Diagnostic agroenvironnemental de la fertilisation phosphatée des ...

JULIE GUERIN

DIAGNOSTIC AGROENVIRONNEMENTAL DE LA FERTILISATION PHOSPHATÉE DES CULTURES

MARAÎCHÈRES EN SOLS ORGANIQUES

Thèse présentée à la Faculté des études supérieures de l'Université Laval

dans le cadre du programme de doctorat en sols et environnement pour l'obtention du grade de Philosophiae Doctor (Ph.D.)

DEPARTEMENT DES SOLS ET DE GENIE AGROALIMENTAIRE FACULTÉ DES ÉTUDES SUPÉRIEURES

UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC

2009

Julie Guérin, 2009

RESUME COURT

Cette étude avait comme objectifs de développer un indicateur agronomique et

environnemental, d'évaluer les pertes en phosphore (P) en dehors de la couche arable et de

déterminer des doses de P requises par classe de fertilité pour les cultures de la carotte, du

céleri, du chou-chinois, de la laitue, de l'oignon et de la pomme de terre cultivés en sols

organiques. Nos travaux ont permis i) de sélectionner l'indice de saturation en P selon la

méthode de Mehlich III (ISPMIII) comme test de P en sols organiques ; ii) de déterminer un

seuil critique environnemental d'ISPM-m fixé à 0,05 au-delà duquel la fertilisation ne doit

dépasser les exportations de P par la culture; iii) d'établir des seuils critiques agronomiques

d'ISPM-m entre 0,10 et 0,15 à partir de la réponse de la culture à la fertilisation; iv) de

démontrer une variabilité spatiale faible et une variabilité saisonnière élevée de I'ISPM-III en

sols organiques avec des pertes enregistrées de plus de 40 kg P ha"1 entre l'automne et le

printemps suivant; v) de déterminer des classes de fertilité du sol par saut de 0,05 unité

d'ISPM-m; vi) de démontrer aucune ou faible réponse de la culture à la fertilisation sauf

dans la classe de fertilité moyenne 0,05-0,10. Les recommandations en P sont basées selon

une approche agroenvironnementale limitant l'accumulation du P dans les sols et la

fertilisation doit être inférieure aux exportations de P lorsque I'ISPM-III dépasse le seuil

environnemental de 0,05.

u

RESUME LONG

La majorité des productions maraîchères sont cultivées en sols organiques dans le Sud-

ouest du Québec, Canada. Plusieurs cours d'eau drainant ces sols montrent des

concentrations dépassant le critère de 30 pg P total (PT) par litre (L1) généralement retenu

par la réglementation environnementale pour prévenir l'eutrophisation. Les objectifs de

cette recherche étaient de: i) développer des indices environnementaux et agronomiques de

saturation en phosphore (P) des sols organiques selon la méthode Mehlich III (ISPMIII); ii)

identifier les patrons de variation spatiale et saisonnière du P extrait selon la méthode M-III

(PM-III) et de I'ISPM-III des sols organiques cultivés; iii) élaborer des recommandations

agroenvironnementales en P pour la carotte, le céleri, le chou-chinois, la laitue, la pomme

de terre et l'oignon en sols organiques. Entre 2002 et 2005, 66 sites d'essais de fertilisation

ont été implantés pour déterminer la réponse des différentes cultures à l'ajout de P et les

exportations de P par la culture. La variabilité spatiale et saisonnière du PM-III et de ISPMIII a

été étudiée lors de l'automne 2006 et du printemps 2007 selon une grille d'échantillonnage

de 25 m par 25 m sur des échantillons de trois types de sols organiques dans des champs

cultivés d'une superficie moyenne de 7 ha. L'approche agroenvironnementale a été testée

sur 82 sols organiques prélevés à travers le Québec et sur les 66 sites d'essais de

fertilisation. La méthode a été étalonnée par rapport au degré de saturation en P extrait à

l'oxalate acide d'ammonium (DSPox) avec un facteur am=0,4 et à la méthode d'extraction à

l'eau du P. Le rapport molaire [P/(Al-^Fe)]M-m (7=5) était le mieux corrélé au DSPox

(1^=0.88). Un seuil critique de 0,05 de [P/(Al+5Fe)]M-m a été calculé pour DSPOx=0.25 et

Pw=9.7 mg P L"1. Cette valeur fut validée avec une étude indépendante menée en Caroline

du Nord. Des seuils agronomiques ISPM-III se situaient entre 0,10 et 0,15. Les analyses

spatiales en sols organiques ont démontré que les valeurs de PM-III et d'ISPM-m étaient

spatialement autocorrélées. Il y avait également une grande variation parmi les valeurs de

PM-III et d'ISPM-m entre l'automne et le printemps. Malgré la variation spatiale et

saisonnière, les valeurs ISPM-HI étaient plus élevées que le seuil environnemental à chacun

des sites pour les deux périodes d'échantillonnage. Les seuils agroenvironnementaux

(ISPMIII environnemental de 0,05 et ISPMIII agronomiques de 0,10 et 0,15) étaient les

critères de référence pour initier la classification de la fertilité du sol et élaborer des

m

recommandations en P pour les cultures maraîchères. Cinq classes de fertilité définies par le

rapport molaire [P/(Al+yFe)]M-m ont été déterminées (faible: 0,00-0,05; moyenne: 0,05-

0,10; élevée: 0,10-0,15; très élevée: 0,15-0,25; excessivement élevée: > 0,25). La

probabilité de réponse à l'intérieur des classes de fertilité de sol a été évaluée à l'aide d'un

test de puissance. Les tests de puissance et les courbes de réponses de la culture à la

fertilisation phosphatée n'ont démontré aucune réponse significative des cultures à l'ajout

de P sauf dans la classe de fertilité moyenne (0,05-0,10). La fertilisation en P a été proposée

dans la classe de fertilité faible (0,00-0,05) et moyenne (0,05-0,10). Pour les classes de

fertilité au dessus de 0,10 l'application de P pourrait être substantiellement réduite sans

affecter le rendement et la qualité des cultures. Donc, le seuil critique environnemental

d'ISPM-m au-delà duquel la fertilisation ne doit dépasser les exportations de P par la culture

est fixé à 0,05. Une importante perte de P (41 kg P ha"1) a été mesurée entre l'automne

2006 et le printemps suivant. La culture ne répond plus à la fertilisation phosphatée à partir

d'une valeur d'ISPM-m de 0,10.

iv

ABSTRACT

Vegetable crops are currently grown in organic soils of southwestern Quebec, Canada.

Watercourses draining these soils show phosphorus (P) concentration exceeding the current

regulatory criterion of 30 pg P total (PT) by liter (L1) to prevent eutrophication. The aims

of this research were: i) to develop environmental and agronomic thresholds of soil

phosphorus saturation using Mehlich III method (IPSM-III) for cultivated organic soils; ii) to

identify the spatial and temporal variation patterns of P using the Mehlich III method (PM-

III) and IPSM-III for cultivated organic soils; and iii) to elaborate P agri-environmental

recommendations for carrots, celery, Chinese cabbage, lettuce, onions, and potatoes grown

in organic soils. Between 2002 and 2005, we conducted 66 field trials to determine crop

response to added P and P removal by the harvested portion of the crop. Spatial and

seasonal variability of PM-III and IPSM-III was studied on composite soil samples taken in a

25 m by 25 m grid size on plots averaging 7 ha in three types of cultivated organic soils in

fall of 2006 and spring of 2007. We collected 82 samples across Histosols in Quebec and

66 samples from fertilizer trials to calibrate the soil test methods against the degree of P

saturation using the acid-oxalate method (DPSox) and setting am = 0.4, and the water-

extractable P method (Pw)- The [P/(AH7Fe)]M-m ratio as IPSM-III was the most closely

related to DPSox (r2 = 0.88) setting y = 5. The critical [P/(Al+5Fe)]M-m ratio was found to

be 0.05 at DPSox = 0.25 and Pw = 9.7 mg P L". The spatial analysis of organic soils

showed that PM-III and IPSM-III were spatially autocorrelated. There was also large seasonal

variability. The IPSM-III values were always higher than environmental threshold of 0.05

across sites and sampling periods. Environmental (IPSM-III 0.05) and agronomic thresholds

(IPSM-III 0.10 and 0.15) were the benchmarks to initiate soil fertility classification and

assess P requirements. Five soil fertility classes defined by the [P/(Al47Fe)]M-m ratio were

established (low: 0.00-0.05; medium: 0.05-0.10; high: 0.10-0.15; very-high: 0.15-0.25;

excessively-high: > 0.25). Response probability within each soil fertility class was

computed using power tests. Power tests and crop response curves showed little or no crop

response to added P across soil fertility classes except 0.05-0.10. The P fertilisation has

been proposed for low (0.00-0.05) and medium (0.05-0.10) soil fertility classes. For soil

fertility classes above 0.10, P application could be reduce substantially without affecting

crop yield and quality. The critical IPSM-III value above which the P fertilisation should not

exceed crop P removal was fixed at 0.05. An important P loss (41 kg P ha"1) was measured

between fall 2006 and the following spring. The vegetable crops did not respond to added P

above the IPSM-III value of 0.10.

vi

AVANT-PROPOS

Cette thèse comprend huit chapitres. Les chapitres 4, 5 et 6 ont été préparés sous forme de

publications scientifiques. Le contenu original des articles rédigé en langue anglaise a été

conservé. Cependant, un résumé en langue française accompagne ces chapitres afin de

respecter les règlements de la Faculté des études supérieures de l'Université Laval. Il va de

soit que la répétition de certains paragraphes dans ces écrits était inéluctable.

Les premier et deuxième chapitres présentent l'introduction et la revue de littérature

relatant les éléments de la littérature nécessaires à la compréhension du sujet de thèse et à la

formulation des hypothèses et des objectifs.

Les hypothèses et objectifs de recherche forment le troisième chapitre.

Le quatrième chapitre traite du développement des indices environnementaux et

agronomiques de saturation en phosphore des sols organiques selon la méthode Mehlich III

(ISPM-III). Ce chapitre a fait l'objet de publication dans la revue Journal of Environmental

Quality : Guérin J., L.E. Parent, and R. Abdelhafid. 2007. Agri-environmental thresholds

using Mehlich III soil phosphorus saturation index for vegetables in Histosols. Journal of

Environmental Quality. 36: 975-982.

Le cinquième chapitre relate les résultats de la variabilité spatiale et saisonnière du

phosphore (PM-III) et de l'indice de saturation en phosphore (ISPM-III) extrait selon la

méthode Mehlich III dans sols organiques cultivés : Guérin, J.É., L.É. Parent, and B.C. Si.

2009. Spatial and seasonal variability of IPSM-III in cultivated organic soils.

Le sixième chapitre porte sur la fertilisation phosphatée des cultures maraîchères cultivées

en sols organiques du Québec : Guérin J.É., L.É. Parent, and A. Pellerin. Phosphorus

fertilization of vegetable crops in Québec cutivated Organic soils.

vn

Le septième et le huitième chapitre présentent la conclusion générale de la thèse ainsi que

la bibliographie utilisée pour la rédaction des chapitres 1, 2, 3 et 7. Ces chapitres sont suivis

d'une section sur les perspectives de la recherche.

vin

REMERCIEMENTS

Le projet de développer des outils d'aide à la fertilisation phosphatée pour les cultures

maraîchères en sols organiques est un travail de grande envergure qui nécessite la

participation de plusieurs acteurs. Je voudrais donc exprimé ma gratitude envers les

personnes qui m'ont aidé d'une manière ou d'une autre dans cette aventure qui n'aurait eu

lieu sans leur contribution.

La première personne que je tiens à remercier est M. Léon-Etienne Parent, mon directeur

de recherche, qui m'a donné la confiance nécessaire pour mettre à terme un projet qui a

débuté à la maîtrise et s'est poursuivi au doctorat. Il a toujours porté grand intérêt pour mes

travaux et encadré dans leur réalisation. Il a toujours répondu à mes nombreuses

sollicitations et encouragé à développer mon esprit critique. Il m'a donné la liberté d'ouvrir

mes horizons et d'apprendre un nouveau langage en acceptant mon départ pour la

Saskatchewan. Je le remercie pour la confiance et le soutien dont il a fait preuve à mon

égard. J'éprouve un profond respect pour son travail ainsi que pour ses qualités humaines.

Merci aux Docteurs Annie Pellerin, Noura Ziadi et Lotfi Khiari d'avoir accepté de faire

partie de mon jury. Leurs remarques et commentaires permettront d'améliorer et clarifier

certains points de ce manuscrit. Je voudrais également remercier les coauteurs des articles

scientifiques, Rahima Abdelhafid et Bing C. Si.

Remerciements à mon équipe terrain, / 'Escouade Organique ; Samuel Comtois,

Geneviève Roux et Jimmy Planche. Je les remercie de leur assiduité au travail et de leur

soutien durant ces journées de travail sur le terrain. Je me rends compte à quel point ils

étaient importants dans le travail et dans la vie. Ce fut un réel plaisir de travailler avec eux.

Remerciements particuliers à Samuel Comtois pour son amitié, sa joie de vivre, son

énergie et ses encouragements. Sincères remerciements à Nicolas Samson pour avoir

toujours répondu à mes demandes et rendu service de si nombreuses fois. Je le remercie

pour sa disponibilité, son aide sur le terrain, ses connaissances et ses conseils. Merci à

César Cchléla, Annie Pellerin et Eric Thibeault pour leur aide, leurs conseils et leur

IX

amitié. Merci aussi aux producteurs maraîchers participants, au Consortium PRISME

et à tous les dépisteurs qui se sont joints à nous lors des travaux sur le terrain. Merci au

Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation du Québec (St-Rémi,

Qc), à Phytodata Inc. (Sherrington, Qc) et à Technique Gazon (LaSalle, Qc).

Je tiens également à remercier Marie-Hélène Lamontagne pour son soutien au laboratoire

et plus particulièrement pour son amitié. Merci à Rahima Abdelhafid pour son soutien au

laboratoire. Merci à mon ami Jonathan Lafond, pour ses nombreux services offerts et son

amitié. Merci à Angela Bedard-Haughn pour l'aide et l'attention qu'elle m'a porté à

Saskatoon.

Je voudrais également remercier les organismes qui ont offert un soutien financier : le

Conseil de Recherche en Pêche et Agroalimentaire du Québec (CORPAQ), le Conseil

de Recherche en Sciences Naturelles et Génie du Canada (CRSNG), le Conseil pour le

Développement de l'Agriculture du Québec (CDAQ), la Ferme Daniel Bolduc et

Patates Dolbec Inc.

Je remercie évidemment mes parents Martine et Ghislain et mon frère Frédéric, pour ce

qu'ils sont et ce qu'ils donnent. Pour leur irremplaçable soutien et inconditionnel amour. Ils

sont toujours présents pour m'écouter, m'encourager et partager les joies et les peines.

Remerciements également à ma famille et mes amis (es) d'être présents dans ma vie. Et

finalement, un profond merci à mon amour, Maxime, pour me tenir la main tous les jours.

A ma Mère, à Maxime et à Samuel

TABLE DES MATIERES

RÉSUMÉ COURT II

RÉSUMÉ LONG III

ABSTRACT V

AVANT-PROPOS VII

REMERCIEMENTS IX

TABLE DES MATIÈRES XII

LISTE DES TABLEAUX XV

LISTE DES FIGURES XVI

LISTE DES ABRÉVATIONS XVII

CHAPITRE 1 : INTRODUCTION 1

1. INTRODUCTION 2

CHAPITRE 2: REVUE DE LITTÉRATURE 4 2. REVUE DE LITTÉRATURE 5

2.1 Les sols organiques 5 2.1.1 Formation des sols organiques 5

2.2 Disponibilité du phosphore dans le sol : 6 2.2.1 Formes de fer et d'aluminium dans le sol 7 2.2.2 Mécanismes de sorption du phosphore 8 2.2.3 Mécanismes d'adsorption du phosphore 8

2.3 Pollution de l'eau par le phosphore 9 2.3.1 Potentiel de dissolution du phosphore 10

2.4 Méthodes d'extraction 11 2.4.1 Oxalate acide d'ammonium 11 2.4.2 Mehlich-III ; 11 2.4.3 Pyrophosphate de sodium 13 2.4.4 Méthode d'analyses du phosphore 13 2.4.5 Préparation de l'échantillon 14

2.5 Saturation des sols en phosphore r 14 2.5.1 Degré de saturation en phosphore 14 2.5.2 Indice de saturation en phosphore 17

2.6 Variabilité spatiale et temporelle 18 2.7 Aspect agronomique 19

2.7.1 Étalonnage des sols 19

xu

2.7.2 Doses économiques optimales 20 2.7.3 Modèles de recommandation 21

CHAPITRE 3: HYPOTHÈSES ET OBJECTIFS 22

3. HYPOTHÈSES ET OBJECTIFS 23 3.1 Hypothèses 23 3.2 Objectif général 23

3.2.1 Objectifs spécifiques 23 CHAPITRE 4 PUBLICATION SCIENTIFIQUE NO 1 DE LA THÈSE : AGRI-ENVIRONMENTAL THRESHOLDS USING MEHLICH III SOIL PHOSPHORUS SATURATION INDEX FOR VEGETABLES IN HISTOSOLS 25

4. INDICE DE SATURATION DES SOLS EN PHOSPHORE UTILISANT LA MÉTHODE MEHLICH III POUR DÉTERMINER LES SEUILS AGROENVIRONNEMENTAUX DES CULTURES MARAÎCHÈRES CULTIVÉES EN SOLS ORGANIQUES 26

4.1 Avant-propos 26 4.2 Résumé 27 4.3 Abstract 27 4.4 Introduction 28 4.5 Theory : 29 4.6 Materials and method 31

4.6.1 Experimental setup for fertilizer trials 31 4.6.2 Soil analysis 32 4.6.3 Statistical analysis 34

4.7 Results and discussion 34 4.7.1 Soil characteristics 34 4.7.2 Soil Phosphorus Test 35 4.7.3 Model Development 36 4.7.4 Soil Test Calibration 37

4.8 Conclusion 38 4.9 Acknowledgements 38 4.10 References 39

CHAPITRE 5 PUBLICATION SCIENTIFIQUE NO 2 DE LA THÈSE: SPATIAL AND SEASONAL VARIABILITY OF MEHLICH III SOIL PHOSPHORUS SATURATION INDEX IN CULTIVATED ORGANIC SOILS 53

5. VARIABILITE SPATIALE ET SAISONNIERE DE L'INDICE DE SATURATION EN PHOSPHORE UTILISANT LA METHODE DE MEHLICH III DANS LES SOLS ORGANIQUES CULTIVES 54

5.1 Avant-propos 54 5.2 Résumé 55 5.3 Abstract 55 5.4 Introduction 56 5.5 Materials and methods 58

5.5.1 Study sites 58 5.5.2 Soil Analysis 59 5.5.3 Statistical Methods 60

5.6 Results and Discussion 60

Xlll

5.6.1 Spatial variability 60 5.6.2 Semivariance of dataset 61 5.6.3 Seasonal variability 63


CHAPITRE 6 PUBLICATION SCIENTIFIQUE NO 3 DE LA THÈSE: PHOSPHORUS FERTILIZATION OF VEGETABLE CROPS GROWN IN QUEBEC ORGANIC SOILS 82

6 . F E R T I L I S A T I O N P H O S P H A T É E D E S C U L T U R E S M A R A Î C H È R E S C U L T I V É E S E N S O L S

ORGANIQUES DU QUÉBEC 83 6.1 Avant-propos 83 6.2 Résumé 84 6.3 Abstract ; 84 6.4 Introduction 85 6.5 Materials and method 87

6.5.1 Fertilizer trials 87 6.5.2 Soil analysis 88 6.5.3 Plant biomass analysis 89 6.5.4 Statistical methods 89

6.6 Results and discussion 90 6.6.1 Soil properties 90 6.6.2 Phosphorus requirements 90


CHAPITRE 7: CONCLUSION GÉNÉRALE 112

7. CONCLUSION GÉNÉRALE 113

CHAPITRE 8: BIBLIOGRAPHIE 116

8.1 BIBLIOGRAPHIE 117 8.2 MÉDIAGRAPHIE 126

PERSPECTIVES DE RECHERCHE 127

xiv

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1: Phosphorus application rates at experimental sites 51 Tableau 2: Range of soil properties in the survey and the field trial datasets 52 Tableau 3: Summary statistics of phosphorus (PM-III) and index of phosphorus saturation using Mehlich III method (IPSM-III) parameters for three organic soils and two sampling periods 71 Tableau 4: Range of aluminum and iron values using Mehlich III method and phosphorus, aluminum, iron and degree of phosphate saturation using acid ammonium oxalate method for three organic soils and two sampling periods 72 Tableau 5: Semivariogram parameters for phosphorus (PM-III), and index of phosphorus saturation using Mehlich III method (IPSM-III) for three organic soils and two sampling periods 73 Tableau 6: Cross-validation results of kridged values for for phosphorus (PM-III), and index of phosphorus saturation using Mehlich III method (IPSM-III) for three organic soils and two sampling periods 74 Tableau 7: Description of experimental fertilizer sites between 2002 and 2006 growing seasons 97 Tableau 8: Crop market requirements 98 Tableau 9: Soil characteristics of experimental trials in each block at the site establishment and in the control plot at the site harvest for each vegetable crop 99 Tableau 10: Analysis of variance results on marketable yields by crop and year 100 Tableau 11: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg P ha"1) for carrot 101 Tableau 12: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg Pha"1) for Chinese cabbage 102 Tableau 13: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg P ha"1) for onion 103 Tableau 14: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg P ha"1) for potato 104 Tableau 15: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg P ha"1) for celery 105 Tableau 16: Marketable yields (Mg kg"1) and P exported by the harvested portion of the crop (kg P ha"1) for lettuce 106 Tableau 17: Soil fertility classification, P exported by the harvested portion of the crop and power of fertilization for vegetable crops grown in organic soil for the 2002-2005 period.

