anndc 1994 Annde 1995 Anndc 1996 Couche 0-20cm Datcs 2 D Iindairc I D yuadratiquc I Erreur 2 52 Couche U)-4Ocm Dates 2 D lindairc I D y uadrat I Errcur 2 52 Couche 40-7Ocm Datcs 2 D lindairc 1 D y uadraîique 1 Errcur 2 52 Couche 100-120cm Dates 2 D lindaire I D quadratique I Erreur 2 47 Tout le profil Datcs 2 D lindaire 1 D y uadrüt Errcur 2 52 I -- -- - - - - - -... = significatif; ** = ids signilicoiik *** = irbs hauiciiicnt significuiik do = sa ohjcl cnr Pcnfculé non signilicntif.

ANNEXE Dm DO- RELATIVES AUX EFFETS DES -S SUR LA QUA LIT^ PHYSIQUE DES SOLS. 1. Résultats des paramètres physiques à l'automne de 1996 da le loam sableux. Couche 0-15 cm NTC 61.35 NTR 113.07 NTAI 78.84 NTPI 54.10 LTC 75-5 1 LTR 44.95 LTAi 63.89 LTPI 74.62 Couche 15-30 cm NTC 20.08 NTR 22.15 NTAI 42.72 NTPI 32.16 LTC 26.36 LTR 37.25 LTAI 47.33 LTPI 137.25 Couche 3 W5 cm NTC 55.98 NTR 53.82 NTAI 32.64 NTPI 65.77 LTC 5 1.70 LTR 62.67 LTAi 29.38 LTPI 43.75 ( I ) KSU (conductivité hydrorilique mnirfe). Mva (masse volumique apparente). PIkpa (porcs d';dration). P6kp;i (porcs de mrnission). Mac (mcroporosit&. Pair (porosité d'&muon) et Pd (porositd totale).

2: Résultats des parametres physiques B I'automne de 1996 da le loam limoneux. Para- &a& Mv;i PU PlkPa P6lrPa Jkbc MC Teneuren mèae (-1 (g/cm3) (96) (476) (96) (W (46) eau(%) Couche 0-1 5 cm NTC 241.67 1.4 1 52.14 8.09 1232 20.41 31.99 20.42 NTR 6458 1.37 53.24 8.74 14.15 22.89 28.62 19.86 NTAi 41.25 1.39 50.0 1 10.08 14.40 24.47 29.24 20.45 NTPI 16.04 1-42 51.25 9.20 12.80 2 1-99 30.4 1 20.1 5 LTC 102.35 1.36 50.42 8.79 13.21 21.99 32.12 20.84 LTR 136.28 1.39 49.7 1 1 1.35 16.18 27.52 25.34 19.04 LTAi 27.42 1.37 54.43 8-46 12.78 2 1.24 3 1.95 20.83 LTPI: 154.63 1.40 53-17 6.98 10.89 17.87 34.04 20.66 Couche 15-30 cm NTC 11-31 1-46 52.76 6.50 9.19 15.69 34.05 20.08 NTR 8.44 1-48 52.59 4.95 9-45 14.40 32.35 18.30 NTAI 27.37 1.48 5 1.63 6.60 10.90 16.65 34-22 20.09 NTPI 1.6 1 1.48 48.60 7.62 10.15 17.77 33.8 1 20.77 LTC 8.7 1 1.50 47.90 6.00 9.1 1 15.1 1 32.6 1 19.13 LTR 4.16 1.5 1 47-20 7.65 10.54 18.19 30.37 18.50 LTAI 16.90 1-47 50.18 8.27 12.50 20.77 31.13 19.60 LTPl 17.56 1.54 48.79 6.35 9.1 1 15.45 32.27 18.15 Couche 30-45 cm NTC 4.57 1.55 48.72 7.57 10.13 17.7 1 30.76 17.96 NTR 12.30 1.55 48.93 4.63 7-93 12.56 3 1.78 17.79 NTAI 141.66 1.60 48.78 8.78 12.02 20.81 27.06 16.83 NTPI 10.75 1.57 46.79 8.88 1 1.29 20.17 29.63 18.40 LTC 27.O9 1.59 45.94 5.86 8.75 14.6 1 31.10 17-60 LTR 6.44 1-52 48.33 6.92 10.0 1 16.92 2957 17.14 LTAI 13.68 1.57 46-56 7.77 10.85 18.62 28.77 17.26 LTPI 2 1.O8 1.55 48.03 4.77 7.40 14.7 1 34.76 19.22 (1 KW (conductivid hydraulique 53mrte). Mvri (masse volurniquc apparente). Plkpa (porcs d'aération). Pokpri (porcs & tramission). Mac (m;icroporositc). Pair (porosité d'adrruion) et ni (pomsitc rode).