107 Tableau 18: Soil fertility classification, P exported by the harvested portion of the crop and power of fertilization for vegetable crops grown in organic soil in 2006 108 Tableau 19: Recommended P applications for vegetable crops grown in cultivated organic soils 109

xv

LISTE DES FIGURES

Figure 1: The r2 values for relationships between the [P/(Al+yFe)]M-in ratio as an index of P saturation (IPSM-III) and the degree of P saturation (DPSox) (dm - 0.4) or water-extractable P (Pw) by varying the y coefficient in IPSM-III 45 Figure 2: Relationship between the [P/(Al+7Fe)]M-m ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (Y = 5) and the degree of P saturation (DPSox) (am= 0.4). The model and all the parameters are significant at P < 0.001) 46 Figure 3: Relationship between the [P/(Al-HyFe)]M-m ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (Y = 5) and water-extractable P (Pw)- The model and all the parameters are significant at P< 0.001) 47 Figure 4: Relationship between relative yield and the [P/(Al+yFe)]M-m ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (Y = 5) across Group A crops 48 Figure 5: Relationship between relative yield and the [P/(AH7Fe)]M-in ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (Y = 5) across Group B crops 49 Figure 6: Significance (a level for rejecting H0) of the partition between two soil groups below or above the [P/(Al-HyFe)]M-m ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (Y = 5) separator on the x axis 50 Figure 7: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in fall 2006 and b) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in spring 2007 at the site 1 75 Figure 8: Spatial distribution at the site 1 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in spring 2007 and c) PM-III lost (kg ha"1) between fall 2006 and spring 2007 76 Figure 9: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in fall 2006 and b) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in spring 2007 at the site 2 77 Figure 10: Spatial distribution at the site 2 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in spring 2007 and c) PM-III lost (kg ha"1) between fall 2006 and spring 2007 78 Figure 11: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in fall 2006 and b) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in spring 2007 at the site 3 79 Figure 12: Spatial distribution at the site 3 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil samples collected in spring 2007 and c) PM-III lost (kg ha"1) between fall 2006 and spring 2007 80 Figure 13: Spatial distribution of phosphorus sorption maximum (am(Al+Fe)ox am=0.4) a) site 1, b) site 2 and c) site 3 81 Figure 14: Comparison between P exportations (kg P Mg"1 fresh matter) for vegetables crop in organic soils 110 Figure 15: Averaged yield (Mg ha"1) by fertility class vs. P addition (kg P ha"1) across vegetable crops in organic soils a) years 2002 to 2005 and b) year 2006 I l l

xvi

LISTE DES ABREVATIONS Al : aluminium

AIM-III : aluminium extrait selon la méthode Mehlich-IH

am : facteur de saturation maximale pour une sorption totale

ANOVA : analyse de la variance

ANCOVA : analyse de la covariance

Alox : aluminium extrait à l'oxalate acide d'ammonium

A0 : portée

Pm : facteur de saturation maximale pour une adsorption totale

B : bore

c : concentration en phosphate dans la solution

C : carbone

Ca : calcium

C+C0 : plateau

C0 : effet de pépite

Cu : cuivre

DSP : degré de saturation en phosphore

DTPA : diéthylène triamine penta acide

EOM : engrais organo-minéral

EDTA : acide ethylènediaminetétraacetique

Fe : fer

FeM-m •' fer extrait selon la méthode Mehlich-III

Fm : maximum de sorption totale

Feox '■ fer extrait à l'oxalate acide d'ammonium

g : gramme

y : coefficient de pondération pour le fer extrait selon la méthode Mehlich-III

y (h) : semivariance

GPS : global position system

h: distance (m)

ha : hectare

ISP : indice de saturation en phosphore

xvn

k : constante d'adsorption

K : potassium

kg : kilogramme

L : litre

LQE : loi sur la qualité de l'environnement

MDDEPQ : Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du

Québec

Mg : magnésium

M-III : méthode d'extraction des éléments du sol selon la méthode Mehlich III

Millimole : mmol

Mn : manganèse

M.O. : matière organique

MVAchamp : masse volumique apparente déterminée au champ

MVAiabo : masse volumique apparente déterminée en laboratoire

N : azote

NAC : nitrate d'ammonium calcique

OX : méthode d'extraction des éléments du sol à l'oxalate acide d'ammonium

P : phosphore

PD : phosphore dissous

PM-III : phosphore extrait selon la méthode de Mehlich-III

PMA : phosphate mono ammoniacal

Pox : phosphore extrait à l'oxalate acide d'ammonium

PP : phosphore particulaire

PRD : phosphore réactif dissous

PSC : capacité maximale de fixation du P

PT : phosphore total

Pw : phosphore soluble à l'eau

Q : degré de dépendance spatiale

Qm : adsorption maximum

REA : règlement sur les exploitations agricoles

S : soufre

xvni

SEP : spectrométrie d'émission au plasma

Sm : sorption maximale qui est due aux réactions lentes

SPS : saturation en phosphore du sol

Zn : zinc

xix

Chapitre 1: Introduction

1. Introduction

Les pressions exercées par le phosphore (P) sur les écosystèmes aquatiques constituent une

préoccupation environnementale majeure particulièrement dans les bassins versants qui

drainent les sols organiques sous productions maraîchères. En effet, les sols organiques

cultivés contribuent largement à l'eutrophisation des cours d'eau (Miller, 1979; Porter et

Sanchez, 1992) due à une fertilisation inadéquate (Simoneau, 1996). Comme ces sols ont

reçu de généreuses applications de fertilisants durant les années de culture, les réserves en P

ont augmenté malgré l'exportation par la culture et les pertes par les eaux de drainage

(Minotti et Stone, 1988). Les producteurs disposent de peu de moyens pour rationaliser

leurs intrants. Les principaux guides de fertilisation proposent des recommandations en P

qui dépassent largement les exportations par la culture et menant ainsi à des accumulations

de P dans les sols et des pertes de P vers les eaux de surface. Plusieurs essais de fertilisation

ont démontré aucune ou de faibles réponses des cultures maraîchères à l'ajout de P dans les

sols organiques (Hamilton et Bernier, 1975; Minotti et Stone, 1988). Il faut donc quantifier

les charges en P dans les sols organiques cultivés tout en prenant en considération les

impacts de la fertilisation phosphatée.

Le potentiel de pollution des cours d'eau est associé à la capacité du sol à retenir ou

relâcher le P. La teneur du sol en oxydes et hydroxydes de fer (Fe) et d'aluminium (Al)

ainsi qu'en substances humiques confèrent à ces sols des propriétés particulières de fixation

du P. En Hollande, la stratégie nationale pour réduire l'entrée du P dans les eaux de surface

et souterraine utilise un modèle de degré de saturation en P (DSP). Ce concept est basé sur

la capacité du sol à retenir le P relié aux formes de Fe et Al extraites à l'oxalate acide

d'ammonium (Feox et Alox)- Les méthodes d'analyses du P les plus usuelles dans les sols

organiques sont toutefois l'extraction à l'eau (Sanchez et Hanlon, 1990) et la méthode Bray

1 (Lucas, 1982). Ces méthodes d'extraction ne sont cependant pas courantes au Québec,

qui fait plutôt usage de la méthode Mehlich III (M-III) (Mehlich, 1984). Toutefois, le M-III

n'est pas très efficace pour extraire le Fe (Khiari et al., 2000; Sims et a l , 2002). Comme il

y a prédominance de Fe dans les sols organiques, le Fe extrait selon la méthode M-III (FeM-

m) requiert un facteur de pondération visant à corriger cette déficience inhérente à la

méthode M-III avant d'établir les seuils agroenvironnementaux pour les sols organiques.

Puisque le problème environnemental est l'eutrophisation, il est primordial de développer

des tests de P du sol permettant d'identifier et de contrôler le potentiel de pollution du P des

sols. Les analyses en P peuvent affecter considérablement les recommandations en P

puisque les processus chimiques, physiques et biologiques opérant dans les sols peuvent

varier à l'échelle spatiale et temporelle (Goovaerts, 1998). Cependant, il y a peu

d'information disponible sur la variabilité spatiale et temporelle des propriétés des sols

organiques. Il est donc impératif de comprendre les patrons de variation de saturation des

sols organiques en P pour proposer des coefficients de sécurité réalistes et élaborer des

recommandations de P tenant compte de la variation spatio-temporelle des analyses de sol.

Comme mesure d'atténuation de l'eutrophisation des eaux de surface environnant les

cultures maraîchères cultivées en sols organiques, nous proposons d'élaborer un modèle

agroenvironnemental de fertilisation phosphatée pour la carotte, le céleri, le chou-chinois,

la laitue, l'oignon et la pomme de terre cultivées en sols organiques selon une approche

agroenvironnementale.

Chapitre 2: Revue de littérature

2. Revue de littérature

2.1 Les sols organiques

Le territoire du Québec méridional est pourvu de 4 % en sol organique dont 40 000 hectares

cultivables en majorité dans le sud-ouest de la Montérégie (Lamontagne, 2004). C'est dans

les années 1920 que l'exploitation de ces terres, antérieurement délaissées par les

agriculteurs, a pris son essor au Québec. Par conséquent, ces terres sont cultivées de façon

intensive depuis près de 80 ans.

2.1.1 Formation des sols organiques

Le processus de paludification ou géogenèse est l'accumulation de matériel organique

formant les tourbières (Parent et al., 1991; Okruszko et Ilnicki, 2003). La géogenèse s'est

produite dans des écosystèmes où l'humidité et la température étaient propices à

l'accumulation de débris végétaux. En général, l'accumulation de matériel organique se fait

sous conditions anoxiques en milieu gorgé d'eau (Brady et Well, 2002). Les sols de l'Ordre

organique se définissent comme des sols constitués de plus de 30 % de matière organique

ou plus de 17 % de carbone organique sur une épaisseur minimale de matériel organique

(Système canadien de classification des sols, 1987). Le stade de décomposition est mesuré

selon l'échelle ordinale de von Post (Farnham et Finney, 1965; Parent, 2001).

Le processus post-paludique se présente durant la pédogenèse qui suit le drainage pour la

mise en culture d'une tourbière. Des altérations chimiques, physiques et biologiques

transforment la surface de la tourbière en terre noire ; c'est le processus de formation de la

terre noire (Okruszko et Ilnicki, 2003). La profondeur de la nappe souterraine est

précurseur des changements dans les propriétés de sols organiques (Zeitz et Velty, 2002).

L'augmentation de l'aération conséquente au drainage apporte des changements dans la

morphologie du sol principalement dans la couche de tourbe située au dessus de la nappe

phréatique (Parent et a l , 1991). Ceci produit une augmentation de la communauté

microbienne aérobie (Hortenstine et Forbes, 1972) responsable de l'oxydation, de la

minéralisation et de la décomposition du matériel organique. Le taux de minéralisation de

la tourbe dépend du degré de décomposition de la matière organique, de la température, des

rapports entre les éléments, du contenu en cendre, en eau et en air (Zeitz et Velty, 2002;

Ilnicki et Zeitz, 2003). Le processus de formation de la terre noire désagrège graduellement

la structure de la tourbe, la rendant ainsi granulaire (Okruszko, 1993 cité dans Okruszko et

Ilnicki, 2003). Selon la constitution botanique et le degré de décomposition, 50 à 70 % du

volume du substrat originel est perdu par affaissement de la tourbe (Zeitz et Velty, 2002;

Ilnicki et Zeitz, 2003). Pendant le processus de formation de la terre noire, la densité des

particules augmente par compaction et il y a augmentation du contenu en cendre (Ilnicki et

Zeitz, 2003).

2.2 Disponibilité du phosphore dans le sol

Le phosphore (P) interagit avec plusieurs constituants dans le sol comme la matière

organique, les argiles minéralogiques et les matériaux amorphes. Les oxydes et hydroxydes

de fer (Fe) et d'aluminium (Al) sont les composés les plus impliqués dans la disponibilité

des phosphates en sol acide (Bolan et al., 1985; van der Zee et Riemsdijk, 1986 ; 1988;

Breeuwsma et Silva, 1992). Quelques mécanismes ont été proposés pour expliquer la

rétention du P par ces composés. Ceux-ci incluent les réactions de sorption-désorption et les

réactions de précipitation-dissolution (Tisdale et al., 1985). Barrow (1980) a déterminé que

le P, qui interagit avec les composantes du sol, est présent dans le sol sous trois phases

distinctes : i) le P présent dans la solution du sol; ii) le P adsorbé par la phase solide du sol

et en quasi-équilibre avec la solution du sol (adsorption-désorption); iii) le P retenu plus

fortement par les particules de sol et non directement en équilibre avec la solution du sol

(précipitation-dissolution).

Plusieurs facteurs influent sur la disponibilité du P pour la plante. Selon Williams (1967),

cité dans Fox et Kamprath (1970), l'intensité est la concentration de P dans la solution du

sol; la quantité est la mesure de la quantité de P labile dans les sols soit la quantité de P

adsorbée qui est susceptible de retourner dans la solution du sol; la capacité est le pouvoir

du sol à maintenir l'intensité durant l'épuisement en P; la mobilité est la dissolution des

phosphates associés à la phase solide du sol, transport du P vers les racines et prélèvement

du P par la plante.

En sol organique, l'adsorption du P est reliée à la forme cationique des éléments associés à

la matière organique (Fox et Kamprath, 1971). Selon Miller (1979), la capacité des sols

organiques à adsorber le P dépend fortement de leur contenu en Fe et en Al. En effet, les

phosphates sont adsorbés à la surface des hydroxydes de Fe et d'Al ou sur les hydroxydes

de Fe et d'Al liés aux substances humiques (Gerke, 1992). De plus, un complexe

phosphate-métal-acide fulvique facilement utilisable par la plante peut se former avec les

phosphates apportés lors de la fertilisation (Chamayou et Legros, 1989). Lévesque (1970) a

utilisé la terminologie de fulvo-phosphate ferrique pour caractériser le complexe formé par

l'association d'un acide fulvique et d'un phosphate, l'ion ferrique assurant la liaison

(Lévesque et Schnitzer, 1967).

2.2.1 Formes de fer et d'aluminium dans le sol

Le Fe est un constituant majeur de la lithosphère et l'Ai est considéré comme l'un des

éléments les plus abondants dans les sols (Lindsay, 1979). Durant le processus d'altération

des minéraux primaires, le Fe et l'Ai générés par ces minéraux précipitent en minéraux

secondaires formant ainsi les oxydes, les hydroxydes et les oxyhydroxydes de Fe et d'Al

(Lindsay, 1979 ; Brady et Well, 2002). Les formes de Fe et d'Al présentent dans les sols

sont déterminées largement par le pH (Brady et Well, 2002). Le P forme des composés

difficilement solubles avec le Fe et l'Ai à faibles valeurs de pH; des composés plus solubles

avec le calcium (Ca) et le magnésium (Mg) à des valeurs de pH près de la neutralité; et des

composés difficilement solubles avec le Ca à de hautes valeurs de pH (Tisdale et a l , 1985).

L'adsorption du P par les oxydes de Fe et d'Al diminue donc avec l'augmentation du pH

(Tisdale et al., 1985).

La variscite (AIPO42H2O) et la strengite (FeP04-2H20), des phosphates d'Al et de Fe

formés à partir des Al-P et Fe-P sous formes amorphes (Juo et Ellis, 1968), sont les produits

ultimes du P inorganique formés lors de la genèse du sol et par le P apporté lors de la

fertilisation (Kittrick et Jackson, 1956; Chang et Jackson, 1958; Lindsay et al., 1959; Yuan

et al., 1960; Chang et Chu, 1961; Chakravarti et Talibudeen, 1962; Taylor et a l , 1963;

Hawkins et Kunze, 1965 cités dans Juo et Ellis, 1968). Ces phosphates de Fe et d'Al sont

sous forme cristalline et, conséquemment, le P est peu disponible pour la plante (Juo et

Ellis, 1968). Les colloïdes Al-P et Fe-P sont des formes facilement disponibles pour la

plante (Juo et Ellis, 1968) et possèdent une grande capacité de fixation en raison de leur

forme amorphe, de leur petite taille et de leur grande surface spécifique (Tisdale et a i ,

1985). Cependant, les formes cristallines peuvent également retenir une grande quantité de

P (Tisdale et a l , 1985).

La cristallisation est un processus très important pour la disponibilité des phosphates de Fe

et d'Al dans les sols acides (Juo et Ellis, 1968). Le passage des formes amorphes vers des

formes plus cristallisées est contrôlé par la quantité de matière organique (M.O.) dans le sol

qui retarde la cristallisation. En effet, les substances humiques peuvent influencer

l'adsorption des phosphates dans le sol en empêchant l'accès des phosphates aux sites de

fixation sur les oxydes de Fe et d'Al, ralentissant ainsi l'adsorption du P (Moshi et al., 1974

cités dans Gerke, 1993; Yuan, 1980; Lévesque, 1970). Enfin, les acides humiques peuvent

inhiber la cristallisation des oxydes de Fe et d'Al en les complexant (Gerke, 1993).

2.2.2 Mécanismes de sorption du phosphore

Selon Brady et Well (2002) et Gregorich et al. (2001), la sorption du P serait définie par la

perte d'ions ou de molécules de la solution du sol par adsorption ou absorption. Le P est

considéré comme étant adsorbé lorsqu'il est retenu à la surface d'un solide. De plus, si le P

retenu pénètre plus ou moins uniformément à l'intérieur de la phase solide, il est considéré

comme absorbé. Le terme sorption, qui est moins spécifique, est parfois préféré à cause de

la difficulté à différencier les deux termes précédents (adsorption ou absorption) (Tisdale et

al., 1985).

2.2.3 Mécanismes d'adsorption du phosphore

L'adsorption est définie comme étant l'attraction des ions ou des composés à la surface

d'un solide (Brady et Well, 2002). Selon Gregorich et al. (2001) l'adsorption est le

processus par lequel les atomes, les molécules ou les ions sont prélevés et retenus à la

surface des solides par des liens physiques ou chimiques (i.e. l'adsorption des cations par

les charges négatives des minéraux du sol) (Sample et al., 1980). Ce processus, qui réfère à

la fixation du P sous forme ionique par la phase solide du sol, peut être décrit par l'équation

de Langmuir (Breeuwsma et Silva, 1992; Breeuwsma et Reijerink, 1992).

2.3 Pollution de Peau par le phosphore

Les activités agricoles, industrielles et municipales déchargent de grandes quantités de P

total (PT) et de P dissous (PD) dans les cours d'eau. Le P est l'élément régulant la

croissance des plantes aquatiques responsables du dépérissement des plans d'eau par le

processus d'eutrophisation (Schindler, 1977). Ce phénomène est caractérisé par

l'augmentation de la fertilité de l'eau stimulant ainsi la prolifération des algues et des

plantes aquatiques (Hutchinson, 1973). Le guide québécois sur la qualité de l'eau (2002)

classe les lacs selon la concentration en P total (PT) par litre (L1) d'eau comme suit: ultra-

oligotrophe (< 4 pg PT L"1), oligotrophe (4-10 pg PT L"1), mésotrophe (10-20 pg PT L"1),

méso-eutrophe (20-35 pg PT L"1), eutrophe (35-100 pg PT L"1) et hyper-eutrophe (> 100 pg

PT L"1). Les autorités québécoises visent un seuil maximum de 30 pg PT L"1 comme

mesure de prévention de l'eutrophisation (Simoneau, 1996). Dans un rapport du ministère

du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs du Québec, (MDDEPQ, 2005)

sur la capacité de support des activités agricoles par les rivières drainant les terres noires de

la Montérégie Ouest, la concentration en PT du bassin versant de la rivière l'Acadie (132

pg PT L"1) était 4 fois supérieure au critère actuel (30 pg PT L"1). À l'embouchure de la

rivière Châteauguay, la concentration médiane en P était de 82 pg PT L"1, et celle du

ruisseau Norton était 14 fois plus élevée que le seuil retenu avec une concentration

moyenne de 440 pg PT L"1 (Simoneau, 1996). Parce que la concentration en PD était de

neuf fois celle du P particulaire (PP), le ruissellement et le lessivage des fertilisants

phosphatés appliqués en grande quantité aux cultures de légumes étaient considérés comme

étant des facteurs majeurs contribuant à la pollution des eaux (Simoneau, 1996).

L'eau de drainage provenant des sols organiques contribue à l'accélération de

l'eutrophisation des lacs (Duxbury et Peverly, 1978; Breeuwsma et Reijerink, 1992). Les

pertes de P par lessivage provenant des sols organiques seraient en grande partie sous le

contrôle de la minéralisation, de la fertilisation et de la capacité du sol à retenir le P

(Cogger et Duxbury, 1984). Reddy (1983) estime pour sa part que la perte en P provenant

des sols organiques est attribuable à la solubilisation du P inorganique et à la minéralisation

du P organique.

Des pertes annuelles de 2 à 37 kg P ha"1 an"1 et de 0,6 à 31 kg P ha"1 an"1 ont été mesurées

dans les eaux de drainage des sols organiques de l'Ontario (Miller, 1979) et de New-York

(Duxbury et Peverly, 1978), respectivement. De plus, Reddy (1983) a évalué des pertes de

16 à 168 kg P ha"1 an"1 en raison de la décomposition des Histosols de la Floride. Pourtant,

l'eau de ruissellement des tourbières ombrotrophes cultivées est généralement faible en P

quand de faibles quantités de fertilisants sont appliquées (Eck, 1990).

2.3.1 Potentiel de dissolution du phosphore

Le transport du P biodisponible sous formes de PD et PP par ruissellement et lessivage à

partir des terres agricoles (Sharpley et ah, 1994) peut résulter en une eutrophication

accélérée des cours d'eau (Schindler, 1977). Le P biologiquement disponible est défini

comme la quantité de P inorganique qu'une population d'algue déficiente en P peut utiliser

durant une période de 24 h ou plus (Sonzongni et a l , 1982). Le P réactif dissous (PRD) est

défini comme le P qui passe à travers un filtre de 0,45 pm alors que le PP fixé sur la phase

solide ne passe pas à travers le filtre de 0,45 pm (Sharpley et al., 1993; Sonzogni et a l ,

1982). Le PRD représente également la portion du P dissous dans l'eau de ruissellement

directement disponible aux plantes aquatiques (Sharpley et al, 1993; 1996). La

concentration de PRD dans les eaux de ruissellement est hautement corrélée au P soluble à

l'eau (Pw) (Pote et a l , 1996, 1999) et à la saturation en P des sol (SPS) (Sharpley, 1995;

Pote et al., 1996). Donc, une estimation de la perte de P ainsi que la biodisponibilité du P

doivent être considérées simultanément dans l'élaboration d'un test environnemental pour

le P dans le sol.

Le Pw est un indicateur de P potentiellement dissous dans la solution du sol (Pote et al.,

1999). La méthode d'extraction à l'eau est parmi les plus appropriées pour évaluer le risque

environnemental. Des études québécoises ont montré que le rapport (P/A1)MIII extrait selon

la méthode de Mehlich III était hautement corrélé avec le Pw dans les sols minéraux (Khiari

et a l , 2000; Pellerin et al., 2006a).

10

2.4 Méthodes d'extraction

La distribution des différentes formes de Fe et d'Al présentent dans le profil de sol peut être

déterminée à partir de différents extractifs comme l'oxalate acide d'ammonium (OX) et le

M-III. La méthode d'extraction au pyrophosphate de sodium permet également de

déterminer les formes de Fe et d'Al liées à la matière organique (McKeague, 1967).

2.4.1 Oxalate acide d'ammonium

La solution à l'OX extrait les substances inorganiques non cristallines et pauvrement

cristallines de Fe et Al (Ross et Wang, 1993) et les formes de Fe et d'Al complexées à la

M.O. (McKeague, 1967). La solution à l'OX extrait donc aussi les formes de Fe et d'Al

extraites au pyrophosphate de sodium avec les autres oxyhydroxydes de Fe et d'Al (Parent

et Marchand, 2006).

2.4.2 Mehlich-III

La méthode M-III est une procédure rapide d'extraction de plusieurs éléments disponibles

comme le P, le Fe, l'Ai, le Ca, le Mg, le manganèse (Mn), le potassium (K), le zinc (Zn) et

le cuivre (Cu) (Mehlich, 1984). Elle permet de déterminer en une seule extraction la

concentration de plusieurs éléments. Cette méthode est utilisée comme test du sol de

routine dans plusieurs états américains et plusieurs provinces canadiennes dont le Québec.

De plus, la méthode M-III est utilisée pour l'évaluation de la saturation en P pour les sols

minéraux et organiques. Cependant, comparativement à la méthode à l'OX, l'extractif M-

III n'était pas très efficace pour extraire le Fe (Fernandez Marcos et a l , 1998).

Le fer et l'aluminium extrait selon la méthode de Mehlich-III

La méthode d'extraction au M-III permet d'estimer l'Ai sous forme non cristalline (Tran et

a l , 1990). Habituellement, les formes d'Al non cristallines sont déterminées à partir d'une

extraction à l'oOX (Ross et Wang, 1993). Toutefois, l'Ai extrait par la méthode de M-III

(A1M-IH) est bien corrélé à l'Ai extrait selon la méthode à l'oxalate (Alox) (Tran et a l , 1990;

Sims et a l , 2002). En sol minéral, l'extractif M-III extrait approximativement 84% de

l'Alox et seulement 19% du Fe extrait à l'OX (Fe0x) (Sims et a l , 2002). En sol minéral

québécois, le Fe extrait selon la méthode de M-III (FeM-m) représente seulement 12% de

11

(Al+Fe)M-m sur une base molaire (Khiari et a l , 2000). Pour les sols de la région du Mid-

Atlantique des États-Unis, le FeM-m représentait 7% de (Al+Fe)M-m sur une base molaire

(Sims et a l , 2002). Bien que le Fe joue un rôle important dans la fixation du P en sol non

calcaire, il n'est pas pris en compte dans le calcul des indices de saturation en P puisque sur

une base molaire, le rapport (P/Al+Fe)M-m étant hautement corrélé au rapport (P/A1)MHI

(Khiari et a l , 2000; Maguire et Sims, 2002).

Les différences entre les quantités de Fe et d'Al extraites par les méthodes sont influencées

par l'extractif et le type de sol (Kraske et a l , 1989). Fernandez Marcos et al. (1998) n'ont

pas trouvé de littérature scientifique utilisant le M-III pour l'estimation du Fe sous forme

non cristalline. Ils évaluaient également que le FeM-m était faiblement relié au Feox-

D'autres auteurs semblent plutôt parler de l'extraction du FeM-m sous forme disponible

(Kraske et a l , 1989). Dans les études de Kraske et al. (1989) comparant différents

extractifs pour la disponibilité des éléments incluant le M-III, les quantités de Fe extraites

par les différentes méthodes suivaient une tendance similaire aux quantités d'Al extraites

puisque le traitement acide offert par la solution M-III dissout le Fe et Al précipités. Ziadi

et Sen Tran (2007) s'entendent pour dire que le FeM-m est extrait par le NH» et l'acide

ethylènediaminetétraacetique (EDTA) présents dans la composition du M-III.

Le FeM-m est corrélé significativement aux formes de Fe les plus labiles mesurées par la

méthode d'extraction au diéthylène triamine penta acide (DTPA) (Fernandez Marcos et a l ,

1998). Les auteurs expliquaient cette corrélation par la capacité chélatante de EDTA

(présent dans la composition du M-III) et du DTPA constitutionnels de ces deux extractifs.

Ces agents chélatants se combinent avec les ions métalliques libres en solution pour former

des complexes solubles réduisant l'activité des ions métalliques libres en solution (Lindsay

et Norvell, 1978). Lindsay et Norvell (1978) ont suggéré l'utilisation du DTPA comme

extractif pour mesurer le Fe disponible. De plus, Borggaard (1979) ont démontré que

l'EDTA était capable d'extraire sélectivement certaines fractions de Fe (III) comme les

formes solubles à l'eau, échangeables et présumées complexées et le Fe (III) dans les

oxydes de Fe amorphes. Borggaard (1983) a proposé de différencier la fraction amorphe et

12

mal cristallisée avec une extraction à l'EDTA (Borggaard, 1979; 1981) et la fraction

cristallisée avec une extraction au dithionite-EDTA (Borggaard, 1982).

En sol organique, le FeM-m doit être comptabilisé dans le calcul des indices de saturation en

P (ISP) car ces sols contiennent généralement plus de Fe que d'Al (Efimov et a l , 1996).

Cependant, la solution extractive M-III ne semble pas aussi efficace que la méthode à l'OX

pour extraire le Fe (Fernandez Marcos et a l , 1998). Le FeM-m requiert donc un facteur de

pondération (Y) pour compenser l'inefficacité de l'extractif M-III en sol organique. Le Fe

peut s'accumuler en quantité substantielle sous forme de limonite ou de goethite (formes

cristallines de Fe) dans les sols organiques, particulièrement là où le sous-sol est sableux et

facilite le mouvement de l'eau (Naucke et a l , 1993). La goethite possède une forte capacité

à adsorber les phosphates (Efimov et a l , 1996). L'habileté des oxyhydroxydes de Fe à

adsorber des phosphates dépend de leur degré de cristallinité (Borggaard, 1983).

2.4.3 Pyrophosphate de sodium

La méthode d'extraction au pyrophosphate de sodium extrait la fraction du Fe et de l'Ai

liée à la matière organique (Loveland et Digby, 1984). Cette méthode dissout légèrement

les formes inorganiques non cristallines et n'extrait pas de façon significative les oxydes et

hydroxydes de Fe et d'Al cristallins (McKeague et a l , 1971).

2.4.4 Méthode d'analyses du phosphore

Les tests de P du sol servent à déterminer si le P disponible à la plante est présent en

quantité suffisante pour atteindre des rendements économiques acceptables (Corey, 1987).

En effet, pour qu'un test de sol soit efficace, il doit être relié à la réponse de la culture. Un

test environnemental pour le P du sol doit clairement identifier les niveaux excessifs de P et

les endroits où aucune application de P ne devrait être effectuée (Sims, 1993). Le test

agroenvironnemental doit relier les tests agronomiques et environnementaux en évaluant les

risques de pertes de P par ruissellement et lessivage (Sims et a l , 2002). Les études de

Khiari et al. (1999) et Pellerin et al. (2006) ont permis de montrer l'efficacité de la M-III et

de l'ISP à évaluer les risques environnementaux et agronomiques de la fertilisation en P des

cultures de la pomme de terre et du maïs-grain.

13

Les méthodes d'analyse de sol les plus communes en sols organiques sont la méthode

d'extraction à l'eau (Sanchez et Hanlon, 1990) et la méthode d'extraction Bray 1 (Lucas,

1982). Par contre, les laboratoires d'analyses au Québec utilisent plutôt la méthode M-III

(Mehlich, 1984). Rezaian et al. (1992) suggèrent d'utiliser M-III dans les Histosols de la

Floride. En sol minéral, il y a une relation linéaire entre le P extrait au M-III (PM-III) et: 1) le

Pw (^=0,68) et 2) le degré de saturation en P utilisant la méthode d'extraction à l'OX

(DSPox) (^=0,72) (Sims et a l , 2002). Le DSPox a été suggéré comme indicateur de perte

de P provenant des sols agricoles (Breeuwsma et a l , 1995 cité dans Maguire et Sims, 2002;

Hooda et a l , 2000).

2.4.5 Préparation de l'échantillon

Les analyses de laboratoire de routine pour les tests de sol utilisent un échantillon de sol sec

et tamisé à < 2 mm, puis prélevé à la cuillère d'un volume standard de 3 ml. En sols

minéraux, la masse volumique apparente en laboratoire (MVAiab0) ressemble à celle au

champ (MVAchamp) (Khiari et a l , 1999). Toutefois, pour les sols organiques, le séchage et

le tamisage des échantillons causent de grands changements dans la masse volumique

apparente du sol (Erviô, 1970). Ainsi, déterminer un rapport élémentaire permet de réduire

l'effet de la densité sur l'interprétation des tests en sols organiques (van Lierop, 1981).

2.5 Saturation des sols en phosphore

2.5.1 Degré de saturation en phosphore

Breeuwsma et Silva (1992) ont défini le DSP sur une base molaire (millimole par

kilogramme (mmol kg"1)) selon l'équation suivante :

DSP = - ^ - [1] PSC

14

où PSC est la capacité maximale de fixation du P (toutes réactions de fixation confondues)

définie comme suit par van der Zee et al. (1987) :

Fm = Qm + Sm [2]

où Fm est le maximum de sorption totale exprimé en mmol kg"1, Qm est l'adsorption

maximale due aux réactions rapides et 5m est la sorption maximale qui est due aux réactions

lentes. Le maximum de sorption totale (Fm) (mmol kg"1) peut être estimé à partir d'une

extraction à l'OX au contenu en Feox et Alox suivant la relation suivante (van der Zee et

van Riemsdijk, 1986) :

Fm = am (Al+Fe)0x [3]

où am est le facteur de saturation maximal pour une sorption totale. Comme les formes

amorphes d'oxydes et hydroxydes de Fe et Al sont impliqués dans le mécanisme

d'adsorption rapide du P, le Qm peut être relié au contenu en Feox et Alox (mmol kg"1)

selon l'équation suivante (van der Zee et a l , 1987) :

Qm = pm (Al+Fe)ox [4]

où pm est le facteur de saturation maximale pour un adsorption réversible. Van der Zee et

a l (1987) ont conclu que le am valait le tiers de pm. Pour un am de 0,6, pm vaut 0,2. Ces

valeurs ont été utilisées pour les sols à texture grossière du Québec (Khiari et a l , 2000).

La distinction entre am et pm vient des réactions impliquées dans les mécanismes de

rétention des phosphates dans le sol. La réaction entre les phosphates et le sol est d'abord

rapide puis devient lente par la suite (Bolan et a l , 1985). L'approche utilisée en Hollande,

basée sur capacité de fixation du P en sol non calcaire, peut être décrite par une adsorption

rapide réversible et par une réaction lente d'immobilisation (van der Zee et a l , 1987). Pour

1 van der Zee et al. (1987) utilise cependant la terminologie Fm pour exprimer le maximum de sorption totale (mmol kg"')

15

maintenir une concentration d'équilibre de 0,10 mg d'ortho-P L"1, Breeuwsma et Silva

(1992) ont déterminé un DSPox de 0,25. Breuuwsma et al. (1986) ont trouvé un am de 0,4

pour des épipédons histiques. Pour les sols minéraux, des études québécoises ont démontré

qu'un DSPox de 0,25 correspondait à une valeur de Pw extrait selon la méthode de Sissingh

(1971) de 9,7 mg P L"1 (Khiari et a l , 2000). Cette valeur de Pw a été utilisée comme seuil

critique environnemental et corrélée avec l'indice de saturation en P utilisant la méthode

M-III (ISPM-III) pour quatre classes texturales de sol minéral selon leur contenu en argile

(Pellerin et a l , 2006a).

Phénomène d'adsorption réversible et phénomène de sorption à long terme

La rétention du P par les différents constituants du sol suit d'abord une réaction initiale

rapide puis une réaction plus lente. Les réactions impliquant les échanges d'anions et les

ligands entre les atomes métalliques et la surface des oxydes de Fe et d'Al sont

extrêmement rapides (Tisdale et a l , 1985). Les réactions plus lentes suivant la sorption sont

la pénétration du P à l'intérieur des constituants du sol formant ainsi des composés où le P

est moins disponible pour la plante (Tisdale et a l , 1985).

Phénomène d'adsorption réversible

Le phénomène d'adsorption réversible est l'adsorption rapide du P (van der Zee et van

Riemsdijk, 1986; Breeuwsma et Reijerink, 1993) qui peut être décrite par l'équation de

Langmuir (Breeuwsma et Silva, 1992; Breeuwsma et Reijerink, 1993) comme suit :

2=Mt [5] l + kc

où Q est la quantité de phosphates adsorbée réversible en mmol kg"1, Qm est l'adsorption

maximale en mmol kg"1, k est la constante d'adsorption en litre par millimole (1 mmol"1) et

c est la concentration des phosphates dans la solution du sol en mmol 1". Donc cette

équation tient compte à la fois de l'adsorption et de la désorption.

En sol acide, la concentration en phosphate dans la solution du sol est contrôlée par des

phénomènes d'adsorption et de désorption à la surface des minéraux de Fe et d'Al (Welp et

16

a l , 1983 cité dans Gerke, 1993). Le phénomène d'adsorption-désorption représente la

deuxième phase du P dans le sol selon Barrow (1980). L'adsorption est la fixation du P

sous forme ionique de la solution du sol vers la phase solide du sol. La sorption du P par les

oxyhydroxydes de Fe et d'Al est rapide (Ryden et a l , 1973) et le P peut se désorber en

libérant du P de la phase solide du sol vers la solution du sol. Ceci se produit lorsqu'il y a

perte de P de la solution du sol et que l'équilibre est perturbé. Les réactions par lesquelles le

P est adsorbé ou désorbé par la phase solide du sol sont considérées comme rapides

(Tisdale et a l , 1985).

Phénomène de sorption à long terme

Les phénomènes de sorption sont caractérisés par des réactions lentes et presque

irréversibles (Breeuwsma et Silva, 1992). C'est un processus de précipitation des

phosphates par des particules d'oxydes de Fe et d'Al (Breeuwsma et Reijerink, 1992). La

précipitation ou cristallisation est un processus qui à long terme mène à la formation de

minéraux secondaires insolubles comme les phosphates de Fe et d'Al (Juo et Ellis, 1968).

Van der Zee et Riemsdijk (1988) rapportaient que l'adsorption du P peut être associée à la

diffusion du P dans la phase solide. L'adsorption initiale induit un gradient de diffusion

vers l'intérieur de la particule par laquelle commence un processus de diffusion à travers la

phase solide (Barrow, 1983). Les minéraux ainsi formés représentent un stockage à long

terme dans les sols. Une fois que les sites sont saturés, la désorption potentielle augmente.

2.5.2 Indice de saturation en phosphore

Pour comptabiliser le rôle du Fe et de l'Ai dans la rétention et la perte de P, Sims et al.

(2002) recommandaient un rapport molaire de (P/[Al+Fe])M-m comme indice agro

environnemental pour la région du Mid-Atlantique aux États-Unis. Comme le FeM-m ne

représente que 7 à 12 % de (Al+Fe)M-m sur une base molaire en sol minéral (Khiari et a l ,

2000; Sims et a l , 2002), requiert un facteur de pondération (Y) pour compenser

l'inefficacité d'extraction en sols organiques car le Fe y est présent en grande quantité

(Efimov et a l , 1996). L'ISPM-III est défini comme suit :

17

ISPM m = ^ ^ [6] M-'" Al +vFe

A l M - m T r 1 e M - i n

où PM-III, AIM-III et FeM-m sont les formes de P, d'Al et de Fe extraites par la méthode de M-

III en mmol kg"1 et Y est un coefficient de pondération développé pour corriger la difficulté

de la méthode M-III à extraire le Fe. Sims et al. (2002) a utilisé Y = 1 pour prendre en

considération le Fe dans la fixation du P dans le sol.

2.6 Variabilité spatiale et temporelle

Les propriétés du sol varient à l'échelle spatiale et temporelle et sont influencées par des

facteurs intrinsèques (les facteurs de formation des sols et les matériaux parentaux) et

extrinsèques (les pratiques culturales, la fertilisation et la rotation des cultures) (Trangmar

et a l , 1985; Cambardella et a l , 1994). La compréhension de l'hétérogénéité et de la

variation dans les propriétés du sol est essentielle pour élaborer de bonnes pratiques

agricoles et pour estimer les effets de l'agriculture sur l'environnement (Cambardella et a l ,

1994).