3. Résuitats O'ANOVA des &ets des fertilissnts sur la qualité physique du tom sableux ModèIe Eemble des couches Couche par couche Paramètre DL SCE F Pamnetre O- 1Scm 15-30cm 3û-45cm Porosité totale 1 69.74 3.03* Mva 2.98* 11s Ciin (N vs L) 1 1 08.63 9,68* Aération 3.94* 11s 11s Microporosité Macro 3.87* 11s Clin (N vs L) 1 108.63 9.68** Micro 11s m 4.84* Cquad (N vs L) 1 11s Porosité totale 3.7 1 * = les vdeurs F si~fi~ves; or = F très significatifs. = non signrfiutif. 4, Résultats d9anova des effets des fertilisants sur la qualité physique du loam limoneux, Modèle Eemble des couches Couche par couche Paramètre DL SCE F Paramètre 0-15cm 15-30cm 3û-4Scm Porosité totale 1 - va Clin (N vs L) 1 ACration Microporosi té Macro N Clin (N vs L) 1 Micro Cquad (N vs L) 1 Porosité totale = les valeurs F significatives; *- = F ds significatifs, = non significatif.

2. Année 1995 Sol Loam sableux Loam Limoneux Traitements Tiges Interdaires G h Tiges Intercalaires Grai Fum Trav %N %P Nf%) %P %N 9bP %N %P N(%) %P N %P TC TC TC TR TR TR TAI TAI TAI TPI TPI TPI TC TC TC TR TR TR TAI TAI TAI TPI TPI 155 022 0.68 0-07 0.00 0.00 1-49 TPI

3. Année 1996 Fum Trav TC TC TC TI2 TR TR TAI TAI TAI TPI TPi TPI TC TC TC TR TR TR TAI TAI TAI TF'I TPI TPI

4. ANOVA des quantites de N et P prélevés par les plantes intercalaires da le loam sableux. Elément Azote Phosphore Année 1994 1995 1996 1994 1995 1996 Contrastes SCE F SCE F SCE F SCE F SCE F SCE F Erreur 166.12 268+ 0.047 245r nd nd 2840 205* 0.008 6.08" nd nd NvsL [1s nd nd 11s nd nd TCvsTCES 1650.3 9.93- us nd nd 12667 4.46* 0.026 3.13. ad ad TR vs Tint nd nd 0.622 13.12- nd nd nd nd 0.316 37.97- nd nd TAlvsrPI nd nd 0.244 5.15s nd nd nd nd 0.072 8.70" nd nd + = signilidfs (P 5 0.1 O). ** = ds significatifs (P 5 0.01). +** = ats hautement significatifs (P S 0.00 1). = non signifiatif et nd = non disponible 3 h &te indiquk. 5. ANOVA de N et P prélevés par les plantes intercalaires da le loam limoneux. EIément Azote Phosphore Source de 1994 1995 1996 1994 1995 1996 - -- -- --. variation SCE F SCE F SCE F SCE F scë F SCE F Erreur 75.827 1.05 77.869 4.42- nd nd 0.461 1.62 1.357 3.83 nd nd N vs L lis nd nd 115 nd nd TCvsTCES 943.95 12.12- nd nd 1 1.862 8.74** nd nd TRvsTin t nd nd nd nd nd nd 5.288 3.90* nd nd UiivsTPI nd nd 1496.3 19.22- nd nd nd nd 23.801 17.54- nd nd = significatifs (P S 0.10). ** = ués significatifs (P s 0.01). **+ = ats hutcmcnr significatifs (P 5 0.001). = non significatif et nd = non disponibie à la hie indiquée.

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