L'analyse géostatistique fournit des moyens pour décrire le comportement conjoint des

variables aléatoires échantillonnées qui ont une plus grande continuité dans le temps et dans

l'espace à faible distance que les valeurs échantillonnées à distance élevée (Goovaerts,

1998). La géostatistique est utilisée pour estimer la variabilité spatiale et temporelle d'une

base de données grâce aux paramètres du semivariogramme (Si et a l , 2007). La

semivariance est utile pour évaluer le degré d'autocorrélation spatial parmi les propriétés du

sol, pour déterminer la portée de l'autocorrélation et pour cartographier les propriétés du sol

(Boerner et a l , 1998). Ainsi, le degré de dissimilarité peut être calculé entre les paires de

données comme une fonction de leur distance de séparation (Goovaerts, 1998). La

semivariance augmente avec la distance entre deux positionnements jusqu'à une valeur plus

ou moins constante à une distance de séparation donnée (Trangmar et a l , 1985).

Les modèles théoriques sont ajustés aux semivariogrammes empiriques pour trouver les

valeurs des paramètres à partir des modèles théoriques. Les modèles théoriques peuvent

18

être linéaires, linéaires plateaux, sphériques, exponentiels et de gaussiens (Webster, 1985).

La méthode non linéaire des moindres carrés pondérés est utilisée pour le choix du modèle

théorique correspondant au semivariogramme empirique (Cressie, 1991; Si et al. 2007).

Cette approche ajuste simultanément l'effet de pépite (C0), le plateau (C0+C) et la portée

(A0) pour minimiser la somme des carrés de l'erreur entre les données du semivariogramme

et le modèle choisi (Cressie, 1985). Les paramètres du semivariogramme sont (i) C0

correspond à la valeur maximale que prend le semivariogramme (Y(h)) entre la distance (h)

0 et la valeur h la plus petite, (ii) A0 est la distance à laquelle le semivariogramme atteint un

plateau et (iii) et C0+C est la valeur que prend le semivariogramme lorsque h devient grand

(Si et a l , 2007).

La valeur Q [C (C0+C)''] représente le degré de dépendance spatiale. Une valeur Q de 0

indique qu'il n'y a pas de structure spatiale (Lyons et a l , 1998) et une valeur de 1 montre

un système spatialement structuré (Boerner et a l , 1998). Alternativement, un rapport de

l'effet de pépite sur le plateau [C0 (Co+C)'1] < 25% indique une forte dépendance spatiale;

pour [C0 (Co+C)'1] entre 25% et 75%, il y a une dépendance spatiale moyenne ; un [C0

(Co+C)'1] > 75% indique une faible dépendance spatiale. La méthode d'interpolation

géostatistique par krigeage permet d'appréhender la structure spatiale des propriétés du sol

étudiées (Boerner et a l , 1998). À partir des observations voisines, le krigeage permet

d'estimer le patron spatial des propriétés du sol à un endroit non échantillonné et de

représenter ces valeurs sur une carte (Goovaerts, 1998).

2.7 Aspect agronomique

2.7.1 Étalonnage des sols

L'étalonnage des analyses de sols sert à distinguer le degré de déficience ou de suffisance

d'un élément nutritif et d'estimer la quantité d'engrais à appliquer en situation de

déficience (Evans, 1987). Pour ce faire, des essais de fertilisation doivent être conduits sur

des sols variant selon leur niveau de fertilité en y incluant des traitements couvrant une

large étendue de la carence à la suffisance, des traitements de référence et des traitements

situés au-dessus du point de rendement maximum. Les traitements de référence

19

comprennent un traitement témoin sans fertilisant et des traitements où tous les éléments

sont apportés à des niveaux adéquats mais non excessifs.

L'établissement du seuil critique de réponse se fait à l'aide de la relation entre le rendement

relatif et l'analyse de sol obtenue au laboratoire pour les différents sites expérimentaux

(Nelson et Anderson, 1984). On définit le rendement relatif comme le rapport entre le

rendement témoin qui n'a reçu aucune application d'engrais sur le rendement maximal

obtenu avec apport d'engrais. L'utilité de cette expression est de regrouper les essais de

fertilisation réalisés sur différents sites expérimentaux présentant des rendements différents

dans le but de standardiser les effets des sites et des saisons (Whitney et a l , 1985). La

méthode de Cate-Nelson (Nelson et Anderson, 1984) calcule le maximum des écarts de la

somme des carrés entre deux groupes et permet de définir 2 ou 3 classes de fertilité pour

initier le classement des sols. Dans une approche agroenvironnementale, les classes de

fertilité sont définies suivant les seuils critiques agronomiques comme point de référence

agronomique et les seuils critiques environnementaux pour inclure le risque

environnemental (Khiari et a l , 2000).

2.7.2 Doses économiques optimales

La dose économique optimale est obtenue à partir des modèles de réponse décrivant la

relation entre les rendements (Mg ha"1) et les doses de P (kg ha"1). Ceci permet de

déterminer la quantité d'engrais requise à chaque site afin d'atteindre un rendement

économique optimum. Les modèles théoriques peuvent être dérivés pour obtenir la dose

économique optimale. La dose d'engrais au rendement maximum est obtenue lorsque la

dérivée première de l'équation de la courbe est égale à 0. La dose optimum est obtenue

lorsque la dérivée première est égale au rapport de prix unitaire entre la récolte et l'engrais

(Nelson et a l , 1985). Le modèle est choisi selon le coefficient de détermination ( r ) mais

les différents modèles de réponse ne décrivent pas toujours de façon objective la réponse de

la culture aux ajouts d'engrais (Dahnke et Oison, 1990). Si aucun modèle ne convient, il

faut choisir la dose produisant un rendement économique à partir des observations.

20

2.7.3 Modèles de recommandation

Traditionnellement, les modèles de recommandation suivent différentes philosophies de

fertilisation incluant l'évaluation des réserves du profil de sol, le redressement rapide et

entretien, la suffisance nutritive, le redressement et la suffisance et les approches par

gestion spécifique (Dahnke et Oison, 1990; Black, 1993). Les concepts de fertilisation sont

aussi basés sur des principes environnementaux et agronomiques pour prévenir

l'accumulation de P dans les sols (Khiari et a l , 2000; Sims et a l , 2002). La fertilisation

phosphatée doit être inférieure aux exportations de P par la partie récoltée lorsque l'analyse

de sol dépasse le seuil environnemental (Khiari et a l , 2000; Pellerin et a l , 2006b).

La probabilité de réponse de la culture aux ajouts de P dans différentes classes de fertilité

est à la base du concept de suffisance nutritive (Fitts, 1955). Les recommandations de

fertilisants phosphatés sont établies à partir des classes de fertilité établies par des seuils

agroenvironnementaux. Les sols sont regroupés en trois classes de fertilité, soit sous le

niveau optimum (faible teneur en P), au niveau optimum (teneur en P moyenne) et au-delà

du niveau optimum (forte teneur en P). Sous le niveau optimum, la concentration en P dans

le sol est jugée déficiente et la probabilité de la réponse de la culture à l'ajout de P varie

d'élevée à modérée (Sims et a l , 2002). Au niveau optimum de P dans le sol, la

concentration en P est jugée adéquate et l'application de P est rarement recommandée

puisque la probabilité de réponse de la culture à l'addition de P est faible (Sims et a l ,

2002). Au-delà du niveau optimum, la concentration en P est jugée plus qu'adéquate et

aucune application de P ne devrait être faite puisqu'il y a une très faible probabilité de

réponse de la culture suite à l'application de P (Sims et a l , 2002). L'ajout de P n'est pas

motivé tant et aussi longtemps que la quantité de P disponible dans le sol convient aux

besoins de la cultures sans atteinte au rendement ou à la qualité (Whitney et a l , 1985).

21

Chapitre 3: Hypothèses et Objectifs

3. Hypothèses et objectifs

3.1 Hypothèses

Les cinq hypothèses suivantes ont été émises:

1. Le seuil environnemental pour les sols organiques est obtenu en faisant varier le

facteur y de I'ISPM-III en fonction de DSPox et de Pw-

2. La variabilité spatiale et saisonnière de I'ISPM-III en sols organiques cultivés est

faible à l'échelle du champ entre l'automne et le printemps suivant.

3. L'analyse du phosphore dans le sol et la biomasse est proportionnelle à la dose de

phosphore appliquée.

4. La réponse de la carotte, du céleri, du chou-chinois, de la laitue, de l'onion et de la

pomme de terre aux ajouts de phosphore dépend de la saturation en phosphore des

sols organiques évaluée selon la méthode Mehlich-III.

3.2 Objectif général

Collaborer à l'élaboration d'un modèle agroenvironnemental de fertilisation phosphatée

pour la carotte, le céleri, le chou-chinois, la laitue, l'oignon et la pomme de terre en sols

organiques au Québec.

3.2.1 Objectifs spécifiques

Quatre objectifs ont été établis:

1. Calibrer le rapport molaire [P/(Al+YFe)]M-m pour établir la valeur critique

environnementale après optimisation du facteur de pondération (Y) à l'aide du

DSPox et de Pw en sols organiques cultivés.

2. Établir les valeurs critiques agronomiques selon I'ISPM-III pour la carotte, le céleri,

le chou-chinois, la laitue, l'oignon et la pomme de terre cultivées en sols

organiques.

3. Quantifier le patron de variation spatial et saisonnier de l'indice de saturation en

phosphore utilisant la méthode Mehlich III (ISPMIII) des sols organiques cultivés.

23

4. Évaluer le besoin en P de la carotte, du céleri, du chou-chinois, de la laitue, de

l'oignon et de la pomme de terre selon I'ISPM-III.

24

Chapitre 4 PUBLICATION SCIENTIFIQUE NO 1 DE

LA THÈSE : Agri-environmental thresholds using

Mehlich III soil phosphorus saturation index for

vegetables in Histosols

4. Indice de saturation des sols en phosphore utilisant la méthode Mehlich III pour déterminer les seuils agroenvironnementaux des cultures maraîchères cultivées en sols organiques

4.1 Avant-propos

Le chapitre 4 comporte la partie sur le développement des indices environnementaux et

agronomiques de saturation des sols organiques selon la méthode Mehlich III (ISPM-III). fl

représente la première publication scientifique de la thèse et il a fait l'objet de parution dans

la revue Journal of Environmental Quality :

Guérin J., L. E. Parent, and R. Abdelhafid. 2007. Agri-environmental thresholds using

Mehlich III soil phosphorus saturation index for vegetables in Histosols. Journal of

Environmental Quality 36: 975-982.

Il a été soumis le 3 octobre 2006 et accepté pour publication le 21 février 2007. Il a paru en

ligne le 25 mai 2007.

26

4.2 Résumé

La concentration en phosphore dans les cours d'eau drainant les sols organiques dépasse

jusqu'à 14 fois le critère de 0,03 mg PT L"1 retenu par les autorités québécoises pour

prévenir l'eutrophisation. Le but de cette étude était de développer des indices

environnementaux et agronomiques de saturation des sols organiques selon la méthode de

Mehlich-III (ISPM-III)- L'approche a été testée sur 82 sols organiques prélevés à travers le

Québec et sur 66 sites d'essais de fertilisation. La méthode a été étalonnée par rapport au

degré de saturation en P extrait à l'oxalate acide d'ammonium (DSPox avec facteur am=0,4)

et à la méthode d'extraction à l'eau du P (Pw)- Les essais au champ sur la réponse de la

culture à l'ajout de P ont été réalisés sur 8 sites de carottes, 11 sites de pommes de terre, 10

sites d'oignons, 7 sites de chou-chinois, 10 sites de céleris et 20 sites de laitues.

L'extraction du phosphore au Mehlich-III était mieux reliée au DSPox (r2=0,73) que la

méthode Bray 1 (^=0,62) et la méthode de la Floride (1^=0,53). Le rapport molaire

[P/(Al-HyFe)]M-m (Y=5) était le mieux corrélé au DSPox (^=0,88). Un seuil critique de 0,05

de [P/(Al+5Fe)]M-m a été calculée pour DSPOX=0,25 et Pw=9,7 mg P L"1. Cette valeur fut

validée avec une étude indépendante menée en Caroline du Nord. La teneur en P des sols

organiques influençait significativement le rendement des cultures maraîchères. Les valeurs

agronomiques ISPM-III se situaient entre 0,10 et 0,15. Le critère environnemental (0.,05) et

les critères agronomiques (0,10 et 0,15) sont de nouveaux outils pour la gestion du P dans

les cultures maraîchères en sols organiques.

4.3 Abstract

The P concentration in the Norton Creek which drains cultivated Histosols in Quebec

showed median concentration exceeding up to 14 times the environmental guideline of 0.03

mg total P L". The aim of this study was to develop environmental and agronomic

thresholds using soil tests to provide a tool for P management in Histosols. Soil samples

were collected from Histosol across Quebec (82) and in fertilizer trials (66) to calibrate soil

test methods against the degree of P saturation (DPSox) using the acid-oxalate method and

setting am = 0.4, and the water-extractable P (Pw) (Sissingh, 1971). The field trials on crop

response to added P were conducted with carrots (8), potatoes (11), onions (10) Chinese

27

cabbage (7), celery (10), and lettuce (20). Relative yields were computed as yield in control

without P divided by highest yield with added P. The Mehlich-III (M-III) P extraction was

more closely related (r2 = 0.73) to DPSox than the Bray 1 method (r2 = 0.62) and the

Florida extraction method (r2 = 0.53). The [P/(AH7Fe)]M-m ratio as IPSM-III was the most

closely related to DPSox (r2 = 0.88) setting y = 5. The critical [P/(Al+5Fe)]M-m ratio of 0.05

at DPSox = 0.25 and Pw = 9.7 mg P L"1 was validated by an independent study from North

Carolina. The soil group (low- vs high-P soils) significantly influenced crop yield. Critical

agronomic IPSM-III values were found between 0.10 and 0.15. Those environmental and

agronomic benchmarks are instrumental for managing the P in vegetable-grown Histosols.

4.4 Introduction

The sustainable phosphorus (P) management of cultivated organic soils must take into

account ecological impacts of the P fertilization on contiguous and global environment

(Parent and Ilnicki, 2003). Cultivated Histosol areas are known to largely contribute to

eutrophication of Florida Everglades (Hortenstine and Forbes, 1972; Porter and Sanchez,

1992) and lake Ontario (Nichols and MacCrimmon, 1974; Miller 1979; Longabucco and

Rafferty, 1989). Annual P losses were found to be in the range of 1 to 37 kg P ha"1 in New

York (Duxbury and Peverly, 1978), Massachusetts (Howes and Teal, 1995) and Ontario

(Miller, 1979), but up to 168 kg P ha"1 in the Everglades (Reddy, 1983).

Norton Creek, which drains Histosols used for vegetable production in Quebec, had poor

water quality (0.28-0.60 mg total P by liter (L1)), the median concentration exceeding 14

times the environmental guideline of 0.03 mg total P L"1 (Simoneau, 1996). The P

concentration in runoff is linked primarily to soil water-extractable P (Pw) (Pote et a l ,

1999). Runoff in cultivated bogs is generally low in P when small amounts of fertilizer are

applied (Eck, 1990). Because dissolved P concentration was 9 times that of particulate P,

runoff and leaching of fertilizer P applied in large amounts to vegetable crops were

believed to be the major contributors to P pollution of Norton Creek (Simoneau, 1996).

Hamilton and Bernier (1975) and Parent and Khiari (2003) reported no significant response

of vegetables to added P in Quebec, thus indicating over-fertilization, high mineralization

rate of organic P, or limited P fixation capacity. Unpublished incubation data (Duguet,

28

2004) showed that net mineralization rate averaged only 0.063 mg kg"1 d"1 during 150 d of

incubation in Quebec Histosols.

Early work attributed P fixation in organic soils to aluminum (Al) and iron (Fe) compounds

(Droughty, 1930; Kaila, 1959; Larsen et a l , 1959; Wondrausch, 1969). The P losses from

cultivated organic soils were thus related to amounts of Al, and Fe compounds reacting

with P (Miller, 1979; Porter and Sanchez, 1992; Efimov et a l , 1996; Litaor et a l , 2003).

Oxy-hydroxides of Al and Fe contributing to P sorption in acid soils generally increase with

C content (Williams et a l , 1957). The Al-P forms were found to be more available to plants

than Fe-P forms (Anthony and Ellis, 1968). Lévesque and Schnitzer (1967) and Bloom

(1981) confirmed the formation of metal-P complexes with organic matter. In general,

fulvo-Fe phosphates represent a poor source of P for plant growth (Lévesque, 1970) unless

the organo-metallic complex is highly saturated with P (Lévesque, 1969; Efimov et a l ,

1996). The Fe may accumulate in substantial amounts as limonite and goethite in organic

soils, especially where the subsoil is sandy and facilitates water movement (Naucke et a l ,

1993). Okruszko et al. (1962) were the first to propose a soil test based on a molar ratio

between P and (Al+Fe).

4.5 Theory

Dutch researchers (van Der Zee et a l , 1987, Breeuwsma and Silva, 1992) defined the

degree of phosphate saturation as follows:

DPS o x = ^ [1] <*m(Alox+Feox)

where am is the maximum saturation factor for total sorption (unitless) and Pox, Alox, and

Feox are acid ammonium oxalate-extractable forms (mmol kg"1). Selected values for

ormwere 0.5 in Litaor et al. (2003) for Israel Histosols and 0.4 in Breeuwsma et al. (1986)

across Dutch soils comprising two histic epipedons. A critical level for DPSox (&m= 0.5)

was set at 0.25 corresponding to 0.10 mg ortho-P L"1 in the connecting groundwater of

mineral soils (Breeuwsma and Silva, 1992).

29

Dissolved reactive P (< 0.45 pm filtration) in wells averaged 0.190 mg P L"1 in Israel

Histosols showing DPS0x ( a„= 0.5) values of 0.065±0.05 (Litaor et a l , 2003). Litaor et al.

(2003) attributed those high levels to recent P fertilization history combined with solute

transport by preferential flow, although flushes of organo-metal-P complexes and

mineralized organic P may also be involved. Prismatic or lump structure favorable to

preferential flow has also been reported in temperate Histosols (Kuiper and Slager, 1963;

Zeitz and Velty, 2002). Because a period of 1 to 2 wk is necessary to achieve P sorption

equilibrium state in high-Fe Histosols (> 49 g Feox kg"1) (Efimov et a l , 1996), P fertilizer

should thus be applied in early spring and well before crack formation, and soil P should be

maintained below a critical environmental P saturation level throughout the year as

measures to prevent P loss.

The commonly used soil P tests for organic soils are the Bray 1 method in Michigan

(Lucas, 1982) and water extraction in Florida (Sanchez, 1990). However, the routine soil

test in Quebec and Mid-Atlantic USA is the multi-element Mehlich III (M-III) extraction

method (Mehlich, 1984) followed by multi-elemental determination using plasma emission

spectroscopy (PES). Quebec researchers (Khiari et a l , 2000; Pellerin et a l , 2006a) found

that a DPSox of 0.25 in mineral soils corresponded to a Sissingh (1971) Pw value of 9.7 mg

P L"1 of soil. Because the Mehlich III method (Mehlich, 1984) was found to be sensitive to

soil texture (Giroux and Tran, 1985; Simard et a l , 1991; Zheng et a l , 2001) but not

Sissingh (1971) Pw (Houba, 1986), Pellerin et a l (2006a) used that critical Pw value of 9.7

mg PL"1 to define critical index of P saturation using the M-III method (IPSM-III) for four

textural groups varying in clay content.

In order to account for the important role of amorphous Al and Fe in the retention and

release of soil P, Sims et al. (2002) recommended the (P/[Al+Fe])M-m molar ratio (Mehlich,

1984) as an agri-environmental index for Mid-Atlantic USA. However, the M-III

extractable Fe (FeM-m) was found to represent only 7 to 12% of (Al+Fe) on a molar basis in

mineral soils (Khiari et a l , 2000; Sims et a l , 2002). In mineral soils containing 4 to 5%

organic matter, the M-III method extracted 15-22% of Alox compared to 2% of Feox

(Khiari and Parent, 2005). Hence, the FeM-m may require a weighing factor (y) to account

30

for extraction efficiency, especially in Histosols where Fe may be present in large quantities

(Efimov et a l , 1996).

The IPSM-III is defined as follows:

IPS M m = ^ ^ [2] Al +yFe ^ ' M - I I I X I 1 cM-III

where PM-III, A1M-III, and FeM-m are M-III-extractable forms (mmol kg"1) and y is a

weighing coefficient for Fe. Khiari et al. (2000) and Pellerin et al. (2006a) used y = 0 or 1

since the PM-III/A1M-HI mass ratio and the (PM-III)/(A1M-IH+ FeM-m) molar ratio were closely

related to each other. Sims et al. (2002) suggested to use y = 1 to account for the role of Fe

in P fixation in soils. However, y has not been determined in high-Fe and high-C soils like

organic soils.

A ratio expression reducing the effect of scooped soil density on soil test (Khiari et a l ,

1999) could be of significance in organic soils where bulk density is highly sensitive to soil

preparation methods (Erviô, 1969; Van Lierop, 1981). Also, the tenfold increase in P

extraction with the M-III compared to water extraction requires less sensitive analytical

determination (Sanchez and Hanlon, 1990). As emphasized by Sanchez and Burdine

(1988), there is a need to develop a soil test P related to Pw and reactive forms of Al and Fe

to account for the high variability in soil P buffering capacities and make P fertilizer

recommendations in Histosols.

The aims of the present study were (1) to calibrate an environmental (P/[Al+YFe])M-m molar

ratio threshold after optimizing y against Pw and DPSox in Histosols, and (2) to determine

agronomic (P/[Al-HyFe])M-m thresholds for common vegetable crops grown on Histosols.

4.6 Materials and method

4.6.1 Experimental setup for fertilizer trials

During the 2002 to 2005 period, we conducted fertilizer P trials on eight carrot (Daucus

carota L.), ten celery (Apium graveolens L.), eleven potato (Solanum tuberosum L.), ten

31

onion (Allium cepa L.), twenty lettuce (Latuca sativa L.), and seven Chinese cabbage

(Brassica rapa var. pekinensis) commercial sites in organic soils of southwestern Quebec,

Canada. Average length of the growing period was 100 d for carrots, 88 d for celery, 66 d

for Chinese cabbage (Pak choi), 45 d for Romaine and leaf lettuce, 60 d for crisphead

lettuce, 110 d for onions, and 120 d for potato.

There were three replications and four to five P rates per site arranged in a randomized

complete block design (Table 1). Sources of P were monoammonium phosphate (MAP)

(11-52-0) or a mixture of dehydrated swine solids and monoammonium phosphate (3.2-

15.5-0.8). It was assumed that manure nitrogen (N) was 60% equivalent and manure

potassium (K) 100% equivalent compared to MAP similarly to solid manure (CRAAQ,

2003), but that manure P was equivalent to MAP. N, K, and micro-nutrients were applied

as recommended locally (CRAAQ, 2003). Fertilizers were broadcast before sowing or

planting. Plots were four to six rows in width and 5 to 8 m long. Row spacing was 47 cm

for carrots, lettuce and onions, 55 for Chinese cabbage, 65 cm for celery, and 91 cm for

potato. Other practices were those commonly used in the region. Yields were measured in

two central rows or in center of the bed over a length of 3 to 6 m (3-7 m2 depending on the

crop). Harvest date depended on the number of days to meet market requirement, the

number of harvests during summer, and crop size category. The harvested portions of the

plant in each plot were classified according to commercial standards and reported as

commercial yield.

4.6.2 Soil analysis

Soil surface materials covering a large spectrum of properties (22 peat samples collected by

Vaillancourt et al. [1999] between the 45th and the 49th parallel in Quebec and 60 cultivated

sapric materials collected by Duguet et al. [2006] between the 45th and the 46th parallel

close to the fertilizer trials) were analyzed in duplicate. A second dataset comprised the

soils collected at the fertilizer trial sites where five cores were composited in the root zone

(0-30 cm) of each of three blocks before fertilization. Soils were air-dried to constant

weight, and sieved to < 2 mm. Soil pH was determined in 0.01 M CaCb using a

32

soil/solution volumetric ratio of 1:4. Organic C and N were quantified using the CNS-

Leco2000 instrument. Loss on ignition (LOI) was quantified by burning the organic

material for 16 h at 550°C. Total P was determined by colorimetry (Laverty, 1963) after

dissolving the ashes from LOI with 0.1 N HC1. The Perayi was determined according to

Bray and Kurtz (1945) and quantified by PES. A volume of 3 mL of organic soil material

was scooped and extracted for soil P using 37.5 mL of distilled water to obtain the same

soil/solution ratio as in the official Florida soil test P (Sanchez, 1990) (Pnonda)- Soil P, Fe

and Al were extracted using the M-III method (Mehlich, 1984). Pox, Feox, and Alox were

extracted according to Ross and Wang (1993). Pyrophosphate Fe (Fepyr) and Al (Alpyr) were

extracted according to McKeague (1967). The OX method extracts non-crystalline and

poorly crystalline Al and Fe (Fe[II] and Fe[IH]) forms (Ross and Wang, 1993) that include

organically bound (pyrophosphate-extractable) and oxy-hydroxide (oxalate-minus-

pyrophosphate extractable) forms of Al and Fe. The Florida, M-III, pyrophosphate, and

oxalate extracts were quantified by PES.

The Pw was extracted in a 60:1 HzO/soil ratio according to Sissingh (1971) using NaCl

across samples to clarify the suspension that was passed through a < 0.45-pm filter. In

contrast with mineral soils, where field bulk density (FBD) is generally similar to the

reconstituted bulk density (RBD) as scooped weight (Khiari et a l , 1999), the FBD may be

only 0.45 times the RBD after drying and sieving the peat (Erviô, 1969). The Pw value in

air-dried and sieved materials must be corrected accordingly in order to be representative of

field conditions. We found that for cultivated organic soils FBD was 0.753 times RBD after

drying and sieving. For pristine peat materials of known von Post degree of humification

(VPDH) (Vaillancourt et a l , 1999), peat FBD depends on VPDH as follows (Silc and

Stanek, 1977):

FBD(g mL l) = 0.0182VPDH + 0.0529, r2 = 0.88 [3]

The Pw values obtained from scooped soils was thus corrected for RBD as follows:

P = P ™ [4] r W - F B D l W-RBD n n r \ L J

we used PW-FBD in this study.

33

4.6.3 Statistical analysis

The relationships between soil tests were determined by regression. The y value in Eq. [2]

was iterated until the r2 value was maximized for the relationships between IPSM-III and

either Pw or DPSox- The relative yield was computed by dividing absolute yield in the

control treatment by the highest yield among treatments with added P. The soil calibration

study was conducted using the P response patterns of six crops. Type IV error may occur

when interactions are examined (crop response by soil test combinations) although

hypotheses require means to be analyzed or, conversely, cell means are examined when the

hypotheses require that interactions be analyzed (Umesh et al., 1996). Soil fertility

classification requires a minimum of two classes of crop response patterns defined

graphically or by ANOVA (Nelson and Anderson, 1984). As a protection against type IV

error, the six crops were compared in two groups of soil tests as delineated by a critical

value of IPSM-III above which most crops no longer responded to added P as shown by

relative yield close to 100%. The separation between the two soil test groups was varied by

0.1 IPSM-III units below and above the initial value, and F values were computed iteratively

from ANOVA (SPSS vs. 13.1) for each IPSM-III separator to test the effects of the six crops

and the two Soil groups and their interaction (factorial design with unequal replications). If

the interaction was not significant, type IV error was considered negligible and relative

yields were averaged across crops as one random variable. A constraint on the initial IPSM-

III separator was that all crops should be represented at least one time (one replication) in

each soil group. Below 0.08 and above 0.17, there was no specimen of the onion crop,

hence limiting the validity of IPSM-III separator to five crops outside that range.

4.7 Results and discussion

4.7.1 Soil characteristics

In general, both soil datasets covered similar spectrum of properties (Table 2). In the soil

survey dataset, loss on ignition ranged between 292 and 991 g kg"1, total carbon represented

0.57 of the loss on ignition, DPSox (0.438±0.243) ranged between 0.033 and 1.035, and

IPSM-III (0.115±0.085) ranged between 0.003 and 0.419. The IPSM-m varied between 0.030

and 0.2°8 in the fertilizer trial dataset, so within the range of the soil survey dataset 0.003

34

to 0.419 (Table 2). Hence, the fertilizer trial dataset was representative of the soil survey

dataset.

The Fe content averaged 3.6 to 4.1 g Feox kg"1 and Al content averaged 1.4 to 1.7 g Alox

kg"1 across datasets (Table 2). In comparison with highest values of 9.8 g Feox kg"' and 8.6

g Alox kg"1 in Table 2, German bog (oligotrophic) peats contained 2.4 g total Fe kg"1 (0.3-

4.7) and 1.5 g total Al kg"1 (0.2-3.6) and German fen (eutrophic) peats contained 17 g total

Fe kg"1 (1-26) and 10 g total Al kg"1 (3-17) (Naucke et a l , 1993). Efimov et al. (1996)

reported values of 21 to 189 g Feox kg"1 in ferruginous bogs of Karelia (Russia) where the

organic compounds were saturated with Fe, allowing the formation of mineral Fe

compounds with high P sorption capacity. In Polish Histosols containing 1 to 81 g Feox kg"

, almost half of the Fe forms contributing to P fixation were organically bound

(Wondrausch, 1969). In our study, Alpyr was close to Alox, showing that Al was almost

entirely associated (96%) with organic matter (Table 2). The Fepyr accounted for 53% of

Feox (Table 2), indicating the presence of other amorphous Fe forms than the ones related

to organic matter.

4.7.2 Soil Phosphorus Test

The relationship between PM-III and Perayi was found to be as follows in Quebec organic

soils:

PM_w(mg L-l) = l.56PBrayi(mg L ' ) , r 2 = 0.88 [5]

In other studies, soils high in amorphous Fe and Al and organic C had slopes between 1.5

and 2.2 (Ping and Michaelson, 1986; Michaelson et a l , 1987; Davenport et a l , 1997). The

slope of 1.56 in Eq. [5] differed markedly from slopes close to one reported for mineral

soils of southern and Mid-Atlantic USA (Mehlich, 1984), Ultisols, Alfisols and Mollisols

(Hanlon and Johnson, 1984; Wolf and Baker, 1985), Cryochrepts (Michaelson et a l , 1987),

Spodosols and Inceptisols (Tran et a l , 1990; Parent and Marchand, 2006). Indeed, strongly

acidic extradants such as M-III were found to extract larger quantities of P compared to the

Bray 1 extractant and to be more closely related to agronomic yield in acid volcanic ash

soils containing 7.8 to 10.9 g FeQx kg"1, 9.2 to 14.3 g Alox kg"1, and 60 to 80 g C kg"1 (Ping

35

and Michaelson, 1986; Michaelson et a l , 1987). The P appeared to be more easily

extracted by the M-III compared to the Bray 1 extractant in Histosol materials high in C,

Feox, and Alox (Table 2) where Alpyr and Fepyr forms may react with P.

4.7.3 Model Development

The y coefficient was varied between 0 and 10 in order to maximize the relationship

between IPSM-III, on the one hand, and DPSox or Pw, on the other (Fig. 1). The r2 values

tended to stabilize when y increased above 3. We selected y = 5 where r2 reached its

maximum value. The r2 value was lower for the IPSM-III-PW relationship compared to IPSM-

m-DPSox because the variation in bulk density was more difficult to control in the Pw

expression compared to the DPSox ratio.

Setting DPSox - 0.25 (Fig. 2), a critical environmental IPSM-III value of 0.05 was found for

DPSox using am values of 0.4 (Breeuwsma et al., 1986). This critical IPSM-III value was

validated as follows:

(1) The relationship between IPSM-III (y = 5) and Pw shows that for Pw = 9.7 mg P L"1,

IPSM-III = 0.05 (Fig. 3).

(2) A North Carolina Wasda muck containing 1705 mg A1M-III kg"1 and 197 FeM-m kg"1

showed a change point at 115 PM-III kg"1 (Bond et a l , 2006). The environmental critical

IPSM-III ratio was found to be 0.05 as follows:

(3) IPSM m = ^ ^ = 0.05 [6] M m 2705/27 + 5(197/56)

We thus selected 0.05 as critical environmental IPSM-III value for Quebec Histosols. The

IPSM-III was more closely related to DPSox (r2 = 0.88) compared to PM-III (r2 = 0.74), Perayi

(r2 = 0.63), and PFionda (r2 = 0.53). Hence, compared to the Bray 1 and Florida extraction

methods, the M-III method appeared to be more appropriate for the environmental

assessment of inorganic P status. Among the 66 experimental sites, only 5 sites had IPSM-III

values below the environmental threshold of 0.05.

36

4.7.4 Soil Test Calibration

Carrots, potato, onion, and Chinese cabbage showed similar response patterns to added P

(Group A: Fig. 4), while celery and lettuce seemingly formed another group (Group B: Fig.

5). The initial IPSM-III agronomic threshold above which relative yield stabilized near 100%

was approximately 0.16 in Group A (Fig. 4). There was no clear pattern in Group B (Fig.

5). Hence, the initial IPSM-III value was fixed at 0.16 to partition soil test values and was

varied thereafter within the IPSM-III range of 0.08 to 0.19. There was no significant

correlation at P < 0.05 between soil test and relative yield for each crop and soil group

combinations (data not shown) indicating random effect of soil test within IPSM-III group.

The ANOVA results showed no significant effect of the crop species (P > 0.9) or the crop

by soil group interaction (P > 0.3). Hence, crop responses could be combined without

making any significant type IV error. Only the soil group across crops-had a significant

effect that varied with the IPSM-III separator (Fig. 6). The contrast between low-P and high-

P soils was highest (P < 0.05) with IPSM-III separators of 0.10, 0.13, and 0.15 (Fig. 6).

Weighed relative yields accounting for the number of replications per crop averaged 98, 98

and 99% in the high-P soil group using the 0.10, 0.13 and 0.15 IPSM-III separators,

respectively. In high-P soils, it is generally required that relative yield average be above

98% (Bray, 1945) or even 99% (Melsted and Peck, 1977). The weighed yield average was

92 to 94% at low-P sites across separators, hence below the critical value of 95% for

relative yields separating highly responsive from less responsive crops using non linear

models (Black, 1993). Hence, the 0.10, 0.13 and 0.15 IPSM-III values appeared valuable

separators between low- and high-P organic soils.

Obviously, the environmental threshold was lower than the agronomic threshold in

Histosoils. In contrast, the environmental threshold was higher than the agronomic

threshold for potato (Solanum tuberosum L.) (Khiari et a l , 2000), cranberry (Vaccinium

macrocarpon Ait.) (Parent and Marchand, 2006) and corn (Zea Mays L.) in mineral soils

(Pellerin et a l , 2006b). As a result, the vegetable production on Histosols poses a greater

environmental risk than crop productions on mineral soils. The poor water quality of

Norton Creek confirms this (Simoneau, 1996). Above IPSM-III of 0.05, the P balance (added

37

P minus P removal by the harvested portion of the crop) should thus be negative to

minimize the risk of P contamination of surface and groundwater. Using 0.05 and either

0.10, 0.13 or 0.15 as IPSM-III separators for establishing agri-environmental soil fertility

classes, phosphorus fertilization concepts must be developed to minimize externalities of

the P fertilization of vegetable crops grown on Histosols.

4.8 Conclusion

The Mehlich-III method, recognized to be more appropriate than the Bray 1 method for

soils high in C and oxy-hydroxides of Al and Fe, was evaluated in Histosoils. A general

expression of the DPS for organic soils using the M-III method (IPSM-III) was proposed as

[P/(Al-i7Fe)]M-m, where y was set at 5 to account for the role of Fe forms in P retention

organic soils. The IPSM-III (y = 5) was closely related to the Pw and DPSox (am = 0.4). The

critical thresholds of 0.25 as DPSox and 9.7 mg Pw L"1 suggested in the literature

corresponded to the IPSM-III value of 0.05. Above the IPSM-III of 0.05, the P balance (added

P minus P removal by the harvested portion of the crop) should be negative to minimize the

risk of P contamination of surface and groundwater. The environmental threshold was

found to be lower than agronomic thresholds (0.10, 0.13 and 0.15) across vegetables, hence

confirming the higher environmental risk of adding P to Histosols compared to mineral

soils. The 0.05 as well as 0.10, 0.13 or 0.15 IPSM-III separators will be useful benchmarks

for implementing beneficial P management practices minimizing the externalities of P

fertilization of vegetable crops grown on Histosols.

4.9 Acknowledgements

We thank the Conseil de Recherche en Pêche et Agroalimentaire du Québec and the

Natural Sciences and Engineering Research Council of Canada for financial support.

Thanks are extended to the Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation

du Québec (St-Rémi, QC), Phytodata Inc. (Sherrington, QC), Technique Gazon Inc.

(LaSalle, QC), and the participating vegetable growers.

38

4.10 References

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44

1-0 i

0.9

0.8

0.7

0.6

« 0.5

0.4

0.3

0.2

0.1

0.0 4

♦ D

♦ o ° D

♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ a a o a a u a a a a n n a a

□

4 5 6

Y coefficient

♦ DPSox □ Pw

10

Figure 1 : The r2 values for relationships between the [P/(Al+yFe)]M-m ratio as an index of P

saturation (IPSM-III) and the degree of P saturation (DPSox) (am = 0.4) or water-extractable

P (Pw) by varying the y coefficient in IPSM-III-

45

0.45

0.40 ♦

0.35

y = 0.1626X2 + 0.1793X 0.0046 S ♦

0.30 r2 = 0.8845

= 0.25 ♦ + * j T

s tn {\z 0.20 ♦

^ ♦ ■

0.15

0.10

0.05 ♦ * ♦

♦

0.00 * * • < ♦ * * ♦ ♦ 0.00 I I I I I I I I i i i i i i i i i i i i i i i i i i i i i i | i i 1 | 1 1 1 [ | I 1 1 1 1 1 1 1 1 |

0.00 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 0.60

DPSox

0.70 0.80 0.90 1.00 1.10

Figure 2: Relationship between the [P/(Al+7Fe)]M-m ratio as an index of P saturation

(IPSM-III) (Y = 5) and the degree of P saturation (DPSox) (am= 0.4). The model and all the

parameters are significant at P < 0.001).

46

0.45

0.40 ♦

0.35 ♦ j * r

0.30 ♦ /

= 0.25 \ ♦ ^ ^ s

tn Wz 0.20

o.i5 o ♦ * % r ♦♦ * r r " ? ♦ y

= 00024x + 0.0261 °

10o ♦ J V ^ * ♦ ^ = 0.8076

0.06 \ S C% * *

n nn I

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Sissingh (1971) Pw (mg L'1)

Figure 3: Relationship between the [P/(Al+YFe)]M-m ratio as an index of P saturation

(IPSM-III) (y - 5) and water-extractable P (Pw)- The model and all the parameters are

significant at P < 0.001).

47

120

• inn ^

■ a

Rela

tive y

ield

(%)

ro

*»■

a.

co

c

3

O

O

O

O

C

D A ■

1

Rela

tive y

ield

(%)

ro

*»■

a.

co

c

3

O

O

O

O

C

D A ■

1

■ Carrot a Chinese cabbage A Potato • Onion

Rela

tive y

ield

(%)

ro

*»■

a.

co

c

3

O

O

O

O

C

D A ■

1

0. DO 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30

IPSMIH

Figure 4: Relationship between relative yield and the [P/(Al+yFe)]M-m ratio as an index of

P saturation (IPSM-III) (Y - 5) across Group A crops.

48

120

□ D Q n i n n ♦ D a ♦

♦ D ♦ ♦ Q n m

g 80 □

TJ S

9 > ra ë

60

40

TJ S

9 > ra ë

60

40 ♦ Celery

20

D Lettuce

20

n V

0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25

IPSMIII

0.30

Figure 5: Relationship between relative yield and the [P/(Al+yFe)]M-m ratio as an index of

P saturation (IPSM-III) (Y - 5) across Group B crops.

49

Figure 6: Significance (a level for rejecting Ho) of the partition between two soil groups

below or above the [P/(Al-HyFe)]M-m ratio as an index of P saturation (IPSM-III) (y = 5)

separator on the x axis.

50

Tableau 1: Phosphorus application rates at experimental sites.

Crop 2002-2003 2004-2005 kg F ha'1 kg F

Carrot - 0,13, 26, 52 Chinese cabbage - 0, 15,31,61 Onion 0,13,26,39 0, 13, 26, 52 Potato 0,9,17,35 0, 13, 26, 52 Celery 0,9,17,35,52 0,11,22,44 Lettuce 0,9,17,35 0,13,26,52

51

Tableau 2: Range of soil properties in the survey and the field trial datasets.

Property Survey dataset (83 soils) Field trial dataset (66 soils) Mean SD Min Max

e ke"'

Mean SD Min Max

Loss on ignition 740 169 292 6 K 6 991 771 133 158 928

C 421 99 147 580 446 75 97 524 N 18.8 5.2 7.2 34.2

m o lc~o 20.1 5.2 6.1 38.8

Total P 778 599 59 1 U 6 *-& 2876 _ _ _

Pox 708 548 24 2233 725 456 110 1951 --gkg"'

8.642 Alox 1.743 1.296 0.106 --gkg"'

8.642 1.424 0.862 0.524 5.085 Fe o x 4.091 2.326 0.207 9.397 3.579 2.242 0.799 9.826 -^Ipyro 1.682 1.103 0.204 7.546 1.379 0.921 0.386 5.314 'jSpyfO 2.124 1.658 0.000 6.126 2.414 2.045 0.113 7.606

m o L"' of scooped s nil n i g L"' of scooped s

PM-III t 140 118 2 531 170 107 16 475 AIMIII 205 229 1 817 138 173 0 730 FeM-m 329 152 9 586 397 184 31 1153 -Iw-Sissingh + 33.8 27.0 0.0 100.3 30.6 15.7 7.2 67.8

pH (CaCl2) 5.33 1.08 2.79 6.81 5.33 0.50 3.85 6.64 DPSox (a» = = 0.4) 0.438 0.243 0.033 1.035 DPSM-,,, (Y = = 5) 0.115 0.085 0.003 0.419 0.126 0.068 0.030 0.298 t Multiply by 18 to obtain a P index in kg ha" J Corrected for field bulk density

52


LA THESE: Spatial and seasonal variability of Mehlich

III soil phosphorus saturation index in cultivated organic

soils

5. Variabilité spatiale et saisonnière de l'indice de saturation en phosphore utilisant la méthode de Mehlich III dans les sols organiques cultivés

5.1 Avant-propos

Le chapitre 5 porte sur la variabilité spatiale et saisonnière du phosphore (PM-III) et de

l'indice de saturation en phosphore (ISPM-III) extrait selon la méthode Mehlich III en sols

organiques. Ce chapitre sera soumis sous peu au Journal of Water Science:

Guérin, J.É., L.É. Parent, and B.C. Si. 2009. Spatial and seasonal variability of IPSM-III in

cultivated organic soils.

54

5.2 Résumé

Plusieurs études ont attribué le lessivage du phosphore (P) des sols organiques cultivés et

l'eutrophisation des cours d'eau adjacents à la fertilisation en P excessive et à

l'accumulation de P dans les sols. L'indice de saturation en P utilisant la méthode Mehlich

III (ISPM-III) a été proposé comme un indice agroenvironnemental de saturation en P pour

les sols organiques cultivés. La variabilité spatiale et saisonnière de I'ISPM-III dans les

champs cultivés doit être documentée et reliée aux risques environnementaux de pollution

diffuse pour recommander des pratiques de fertilisation plus efficaces. L'objectif de cette

recherche était d'identifier les patrons de variation spatiale et temporelle du PM-III et de

I'ISPM-III pour les sols organiques cultivés et d'évaluer les pertes de P entre l'automne et le

printemps suivant. Les échantillons de sols ont été prélevés en composite selon une grille

d'échantillonnage de 25 m par 25 m sur une superficie moyenne de 7 ha dans trois types de

sols organiques cultivés dans sud-ouest du Québec en automne 2006 et au printemps 2007.

Le P, le fer (Fe) et l'aluminium (Al) du sol ont été extraits en duplicata en utilisant la

méthode M-III et l'oxalate acide d'ammonium (OX). Les analyses spatiales en sols

organiques ont démontré que les valeurs de PM-III et d'ISPM-m étaient spatialement

autocorrélées et que les semivariogrammes expérimentaux pouvaient être décrits par des

modèles théoriques linéaires plateaux ou sphériques avec une portée allant de 68,0 à 167,8

m. Il y avait également une grande variation parmi les valeurs de PM-III et d'ISPM-m entre

l'automne et le printemps. Malgré la variation spatiale et saisonnière, les valeurs ISPM-III

demeuraient généralement plus élevées que le seuil environnemental à chaque site et

chaque période d'échantillonnage. La perte de P hors de la couche arable ont atteint 41 kg

PM-III ha"1 et 84 kg Pox ha"1 entre l'automne et le printemps suivant, indiquant une forte

contribution des sols organiques à la pollution des rivières.

5.3 Abstract

Many reports attributed the phosphorus (P) leaching from cultivated organic soils and the

eutrophication of adjacent surface waters to excessive P fertilization and accumulation in

soils. The index of phosphorus saturation using the Mehlich III (IPSM-m) method has been

proposed to define an agri-environmental threshold of P saturation in cultivated organic

55

soils. The spatial and temporal variability of IPSM-III in cultivated fields must be

documented and related to the risk of P pollution to recommend more efficient fertilization

practices. The objective of this research was to identify spatial and temporal variation

patterns of PM-III and IPSM-III in cultivated organic soils and to evaluate the P losses between

autumn and the following spring. Composite soil samples were taken following a 25 m by

25 m grid within 7-ha plots in three types of cultivated organic soils of south western

Quebec in fall 2006 and spring 2007. Soil P, iron (Fe), and aluminum (Al) were extracted

in duplicates using the Mehlich III and the acid ammonium oxalate methods (OX). The

spatial analysis of organic soils showed that PM-III and IPSM-III were spatially autocorrelated

and that the experimental semivariogram can be described by linear to sill or spherical

models with a range of 68.0 to 167.8 m. There was also a high seasonal variability among

PM-III and IPSM-III values. In spite of spatial and seasonal variability, IPSM-III values were

generally higher than the environmental threshold of 0.05 across sites and sampling

periods. The P loss reached 41 kg PM-III ha"1 and 84 kg Pox ha"1 between fall and the

following spring, indicating substantial contribution of cultivated organic soils to the

pollution of downstream surface waters.

5.4 Introduction

Cultivated Histosols may largely contribute to the eutrophication of waters such as the

Florida Everglades (Hortenstine and Forbes, 1972; Porter and Sanchez, 1992) and Lake

Ontario (Nicholls and MacCrimmon, 1974; Miller, 1979; Longabucco and Rafferty, 1989).

The phosphorus (P) pressure on downstream surface water quality is also a major concern

in organic soils used for vegetable productions in south western Quebec, Canada. The

median P concentration in the Norton River draining a large area of cultivated organic soils

in Quebec showed poor water quality (0.28-0.60 mg total P by liter (L-1)), the median

concentration exceeding 14 times the environmental guideline of 0.03 mg total P L_1

(Simoneau, 1996). This criterion has been fixed by the local government authority for

limiting algae growth (Menviq, 2003). The P losses in organic soils are controlled by many

factors acting simultaneously such as current fertilization, soil and water management

practices, composition and depth of the soil, the nature of the underlying mineral material

(Duxbury and Peverly, 1978), mineralization, previous fertilization, soil ability to sorb P

56

(Cogger and Duxbury, 1984), and solubilisation of inorganic P (Reddy, 1983). Since

dissolved P concentration was nine times that of particulate P in the Norton River, runoff

and leaching of fertilizer P applied in excessive amounts to vegetable crops are thought to

be the major contributors to P pollution of Norton River (Simoneau, 1996).

Acidic organic soils may retain large amounts of P (Kaila, 1959) as related to their

aluminum (Al) and iron (Fe) contents (Droughty, 1930; Kaila, 1959; Larsen et a l , 1959;

Wondrausch, 1969). The P mobility in soils is controlled by fast and slow reactions of

phosphate with oxalate-extractable Fe and Al (Feox and Alox) (Lookman et a l , 1995).

During their genesis, organic and gleyed soils may accumulate substantial amounts of Alox

as well as Feox (Naucke et a l , 1993; Efimov et a l , 1996). Metal-P complexes with organic

matter can also be formed (Lévesque and Schnitzer, 1967; Bloom, 1981) and are part of the

oxalate extraction (Ross and Wang, 1993). Peat materials with low ash content show small

ability to sorb P (McCool, 1921) since Fe and Al oxide and hydroxide contents tend to

increase with ash content (Staker and Jornlin, 1944).

In spring, during snowmelt, a significant amount of P may be carried by snowmelt runoff

(Hansen et a l , 2002). Organic soils are subject to flooding in the spring due to their low

landscape position, followed by a drier state after the drainage of excess water and seedbed

preparation. Wetting/drying cycles may decrease the solubility of native and added P as a

result of biological reduction of Fe during the flooding phase and reoxidation during the

drying phase that enhances the reactivity of sesquioxides (Sah et a l , 1989; Iyamuremye

and Dick, 1996). There is an increase in water-soluble and plant-available P during the

flooding phase occurs due to hydrolysis of Fe(III) and Al(III) phosphates, release of

exchangeable P on hydrous oxides of Fe(III) and Al(III), and reduction Fe(III) to Fe(II)

(Ponnamperuma, 1972). Any change in reactive P, Al, and Fe due to wetting/drying cycles

in organic soils may show up in the oxalate extraction.

The degree of phosphorus saturation (DPS) describing this retention is empirically defined

( P ) as DPS = , where P, Al, and Fe are OX extracted forms and am is the am(Al + Fe)Jox

57

maximum saturation factor for total sorption (van Der Zee et a l , 1987). The P sorption

maximum parameter is estimated by am(Al+Fe)ox, where am=0.5 for mineral soils and

am=0.4 for organic soils (Breeuwsma and Silva, 1992). Guérin et al. (2007) proposed an

index of P saturation (IPSM-III) for cultivated organic soils based on P (PM-III), Al (A1M-III),

and weighted Fe (FeM-m) as extracted by the Mehlich-III (M-III) method (Mehlich, 1984)

widely used in North American soil testing laboratories. The environmental IPSM-III

threshold was found to be 0.05 and the agronomic IPSM-III thresholds to be 0.10 and 0.15.

The IPSM-III values above environmental threshold were considered at environmental risk

(Gartley and Sims, 1994).

On the other hand, fertilizer recommendations for commercial farming are generally based

on soil samples collected in the fall preceding the growing season using random sampling

across a field or a management zone (CRAAQ, 2003). Phosphorus leaching as well as

spatial variability may affect the prediction of P requirements the following spring. Soil

spatial variability can be associated to physical, chemical, and biological processes

occurring at different spatial scales (Goovaerts, 1998). Litaor et al. (2003) determined P

sorption in organic soils at regional scale in Israel. However, little is known about the

spatial and temporal variability of IPSM-III at field scale in organic soils.

The aims of this present study were (i) to quantify patterns of spatial variability of PM-III and

IPSM-III in cultivated organic soils and (ii) to determine the variation in P stocks in the

arable layer between fall and the following spring. This study will document spatial

variability of PM-III and IPSM-III in three fields and calculate P losses from the arable layer

between fall and the following spring.

5.5 Materials and methods

5.5.1 Study sites

The three representative organic soil sites selected for this study were located in

southwestern Québec, Canada, where vegetable crops are grown. Soils at the site 1, 2, and 3

were classified as Typic Fibrisol, Terric Mesisol and Mesic Fibrisol, respectively (Canadian

58

System of Soil Classification, 1998). We selected those three fields because of their

difference in degree of decomposition and time elapsed since reclamation. Sites 1 and 3

were reclaimed in 2002 and 1998, respectively. Site 2 has been reclaimed more than 30 yr

ago. In fall 2006 after vegetable harvest and in early spring 2007 before soil preparation,

soil samples were collected on a regular 25 m by 25 m grid pattern in the 0-30 cm layer, the

normal depth of the arable layer in Quebec organic soils (Parent et a l , 1991). Plot size was

8 ha at site 1, 7 ha at site 2, and 5 ha at site 3. Six soil samples were composited at each grid

point and all sampling points were georeferenced using a Geographical Positioning System

(GPS) SX-Blue model RS-232 and the FARM works software (version 7.0, Farm Work

division of CTN Data Service, Inc., Hamilton, IN). The coordinates were transformed

according to the UTM-83 zone 18 and to Y and X axes before analysis. The maximum lag

distance was set at half the longest distance (site 1, maximum lag distance = 187.5 m; site 2

and 3, maximum lag distance = 260 m).

5.5.2 Soil Analysis

Soils were air-dried to constant weight, and sieved to < 2 mm. Soil P, Fe, and Al were

extracted in duplicates using the M-III method (Mehlich, 1984). The oxalate extraction is

more quantitative than PM-III soil P test for assessing P loss from the arable layer. Oxalate P

(Pox), Feox, and Alox were extracted according to Ross and Wang (1993). Soil P, Fe and

Al were determined by ICP (Thermo Jarrell-Ash model 61-E, Thermo Instrument, Franklin,

MA). The IPSM-III values were computed as follows (Guérin et a l , 2007):

■Al M - M + y r e ' M-III I P S M - „ I = „■ M~"l [1]

Where PM-III, A1M-HI and FeM-m are M-IH-extractable forms in mmol kg"1 and y = 5 is a

weighting coefficient for Fe (Guérin et a l , 2007). The degree of phosphate saturation was

determined as follows (van der Zee et a l , 1987; Breeuwsma and Silva, 1992):

DPS o x = ^ [2] aMlox+ F e ox)

where am is the maximum saturation factor for total sorption and P0x, Alox, and Feox are

oxalate forms (mmol kg"1). We selected am = 0.4 for histic epipedons (Breeuwsma et al ,

1986).

59

5.5.3 Statistical Methods

Variography, kriging and cross validation of kriged values were computed using GS+

Version 5.1, 2000 (Gamma Software Design, St. Plainwell, MI). Semivariograms illustrate

changes in semivariance between two sampling points as the distance between them

increases (Goovaerts, 1998). The semivariance increases with distance between two

locations to a more or less constant value at a given separation distance (Trangmar et a l ,

1985). The degree of normality is estimated by inspecting a plot of frequency distribution

(Si et a l , 2007). Semivariance was used to evaluate the degree of spatial autocorrelation

among soil properties, determine the range of autocorrelation, and map soil properties

(Boerner et a l , 1998). Tested models were linear, linear to sill, spherical, exponential and

gaussian (Webster, 1985). Weighted nonlinear least squares methods (Cressie, 1991; Si et

a l , 2007) were used to fit the models to the empirical semivariogram. The Q value [C

(Co+Q"1] represents the degree of spatial dependence. A Q value of 0 indicates no spatial

structure (Lyons et a l , 1998) and the Q value may reach 1 in a spatially structured system

(Boerner et a l , 1998). Alternatively, a nugget sill ratio [C0 (C0+C)'1] < 25% indicates

strong (S) spatial dependency (Cambardella et a l , 1994). For [C0 (C0+C)'1] between 25%

and 75%, the variable has moderate (M) spatial dependency. For [Ca (Co+C)'1] > 75%, the

variable has weak (W) spatial dependency.

Kridged values were cross-validated to evaluate the effective parameters in kriging

interpolation. A good kriging practice is expressed by goodness of fit of the linear

regression between estimated and actual values for each sample location in the domain,

(Robertson, 2008). For a perfect fit, regression coefficient is 1.00 on the 1:1 bisector line

(45-degrees). Measured and kriged values were mapped using Sufer Version 8.0 (Golden

Software, 2002, Golden, CO). The range determined the maximum radius for interpolation

by kriging (Trangmar et a l , 1985).

5.6 Results and Discussion

5.6.1 Spatial variability

General statistics

60

All datasets showed normal distribution (Table 3) and there were no obvious spatial trends

in the data. Hence, the PM-III and IPSM-III values were stationary and met the intrinsic

stationarity assumption required for geostatistical analysis. In average between fall 2006

and spring 2007, PM-III concentrations decreased from 209 mg kg"1 to 146 mg kg"1 at the site

1, from 263 mg kg"1 to 257 mg kg"1 at site 2, and from 159 mg kg"1 to 95 mg kg*' at site 3

(Table 3). The (Al+yFe)M-m value remained fairly constant between seasons. As a result of

less PM-III, IPSM-III decreased from 0.27 to 0.16 at site 1, from 0.13 to 0.11 at site 2, and

from 0.17 to 0.09 at site 3. Between fall 2006 and spring 2007 at sites 1, 2, and 3,

respectively, the Pox content showed average decreases from 336 mg kg"1 to 223 mg kg"1,

754 mg kg"1 to 688 mg kg"1, and 326 mg kg"1 to 252 mg kg"1 at sites 1, 2, and 3,

respectively (Table 4). The DPSox dropped from 0.39 to 0.26, 0.23 to 0.21, and 0.31 to

0.22 at sites 1, 2, and 3, respectively. The P sorption capacity as am(Al+Fe)ox (am=0.4)

value remained fairly constant between fall and spring. Hence, any decrease in DPSox was

thus attributable to Pox loss.

5.6.2 Semivariance of dataset

There was no anisotropy in the directional semivariograms among sites and years.

Therefore, isotropic semivariograms were used for modeling spatial variability of PM-III and

IPSM-III- Semivariance analysis of PM-III and IPSM-III across sites and sampling periods

showed a moderate spatial structure (Table 5). The Q ranged from 0.295 to 0.758. As Q

increases more variance is explained by the semivariogram and the degree of spatial

dependency becomes stronger (Lyons et a l , 1998).

As shown by nugget values for PM-III varying from 589 to 3267 (Table 5), samples showed

greater fine-scale heterogeneity in PM-m in fall than spring ones. In contrast with PM-III,

IPSM-III exhibited greater homogeneity in fall than spring. Sill values ranged from 1300 to

10 259 for PM-III and 0.0011 to 0.0051 for IPSM-m (Table 5). Distances for autocorrelation

ranged from 110.3 m to 161.6 m for PM-III and from 68.0 m to 167.8 m for IPSM-III (Table 5).

Hence, PM-III and IPSM-III values were spatially autocorrelated, similar to previous studies on

P sorption (Bruland and Richarson, 2004).

61

Spatial dependency was generally moderate, although PM-III showed strong spatial

dependence at site 2 in spring 2007 (Table 5). Cambardella et al. (1994) hypothesized that

intrinsic variation in soil characteristics may control the strong spatial dependence, and that

weak spatial dependence may be influenced by extrinsic variation. The relative nugget

effect [Co/Co+C] ranged from 45 % to 59% and from 24% to 69% for PM-m in fall 2006 and

spring 2007, respectively (Table 5), indicating strong to moderate spatial dependence. The

spatial distribution class for IPSM-m ranged from 39% to 52% and 33% to 72% for fall 2006

and spring 2007 respectively, indicating moderate spatial dependence.

Ranges of semivariogram did not change between fall and the following spring (Table 5).

The ranges of PM-III and IPSM-III varied from 110.3 m to 161.6 m for PM-m and from 68.0 m

to 167.8 m for IPSM-m- For the spherical model, semivariance increased with the distance

between samples up to a constant value (i.e. the sill or total semivariance) at a given

separation distance (i.e. the range of influence). For the linear to sill model generally used

hereinafter, semivariance increased as the distance between two samples increased until a

constant value (sill) was reached. Litaor et al. (2003) found that the linear model best

described the spatial pattern of the P saturation index (using the oxalate method) in organic

soils over a long range of spatial dependency (> 2000 m). Since DPSox was found to be

closely related to IPSM-III (1^=0.88) (Guérin et a l , 2007), theoretical models should be

similar. Contour maps were made using ordinary point kriging and linear to sill

semivariogram models except for PM-III at site 3 in fall 2006 and spring 2007, where the best

models determined by the r2 statistics were spherical (Table 5). The difference in theoretical

models between both studies could be explained by the sampling scale. Litaor et al. (2003)

quantified P sorption at a regional scale. Their DPS variogram used 70 georeferenced

locations for an area of 1860 ha of organic soils showing a unit separation range from 800

to 1200 m, and a lag tolerance of 600 to 400 m. In our study at field scale, the average

maximum lag distance was 235 m.

The distribution and the pattern of both measured and kriged values for PM-III and IPSM-III

are represented as surface maps (Fig. 7 to 13). Cross-validation results showed that PM-III

and IPSM-III satisfied the interpolation criteria (Robertson, 2008) (Table 6). The contour

62

maps of IPSM-III values were separated into five IPSM-III classes as follows: low: 0.00-0.05;

medium: 0.05-0.10; high: 0.10-0.15; very-high: 0.15-0.25; and excessively-high: > 0.25

(Guérin et a l , 2007). At site 1, the spatial distribution of PM-III values was patchy in fall

2006 (Fig. 7a). The lowest PM-III values were at the top of the map. The PM-III distribution

was more uniform in spring 2007 (Fig. 7b) and still showed the lowest values at the top of

the map. The contour map of IPSM-III values at site 1 in fall 2006 (Fig. 8a) was more

uniform compared to spring 2007 (Fig. 8b). However, both the lowest and highest IPSM-III

values appeared in the same areas, the lowest values being at the top of the map and the

highest at the bottom. Nevertheless, for both fall 2006 and spring 2007 IPSM-III values

exceeded the environmental threshold of 0.05 across site 1.

The contour map of PM-III at site 2 in fall 2006 and spring 2007 showed that similar PM-III

concentrations appeared in the same areas (Fig. 9a and 9b). The IPSM-III followed the same

pattern as PM-III (Fig. 10a and 10b). The highest IPSM-III values covered a large portion of

the map and exceeded the environmental threshold of 0.05 in fall 2006. The following

spring, 92% of the IPSM-III values exceeded the environmental threshold of 0.05.

The PM-III kriged map at site 3 in fall 2006 (Fig. 1 la) showed a large patch in the center of

the plot where low PM-III values were surrounded by large patches of slightly higher PM-III

values. In the following spring, the same patches appeared approximately at the same

locations, but PM-III values were lower (Fig. lib). The IPSM-III values showed the same

pattern as PM-III (Fig. 12a) and all IPSM-III values exceeded the environmental threshold of

0.05 (Guérin et a l , 2007) in fall 2006. The following spring, 86% of IPSM-m values (Fig.

12b) exceeded the environmental threshold. Hence, some P was leached between fall and

the following spring, but the arable layer of organic soils still remained at a high P risk in

the spring.

5.6.3 Seasonal variability

There was large seasonal variability in PM-IH , IPSM-III, POX and DPSox values across sites.

The PM-III values were closely related to Pox for both fall samples (r2 = 0.88, 0.73, 0.79 at

sites 1, 2, and 3, respectively) and spring ones (r2 = 0.88, 0.86, 0.75 at sites 1, 2, and 3,

63

respectively). The IPSM-m values were also closely related to DPSox for both fall (r2 = 0.84,

0.79, 0.81 at sites 1, 2, and 3, respectively) and spring samples (r2 = 0.83, 0.88, 0.81 at sites

1, 2, and 3, respectively). Our results are in line with those obtained by Guérin et al. (2007).

The P loss between fall 2006 and spring 2007 averaged 41 kg PM-III ha"1 and 84 mg Pox kg"

, indicating substantial P losses from the arable layer of cultivated organic soils that are

potentially at high risk for the pollution of the Norton River. In comparison, P losses in

outflows were in the range of 1-37 kg P ha"1 yr"1 in New York (Duxbury and Peverly,

1978), Massachusetts (Howes and Teal, 1995) and Ontario (Miller, 1979), and up to 168

kg P ha"1 yr"1 in the Everglades (Reddy, 1983). In average, IPSM-III values decreased from

0.19 to 0.12 and DPSox from 0.31 to 0.23. The P loss peaked where P saturation values

were high to excessively-high (0.10-0.15; 0.15-0.25; > 0.25) at sites 1 and 3 (Figs. 8a, and

12a). Even at medium saturation level (0.05-0.10), some P loss was detected. Large patches

of P accumulation were found at site 2 (Fig. 10c). The highest P losses (Figs. 8c, 10c, 12c)

were found in areas showest the lowest am(Al+Fe)ox (am=0.4) values (Fig. 13a, b, c).

The phosphate retention was reported to be closely related to soil Fe and Al oxide and

hydroxide content, the apparent degree of decomposition (Larsen et al., 1958) and the

length of time the soil had been cultivated (Larsen et a l , 1959). The am(Al+Fe)ox (am=0.4)

values at site 2 (Fig. 13b) were higher than those at sites 1 and 3 (Fig. 13a, c). The Alox and

Feox contents at site 2 were 1240 and 4710 mg kg"1, respectively, compared to 718 and 966

mg kg"1 at site 1 and 961 and 1177 mg kg"1 at site 3. Site 2 was reclaimed for cultivation

more than 30 yr ago. Repeated P fertilization, combined with high Al and Fe oxide and

hydroxide contents led to soil P retention. Sites 1 and 3 are cultivated since 2002 and 1998,

respectively, and show lower degree of decomposition and Al and Fe oxide and hydroxide

content. Although Al and Fe contents may have differed in the original peat materials at

three sites before reclamation, Al and Fe may have also accumulated as a result of the

decomposition of organic matter in the arable layer during pedogenesis (Ilnicki and Zeitz,

2003).

64

Our results showed that fall IPSM-III values may not be representative of the soil fertility

class the following spring (Fig. 8a, 8b, 10a, 10b, 12a and 12b). Most IPSM-III fall values

were in a lower soil fertility class the following spring. Consequently, fertilizer P

recommendations appeared more reliable when based on soil samples collected in the

spring due to important P loss between fall and spring when the environmental threshold

was exceeded. However, P requirements must be determined for each soil fertility classes

to ascertain any significant change in fertilizer recommendations between adjacent soil

fertility classes above the environmental threshold.

5.7 Conclusion

The spatial ranges of PM-III and IPSM-III values varied between 68.0 and 167.8 m in Quebec

organic soils. The semivariogram models were linear to sill or spherical. As shown by

contour maps, cultivated fields generally exceeded the environmental IPSM-III threshold of

0.05. The kriged map indicated that the fields were at high P pollution risk for the Norton

River. Between fall 2006 and spring 2007, there was a loss of 41 kg PM-III ha"1 or 84 kg Pox

ha"1. Since IPSM-III values were generally higher than the environmental threshold of 0.05

across sites and sampling periods, added P should not exceed exported P where

environmental threshold of 0.05 is exceeded. Soil samples collected in spring before the

growing season appeared to be more reliable than fall sampling since the important P loss

between fall and spring may alter soil fertility classification and, possibly, P fertilizer

recommendations. More field monitoring is needed to verify whether IPSM-III values close

to the environmental threshold of 0.05 could persist between fall and the following spring

and sustain the production systems in organic soils. Also, P losses could be further related

to P concentration in drain outflow to support the claim that P loss from the arable layer of

organic soils is an important phenomenon.


We thank the Conseil de Recherches en Pêche et Agroalimentaire du Québec, the Natural

Sciences and Engineering Research Council of Canada (DG 2254-04 and RDCPJ 305166-

03), Patates Dolbec Inc., and Ferme Daniel Bolduc (1980) Inc. for financial support.

Thanks are extended to Samuel Comtois, Maxime Paré and Rahima Abdelhafid for field

65

and laboratory support, the Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation

du Québec (St-Rémi, QC), Phytodata Inc. (Sherrington, QC), Technique Gazon Inc.

(LaSalle, QC), and the participating vegetable growers.

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Tableau 4: Range of aluminum and iron values using Mehlich III method and phosphorus,

aluminum, iron and degree of phosphate saturation using acid ammonium oxalate method

for three organic soils and two sampling periods.

AIM-III FeM-m Pox ke'1

Alox Fe o x DPSox <xm=0,4 jUj, Ks Sitel

Fall 2006 Mean 16 274 336 718 966 0.39 SD 10 36 79 72 121 0.08 Min 11 208 162 545 687 0.20 Max 87 371 599 996 1328 0.61

Spring 2007 Mean 13 331 223 687 953 0.26 SD 4 42 72 72 263 0.07 Min 9 111 72 534 624 0.20 Max 39 441 460 931 3548 0.45

Site 2 Fall 2006

Mean 56 727 754 1240 4710 0.23 SD 47 65 231 270 857 0.05 Min 12 429 288 797 3096 0.12 Max 308 859 1140 2315 7016 0.31


Site 3 Fall 2006

Mean 22 355 326 961 1177 0.31 SD 13 124 72 105 458 0.06 Min 13 194 145 727 552 0.15 Max 80 725 590 1402 2811 0.42


A1M-IH, FeM-iii, Mehlich Ill-extractable Al and Fe, respectively; P0x, Alox, Feox, acid ammonium oxalate-extractable P, Al, Fe respectively; DPSox, degree of P saturation.

72

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50 100 150 200 250 300

Figure 7: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected

in fall 2006 and b) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected in spring 2007 at

the site 1.

75

50 100 150 200 250 300 350 X Distance (m)

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Figure 8: Spatial distribution at the site 1 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for

soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil

samples collected in spring 2007 and c) PM-III lost (kg ha"1) between fall 2006 and spring

2007.

76

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50 100 150 200 250 300 Figure 9: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected


the site 2.

77

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Figure 10: Spatial distribution at the site 2 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III)

for soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil


2007.

78

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Figure 11: Spatial distribution of a) phosphorus (PM-III) (mg kg"1) for soil samples collected


the site 3.

79

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Figure 12: Spatial distribution at the site 3 of a) index of phosphorus saturation (IPSM-III)

for soil samples collected in fall 2006, b) index of phosphorus saturation (IPSM-III) for soil


2007.

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Figure 13: Spatial distribution of phosphorus sorption maximum (am(Al+Fe)ox am=0.4) a) site 1, b) site 2 and c) site 3.

81


LA THESE : Phosphorus fertilization of vegetable crops

grown in Québec organic soils.

6. Fertilisation phosphatée des cultures maraîchères cultivées en sols organiques du Québec

6.1 Avant-propos

Le sixième chapitre porte sur la fertilisation phosphatée des cultures maraîchères cultivées

en sols organiques du Québec. Ce chapite sera soumis à la revue Agriculture, Ecosystems

and Environment :

Guérin J.É., L.É. Parent, and A. Pellerin. Phosphorus fertilization of vegetable crops

grown in Québec organic soils.

83

6.2 Résumé

Plusieurs productions maraîchères sont cultivées en sols organiques dans le sud-ouest du

Québec, Canada. En Amérique du Nord, plusieurs cours d'eau environnant les sols

organiques cultivés montrent un niveau élevé en P attribué à un bilan de P déséquilibré

dans les sols organiques cultivés. Un niveau critique de saturation en P (ISPM-III) a été

déterminé pour réduire l'impact environnemental du P en sols organiques. Un concept

agroenvironnemental doit être développé pour concilier les patrons de réponse de la culture

et les préoccupations environnementales. L'objectif de cette étude était d'évaluer le dosage

agroenvironnemental du P pour la carotte, le céleri, le chou-chinois, la laitue, l'onion et la

pomme de terre cultivés en sols organiques pour accompagner les producteurs dans la

réduction de la pollution diffuse. Entre 2002 et 2005, 66 sites d'essais de fertilisation ont

été implantés pour déterminer la réponse des différentes cultures à l'ajout de P et les

exportations de P par la culture. Cinq classes de fertilité ont été définie par le rapport

molaire [P/(Al+7Fe)]M-ni (faible: 0,00-0,05; medium: 0,05-0,10; élevée: 0,10-0,15; très

élevée: 0,15-0,25; et excessivement élevée: > 0,25). La probabilité de réponse à l'intérieur

des classes de fertilité de sol a été évaluée à l'aide d'un test de puissance. Les tests de

puissance et les courbes de réponses de la culture à la fertilisation phosphatée n'ont

démontré aucune réponse significative des cultures à l'ajout de P sauf dans la classe de

fertilité 0,05-0,10. La fertilisation en P a été proposée dans la classe de fertilité faible (0,00-

0,05) et moyenne (0,05-0,10). Pour les classes de fertilité au-dessus de 0,10 l'application de

P pourrait être substantiellement réduite sans affecter le rendement et la qualité des

cultures.

6.3 Abstract

Vegetable crops are the main crops grown in organic soils of southwestern Quebec,

Canada. In organic soil areas of North America, many watercourses show high P levels due

to considerably imbalanced farm P budgets. A critical Mehlich-III P saturation level (IPSM-

m) has been determined in a previous study for environmental impact and response to P of

vegetable crops in organic soils. An agri-environmental concept must be developed to

address simultaneously the P response patterns of vegetable crops and environmental

84

concerns. Our aim was to evaluate the P agri-environmental dosage for carrots, celery,

Chinese cabbage, lettuces, onions, potatoes grown in organic soils to assist decisions on

reducing substantially off-farm P pollution. Between 2002 and 2005, we conducted 66 field

trials to determine crop response to added P and P removal by the crops. Environmental

(IPSM-III value of 0.05) and agronomic thresholds were the benchmarks to initiate soil

fertility classification and assess vegetable crop P requirements. Five soil fertility classes

were defined from the [P/(Al-H/Fe)]M-in ratio (low: 0.00-0.05; medium: 0.05-0.10; high:

0.10-0.15; very high: 0.15-0.25; and excessively high: > 0.25). The response probability

within each soil fertility class was computed using a power test. The power tests and crop

response curves showed no significant crop response to added P except in the 0.05-0.10

fertility class. The P fertilisation has been proposed for low (0.00-0.05) and medium (0.05-

0.10) soil fertility classes. For soil fertility classes above 0.10, P application could be

reduced substantially without affecting crop yield and quality.

6.4 Introduction

Histosols are productive soils for vegetable growing. However, they largely contributed to

the eutrophication of watercourses (Hortenstine and Forbes, 1972; Miller, 1979; Porter and

Sanchez, 1992) due to excessive P fertilization over the years (Simoneau, 1996). Soil P

reserves can increase steadily despite the P removal by vegetable crops or P loss by

leaching (Minotti and Stone, 1988). Current fertilization guidelines generated imbalanced P

budgets (added P as fertilizer largely exceeding the P exported by the harvested portion of

the crop), leading to P accumulation in soils and P loss to surface waters. Guérin et al.

(Chapter 5) indicated the contribution of Quebec cultivated organic soils to the

eutrophication of water with P loss averaged 41 kg PM-III ha"1 between fall and following

spring. The sustainable P management in cultivated organic soils must take into account the

environmental impacts of the P fertilization (Parent and Ilnicki, 2003).

The soil test P (STP) solutions commonly used in organic soils to determine crop P

requirements are Bray 1 (Lucas, 1982), water (Sanchez, 1990) and Mehlich III (M-III)

(Mehlich, 1984) in Michigan, Florida and Québec, respectively. The M-III method

appeared to be more efficient compared to the Bray 1 method for extracting the P in soils

85

high in C and Fe (Michaelson et al., 1987). Guérin et al. (2007) derived agri-environmental

thresholds using a M-III soil P saturation index (IPSM-III = [P/(AH7Fe]M-in, Y = 5) for

vegetables grown in Québec Histosols. Environmental (IPSM-III = 0.05) and agronomic

thresholds were combined to develop an agri-environmental classification model for

vegetable crops. However, no P management was proposed for such classification to abate

eutrophication.

Earlier fertilization trials showed little or no response of vegetable crops to added P in

organic soils (Hamilton and Bernier, 1975; Minotti and Stone, 1988). Duxburry and

Peverly (1978) suggested a substantial reduction in P addition or to skip temporarily the P

fertilization without affecting crop yield to reduce off-farm pollution by excess P. Repeated

applications of fertilizer can also affect the marketable yield and quality of vegetable crop

(Jasmin et a l , 1964) and lead to P accumulation in soils (Minotti and Stone, 1988). Some

studies had reported that P accumulation in the soil could suppress yield of potatos (Hill

and Browne, 1955 cited in Jasmin et a l , 1964).

Soil calibration studies are useful to separate nutrient deficiency from sufficiency and to

assess fertilizer requirements in deficiency situation (Evans, 1987). We need a control plot

and one or more fertilizer treatments up to more than enough to obtain maximum yield

(Dahnke and Olson, 1990). A critical response threshold can be established from the

relationship between relative yield (RY) and soil test value (Nelson and Anderson, 1984).

The RY is thought to standardize the variable yield levels among sites and years (Withney

et a l , 1985). Economic optimum rates of P-fertilizer are obtained from response curves

after plotting marketable yield against P rate (kg P ha"1). Response curves generally follow

plateau, linear, linear or quadratic-plateau or polynomial trends. The response model must

describe objectively the crop response to avoid over-fertilization, often encountered with

the quadratic model (Dahnke and Olson, 1990). The economic rates can be computed as

the first derivative (dy/dx) after accounting for the fertilizer cost to product price ratio,

where v is yield in kg ha"1 and x is fertilizer rate in kg P ha"1 (Nelson et a l , 1985).

86

Traditionally, fertilizer requirement models are interpreted following buildup and

maintenance, nutrient sufficiency, and nutrient budget concepts (Black, 1993). The nutrient

sufficiency concept is based on crop response probability to added nutrients (Fitts, 1955).

Soils are classified according to STP into fertility groups of low, medium, and high P

concentrations. In groups with low P concentrations, the probability of an economic yield

response to applied P is moderate to high (Sims et a l , 2002). In soils with medium P

concentrations, there is a low probability of an economic yield response to applied P and P

applications are rarely recommended (Sims et a l , 2002). In soils with high P

concentrations, a response is rarely expected and no P should be applied (Sims et a l , 2002).

The P application is not motivated as long as soil P concentration enables to satisfy crop

needs without affecting yield or crop quality (Whitney et a l , 1985). Fertilizer requirement

models can be also constrained by environmental limits (Khiari et a l , 2000; Sims et a l ,

2002).

The aim of this study was to develop a P management model to mitigate the eutrophication

of surface waters in vegetable growing organic soil areas by examining the P budget near

the environnement threshold. We conducted P fertilizer trials across soil fertility classes

defined by agri-environmental thresholds. We computed the power of fertilization in each

soil class and the amount of exportated P by the harvested portion of the crop. Added P

should not exceed exported P above IPSM-III environmental threshold of 0.05.

6.5 Materials and method

6.5.1 Fertilizer trials

Fertilizer P trials were conducted on 66 commercial sites between 2002 and 2005 in organic

soils of southwestern Quebec, Canada, to build a P requirement model. The vegetable crops

were carrot (Daucus carota L.), celery (Apium graveolens L.), potato (Solanum tuberosum

L.), onion (Allium cepa L.), lettuce (leaf, romaine and crisphead) (Latuca sativa L.), and

Chinese cabbage (Brassica rapa var. pekinensis). To validate the P requirement model, 15

additional fertilizer trials were carried out in 2006. Fertilizer trials are described in Table 7.

The vegetable crop varieties were those used commonly by the producers.

87

Plots were 4 to 6 rows in width and 5 to 8 m long. Fertilizers were broadcast before sowing

or planting. The P sources were mono-ammonium phosphate (MAP) (11-52-0) or a mixture

of dehydrated swine solids and mono-ammonium phosphate (3.2-15.5-0.8). Nitrogen (N),

potassium (K), and micro-nutrients were applied as recommended locally (CRAAQ, 2003).

Yields were measured in two central rows or in the center of the bed over a length of 3 to 6

m (3-7 m2 depending on the crop) and averaged across the two P sources. Harvest date

depended on the number of days to meet market requirement, the number of harvests

during summer, and crop size category. The harvested portion of the plant in each plot were

classified according to commercial standards and reported as commercial yield (Table 8).

6.5.2 Soil analysis

Soil samples were collected in each of block before fertilization and after harvest by

compositing five cores randomly taken in the root zone (0-30 cm). The soil classification of

the fertilizer trials varied from Typic Fibrisol humic deep to Humisol ferric limnic thin and

the original peat material may contain moss, carex, phragmites and wood résidus. Soils

were air-dried to a constant weight and sieved to < 2 mm. Analyses were conducted in

duplicates. Soil pH was determined in a 0.01 M CaCk using a 1:4 soil to solution

volumetric ratio. Organic carbon (C) and N were quantified by combustion using CNS-

Leco 2000. Loss on ignition (LOI) was obtained by burning the organic material for 16 h at

550°C. The PBrayi was determined according to Bray and Kurtz (1945) and quantified by

inductively coupled plasma spectroscopy (ICP) (Thermo Jarrell-Ash model 61-E, Thermo

Instrument, Franklin, MA). A scooped volume of three ml of soil material was extracted

with 37.5 ml of distilled to maintain the same soil to solution ratio as in the official Florida

method (PFiorida) (Sanchez, 1990). Soil P, Fe and Al were extracted using the M-III method

(Mehlich, 1984). The P, Al, and Fe were determined by ICP. The IPSM-III values were

computed using the following equation (Guérin et a l , 2007):

IPSM m = 5tS [1] Al + vFe ' n l M - I I I T I 1 K M - I I I

88

Where PM-III, AIM-III and FeM-m are in mmol kg"1 and y is a weighting factor for Fe (y = 5)

correcting for the low extraction capacity of M-III for Fe (Guérin et a l , 2007).

6.5.3 Plant biomass analysis

Five plants representative of each crop were randomly collected in each plot. About 500 g

of sub-samples of the harvested portion of the crop were oven-dried at 70°C for 24 to 36 h

and ground to < 2 mm. Total P was determined after micro-wave digestion in a perchloric-

nitric acid solution (Barnhisel and Bertsch, 1982). Total P exported by the harvested

portion of the crop (kg P ha"1) was calculated as P concentration in biomass (kg Mg"1) X

total biomass (Mg ha"1). Exported P by megagram of marketable yield (kg Mg"1) was

computed as exported P (kg ha"1) divided by marketable yield (Mg ha"1).

6.5.4 Statistical methods

The experimental design for analyses of variance (ANOVA) was a split-plot design with

whole plots arranged in a randomized complete-block design with three repetitions (Laird

and Cady, 1969). Phosphorus trials were randomly assigned to whole plot (main plot) and

the P treatments were randomly assigned to split-plot (subplot) within each whole plot.

Each main plot comprised 4 to 9 subplots depending of the vegetable crop and year.

ANOVA were conducted on crop marketable yields using the mixed and GLM procedures

SAS software version 8.0 for Windows (SAS Institute Inc., Cary NC). We used a combined

ANOVA for data from same both vegetable crop and year in order to test treatment X site

interaction and the treatment main effects averaged over all sites and years (Nelson et a l ,

1985). The variance homogeneity had been verified with graphical residual analysis. A

covariance analysis (ANCOVA) using plant density at harvest was performed to decrease

experimental error and improve determination coefficient. The RY were calculated as yield

in the control (minus P) treatment divided by maximum yield among P treatments (Nelson

and Anderson, 1984). A power test (Baillargeon and Rainville, 1977; Hair et a l , 1995) was

computed the probability of making a good decision to apply P. The mean of RY values in

a given fertility class was compared to the expected mean of 100% to compute type II (P)

error and power test (1- P). The power test must be high (> 0.80) to significantly reject the

null hypothesis (Hair et a l , 1995).

89

6.6 Results and discussion

6.6.1 Soil properties

In spring before fertilization, soil pH varied from 4.7 to 6.0, loss on ignition from 152 to

522 g kg"1, PM-III from 146 to 494 mg kg"1, AlM-ni from 0 to 819 mg kg"1, FeM-in from 534 to

920 mg kg"1, and IPSM-m from 0.09 to 0.21 (Table 9). In the fall, PM-m ranged from 126 to

473 mg kg"1, AIM-III from 8 to 623 mg kg"1, FeM-m from 507 to 906 mg kg"1, and IPSM-III

from 0.09 to 0.17. Thus, the P requirement models covered a large spectrum of soil

characteristics. Between spring and the fall, average PM-III dropped from 305 mg kg"1 to 287

mg kg"1, IPSM-III decreased from 0.13 to 0.12, and (Al+5Fe)M-m mmol kg"1 remained fairly

constant. The drop of 16 kg PM-III ha"1 between spring and fall in the control treatment is

attributable primarily to P uptake by the crop.

6.6.2 Phosphorus requirements

Crop response to added phosphorus

Site effect was generally significant (P < 0.05) on crop yield while P treatment effect was

occasionally significant (Table 10). The combined ANOVA for data from same both

vegetable crops and year showed the site by treatment interaction was not significant except

for the potato crop in 2004 (P < 0.05) and there was no significant effect of crop species

and crop by fertility class interaction. Hence, crop response patterns were combined.

Between 2002 and 2005, marketable yields averaged 46.8, 51.9, 52.5, 39.1, 63.0, and 41.7

Mg ha"1 for carrot (Table 11), Chinese cabbage (Table 12), onion (Table 13), potato (Table

14), celery (Table 15), and lettuce (Table 16), respectively. In 2006, marketable yields

averaged 44.7, 39.2, 53.8, 52.4, 44.0, and 33.7 Mg ha"1 carrot, Chinese cabbage, onion,

potato, celery, and lettuce, respectively. The P removal by the harvested portion of the crop

averaged 25.3, 22.8, 26.2, 30.1, and 14.8 kg P ha"1 for carrot, Chinese cabbage, onion,

potato, celery, and lettuce, respectively. There was no significant effect of P treatment on

biomass P concentration (P > 0.91 for carrot; P > 0.97 for Chinese cabbage; P > 0.28 for

onion; P > 0.10 for potato; P > 0.73 for celery; P > 0.95 for lettuce). The P treatment by

crop interaction effect was not significant (P > 0.07). In other experiments, P applications

90

did not increase the P concentration in lettuce tissues (Parups and Goodwin-Wilson, 1952)

and potato leaves (Jasmin et a l , 1964) while the fertilizer applications increased P plant

uptake in onion bulbs (Minotti and Stone, 1988). Phosphorus exportation values (kg P per

ton of fresh matter) of the current Quebec guidelines are presented at Fig. 14 for

comparision (CRAAQ, 2003).

Previous soil test calibration studies for crop P response to added P against IPSM-III

indicated an environmental threshold of 0.05 and agronomic thresholds of 0.10 and 0.15 as

benchmarks for establishing soil fertility classes (Guérin et a l , 2007). The IPSM-III values

above environmental threshold are considered at environmental risk (Gartley and Sims,

1994). Using an approach similar to Cope and Rouse (1983), we subdivided the dataset into

five IPSM-III classes as follow: low: 0.00-0.05; medium: 0.05-0.10; high: 0.10-0.15; very-

high: 0.15-0.25; excessively-high > 0.25. For sites in each soil class, we averaged the IPSM-

III, marketable yields, yield gain with added P, and the P exported by the harvested

proportion of the crop (Table 17). There was a slight but not significant increase of 0.5 to

3.9 % in marketable yields in response to added P (Table 17). The P exported by the

harvested crop ranged from 19 to 29.3 kg P ha"1 through soil class fertilities. The power of

crop response to added P (i.e. good decision to apply P) exceeded 0.80 only in the 0.05-

0.10 soil fertility class (Table 17). Despite small increase of marketable yields in response

to added P, there were non significant responses to added P across sites (Fig. 15a).

Validation data in 2006 showed power less than 0.80 (Table 18), indicating little or no crop

response to added P (Fig. 15b). The absence of effect from P fertilization on crop yields is

attributable to the high STP at most sites. Even at low P saturation (< 0.05), the crops did

not respond significantly to the P fertilization (Table 17). However, only 5 on 81

experimental sites were in the low P saturation group below environmental threshold.

In absence of crop response, a nutrient sufficiency concept can be applied considering that

added P should not exceed P removal from field above the environmental threshold (Khiari

et a l , 2000; Pellerin et a l , 2006b) and that applied P depends on how far STP is below the

critical agronomic level (Sanchez and Burdine, 1988). Fertilizer trials showed no response

91

to P in organic soils even after 4 yr of cropping without P fertilization in potato (Jasmin et

a l , 1964), onion (Hamilton and Bernier, 1975; Minotti and Stone, 1988), celery, lettuce and

carrot production (Hamilton and Bernier, 1975). Duxbury and Peverly (1978) also

suggested to reduce substantially or even omit P additions to vegetables in organic soils

without productivity loss.

Guidelines for phosphorus recommendations by soil fertility class

An agri-environmental concept was built to assist decisions on reducing off-farm P

pollution. For the low soil fertility class (0.00-0.05), the P requirement could be P removal

(30 kg P ha"1) with an additional P supply to reach 0.05.

Crops were responsive to phosphorus fertilization in the medium soil fertility class (0.05-

0.10) as shown by power test. As a result, the vegetable crops could be fertilized using a

starter fertilizer at rates not exceeding P removal (25 kg P ha"1) to drive STP toward the

environmental threshold.

The vegetable crop did not respond to added P above the IPSM-III value of 0.10 as shown by

power test < 0.80 (Table 17). For the high (0.10-0.15), very-high (0.15-0.25) and

extremely-high (> 0.25) soil P fertility classes, there was no crop response to added P. Soil

P reserve alone appeared to be sufficient to sustain vegetable growth without agronomic

loss. As a measure against P. accumulation and off farm P pollution, no P fetilizer or a pop

up P application at seeding or planting could be recommended until the IPSM-III value

decreases below 0.10.

For low STP, where the P-fertilizer recommendations averaged 85, 170, and 53 kg P ha"1

across vegetable crops for Michigan, Florida, and Quebec, respectively (Table 19). The

conversion equation among soil tests used in Florida (Sanchez, 1990) and Québec

(CRAAQ, 2003) was obtained for scooped soil (mg L"1) as follows:

PM_m = 2.5PFlorida , r2 = 0.52 [2]

The relationship between PM-III and Psrayi for scooped soil (mg L"1) found by Guérin et al.

(2007) was as follows:

92

PM.1I1=Y56PBray,,r2 = 0 M [3]

In our trials, P-fertilizer requirements for vegetable crops did not exceed 30 kg P ha *

according to the nutrient sufficiency concept. Therefore, P-fertilizer recommendations

should be revisited since current fertilization guidelines recommend P fertilization rates

largely exceeding the P exported by the harvested portion of the plant, possibly leading to P

accumulation in soils and P loss to surface waters.

6.7 Conclusion

Environmental and agronomic thresholds and P removal by the harvested portion of the

plant were combined to assess P requirements for vegetable crops in Quebec organic soils.

The models were implemented using the critical environmental IPSM-in, of 0.05 and the

critical agronomic IPSM-III, of 0.10 and 0.15 to establish the following five soil fertility

classes: low: 0.00-0.05; medium: 0.05-0.10; high: 0.10-0.15; very-high: 0.15-0.25;

excessively-high: > 0.25. Power tests and crop response curves showed that STP in organic

soils were at such a high level that the application of P fertilizer can be omitted in the soil

fertility classes above IPSM-III 0.10. The P fertilization has been proposed only for low

(0.00-0.05) and medium (0.05-0.10) soil fertility classes. The crops remained productive

without P fertilization and exported up to 30 kg P ha"1. These results showed that vegetable

growers can decrease substantially their P inputs with no yield loss. Hence, the P

recommendation guidelines for the fertilization of vegetable crops in organic soils must be

revisited to avoid soil P accumulation leading to the eutrophication of surface waters.

However, a long term study fertilization must be conducted to measure the impacts of

reduced P additions on water quality of the watercourses and groundwater draining

cultivated organic soils.


We thank the Conseil de Recherches en Pêche et Agroalimentaire du Québec (CORPAQ

603025), the Conseil pour le Développement de l'Agriculture du Québec (CDAQ 2124),

and the Natural Sciences and Engineering Research Council of Canada (NSERC CRDPJ

305166-03 and (NSERC DG 2254) for financial support. The senior author received a

93

fellowship from Technique Gazon Inc. (LaSalle, QC). Thanks are extended to the

participating vegetable growers and to Samuel Comtois, Maxime Paré, César Chléla, Eric

Thibault, Annie Pellerin, Nicolas Samson, Geneviève Roux, Jimmy Planche, Marie-Hélène

Lamontagne, and Rahima Abdelhafid for field and laboratory support.

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vegetable crops in organic soils a) years 2002 to 2005 and b) year 2006.

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Chapitre 7: Conclusion générale

7. Conclusion générale

Dans une optique de développement durable, l'objectif premier de ce projet de doctorat

était de développer un modèle agroenvironnemental de fertilisation phosphatée pour la

carotte, le chou-chinois, le céleri, la laiture, l'onion et la pomme de terre. Afin de répondre

à cet objectif, nos travaux ont permis : i) de sélectionner un test de P du sol basé sur la

saturation en P des sols organiques; ii) de déterminer un seuil environnemental critique au-

delà duquel toute fertilisation phoshatée ne doit pas dépasser les exportations de P par

récoltes; iii) d'établir des seuils critiques agronomiques de réponse des cultures à la

fertilisation; iv) de déterminer des classes de fertilité du sol pour l'établissement de dose de

P appropriée à l'analyse du sol en P.

Nos travaux sur le développement des indices agroenvironnementaux de saturation en P des

sols organiques utilisant la méthode M-III ont permis de proposer une expression générale

du degré de saturation en P pour les sols organiques utilisant la méthode de M-III (ISPM-III)

comme le rapport molaire [P/(Al-HyFe)]M-in, où y=5 comptabilise le rôle du Fe dans la

fixation du P en sols organiques. Les seuils critiques de DSPox=0,25 et Pw=9,7 mg L"1

correspondaient à une valeur de ISPMIII de 0,05. Les seuils agronomiques ont été fixés à des

valeurs d'ISPM-m entre 0,10 et 0,15. Le seuil environnemental était plus bas que les seuils

agronomiques. Ceci confirme le haut risque environnemental d'appliquer du P dans les sols

organiques cultivés.

Le seuil environnemental critique de 0,05 constitue la première norme jamais publiée et

validée pour les productions en sols organiques cultivés. Au-dessus de cette valeur

environnementale de ISPMIII, le bilan du P devrait être négatif pour minimiser le risque de

contamination des cours d'eau par le P. Les séparateurs agroenvironnementaux de ISPM-III

de 0,05 et 0.10-0,15 sont des références fiables pour l'application de bonnes pratiques de

gestion du P minimisant les externalités de la fertilisation phosphatée des cultures

maraîchères cultivées en sols organiques sur les écosystèmes aquatiques.

113

Le développement des indices de saturation en P des sols organiques cultivés a été étalonné

avec les résultats des analyses des échantillons de sol prélevés au printemps lors de

l'implantation des sites expérimentaux. Traditionnellement, les recommandations en P sont

basées sur les analyses de sols échantillonnés à l'automne précédant le semis. Il fallait donc

s'assurer que les résultats étaient transférables entre le printemps et l'automne précédent.

La variabilité spatiale et saisonnière de I'ISPM-III a été utilisée pour corriger nos résultats de

recherche et évaluer le risque agronomique et environnemental d'une fertilisation moyenne.

Les résultats sur l'analyse spatiale et saisonnière ont permis d'émettre les conclusions

suivantes : (1) les valeurs de PM-in et de ISPMIII sont spatialement autocorrélées et les

semivariogrammes expérimentaux peuvent être décrits par des modèles théoriques linéaires

plateaux ou sphériques avec une portée allant de 68.0 à 167.8 m; (2) la cartographie

démontrait que les sols organiques cultivés avaient une probabilité élevée (> 90% pour les

trois champs) de dépasser le seuil environnemental ISPM-III de 0,05 après la variation

saisonnière. Il y avait une grande variation parmi les valeurs PM-III et ISPM-III entre

l'automne et le printemps. La plupart des zones de forte saturation en P affichaient les plus

grandes pertes en P. Les valeurs IPSM-III de l'automne se retrouvaient généralement dans

une classe de fertilité inférieure au printemps. Des pertes de PM-III de plus de 41 kg PM-III ha" 1 ou 84 kg Pox kg"1 viennent confirmer que l'horizon de surface des sols organiques

cultivés contribue à la pollution des eaux de surface et souterraines. La caractérisation de la

variabilité spatiale et saisonnière du PM-III et de 1'ISPM-III constitue un premier pas dans

l'étude des propriétés des sols organiques. Cependant, des éludes plus spécifiques sur la

variabilité temporelle sont nécessaires pour vérifier si les valeurs de I'ISPM-III près du seuil

environnemental à l'automne persistent au printemps suivant.

La valeur critique environnementale de ISPM-III de 0,05 et les valeurs critiques

agronomiques de ISPM-III de 0.10 et 0,15 ont permis de définir cinq classes de fertilité selon

le rapport molaire [P/(Al+7Fe)]M-in soit : faible : 0,00-0,05; moyenne : 0,05-0,10; élevée :

0,10-0,15; très élevée : 0,15-0,25; excessivement élevée : > 0.25. Les recommandations en

P pour les cultures maraîchères cultivées en sols organiques doivent être élaborées selon

une approche agroenvironnementale prévenant l'accumulation du P dans les sols. En

l'absence de réponse claire des cultures aux ajouts de P, on s'est basé sur le principe que la

114

fertilisation phosphatée n'est pas motivée et doit être inférieure aux exportations de P par la

récolte lorsque l'analyse du sol en P dépasse le seuil environnemental. En effet, les tests de

puissance et les courbes de réponses de la culture à la fertilisation phosphatée n'ont

démontré aucune réponse significative des cultures à l'ajout de P sauf dans la classe de

fertilité 0,05-0,10. La fertilisation en P a été proposée dans la classe de fertilité faible (0,00-

0,05) et moyenne (0,05-0,10). Pour les classes de fertilité au-dessus de 0,10 l'application de

P pourrait être substantiellement réduite sans affecter le rendement et la qualité des

cultures. En plus de réduire la pollution des cours d'eau par le P, les producteurs pourront

profiter d'une économie d'argent. Nos résultats appuient la suggestion de Duxbury et

Peverly (1978) de réduire substantiellement ou d'omettre les ajouts de P sans affecter la

productivité. L'utilisation des seuils environnementaux et agronomiques permettront aux

maraîchers de déterminer des limites d'application de fertilisants par champ afin de

contribuer à l'assainissement de leur milieu tout en maintenant une agriculture compétitive.

La mise à jour des grilles de référence en fertilisation des cultures maraîchères cultivées en

sols organiques élaborée selon une approche environnementale et agronomique favorisera

la prévention de l'eutrophisation des bassins versant drainant les sols organiques cultivés en

plus de placer la gestion environnementale ces productions au premier plan au niveau

international.

115

Chapitre 8: Bibliographie

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125

8.2 Médiagraphie

Classes des niveaux trophiques des lacs :

http://www.mddep.gouv.qc.ca/eau/rsv-lacs/methodes.htm

126

http://www.mddep.gouv.qc.ca/eau/rsv-lacs/methodes.htm

Perspectives de recherche Les résultats de recherche serviront aux procédures méta-analytiques. La méta-analyse a la

capacité de considérer simultanément plusieurs facteurs affectant le rendement des cultures

sous contraintes agronomiques et environnementales spécifiques et de comptabiliser la

variance de l'erreur lors de l'interprétation des patrons de réponse de la culture à la

fertilisation à travers un grand nombre d'essais. Ce genre d'analyse va au-delà des modèles

de recommandations classiques qui ne prennent en considération que les interactions entre

les sites et les années de même que les effets locaux de la variance de l'erreur sur les

estimations des besoins en P à l'échelle régionale. Ceci servira d'outils pour élaborer des

doses de recommandation en P plus fiables pour les cultures maraîchères.

La mise en valeur des résultats se fera ensuite dans la mise à jour des grilles de référence en

fertilisation des cultures maraîchères cultivées en sols organiques. L'approche

agroenvironnementale développée ici est très innovatrice et permettra de répondre aux

objectifs d'une agriculture durable tout en restant compétitive. L'indice critique

environnemental sera utile pour développer un indice de risque du P prenant en

considération tous les mécanismes hydrologiques du transport du P dans le sol.

Pour mesurer les éventuels impacts qu'auront l'utilisation des nouveaux outils à la

fertilisation sur la qualité de l'eau des bassins versants drainant les sols organiques ainsi

que sur la qualité des cultures maraîchères et des sols organiques, un suivi à long terme de

la fertilisation réduite devrait être réalisé.

Pour supporter les estimations de perte en P et pour les quantifier davantage, une

surveillance du niveau de P dans les cours d'eau drainant les sols organiques et dans les

nappes souterraines devraient être réalisée à intervalle régulier. De cette façon,

l'augmentation dans les concentrations en P en fonction de la période de l'année, du niveau

de fertilisant appliqué et des variations climatiques pourrait être vérifiée.

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Après consultation auprès des agronomes et des agriculteurs et avec l'aide des différents

comités d'experts en fertilisation et des agences de bassins versants, les normes

environnementales proposées sur le P à partir du critère de saturation en P des sols

organiques et de l'étude sur la variabilité spatiale et temporelle pourront être soumises au

Conseil des ministres du Québec pour son adoption dans le Règlement sur les exploitations

agricole (REA). C'est par décret du gouvernement du Québec permettant de modifier la

Loi sur la qualité de l'environnement (LQE) que les normes sur le P seront introduites dans

le REA. L'adoption de ces nouvelles normes permettra de fixer des limites à l'application

de fertilisants phosphatés en vue de la prévention de l'eutrophisation dans les bassins

versants qui drainent les sols organiques et du maintien d'une agriculture compétitive.

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Diagnostic agroenvironnemental de la fertilisation phosphatée des ...

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