L'augmentation des activités enzymatiques est dans certains cas corrélée avec une augmentation de la biomasse microbienne (Lalande et al., 2000 ; Bhattacharyya et al., 2005 ; Bastida et al., 2007) alors que dans d'autres travaux la biomasse microbienne n'est pas modifiée (Franco-Otero et al., 2012), voire dans quelques rares cas, diminuait. Bhattacharya et al. (2001) ont observé une augmentation des activités uréase et phosphatase acide alors que la biomasse microbienne avait diminué. Ils ont expliqué ce résultat par la libération d'enzymes lors de la lyse des cellules microbiennes. De manière générale, l'augmentation des activités enzymatiques peut résulter de modifications i) de la taille des communautés (augmentation du nombre de cellules), ii) des activités physiologiques des cellules microbiennes (augmentation de l'activité moyenne par cellule), iii) de la structure des communautés.

Les enzymes intracellulaires comme la déshydrogénase et la catalase dépendent en général du métabolisme microbien et sont donc souvent corrélées avec la biomasse microbienne (Perucci, 1991 ; Garcia-Gil et al., 2000). L'apport de Mafor peut également stimuler la catalase de manière indirecte en augmentant la porosité du sol et en améliorant son aération, cette enzyme étant active en aérobiose (Garcia-Gil et al., 2000). Les autres enzymes (hydrolases) seraient plus dépendantes de la quantité et de la qualité de la matière organique apportée.

Néanmoins, la stimulation des activités enzymatiques n'est pas toujours systématique et varie en fonction des enzymes testées. En effet, Franco-Otero et al. (2012) ont par exemple montré que les activités catalase et protéase n'étaient pas affectées par un apport de compost de déchets municipaux alors que les activités déshydrogénase, uréase, phosphatase, β-glucosidase avaient été stimulées. Des incubations en laboratoire avec différents composts de déchets municipaux apportés à différentes doses et dans différents types de sol (Bhattacharyya et al., 2001) et dans différentes conditions de teneur en eau (Bhattacharyya et al., 2005) n'ont pas mis en évidence d'effet préjudiciable sur les activités uréase et phosphatase dans le sol.

Quelques travaux ont aussi mis en évidence des effets négatifs comme ceux de Kalembasa et Symanowicz (2012) qui ont observé que les composts de boues de STEP avaient tendance à diminuer les activités phosphatase alcaline et déshydrogénase ou ceux de Lakhdar et al. (2011) qui ont montré que des boues apportées à forte dose pouvaient affecter les activités arylsulphatase, phosphatase, déhydrogénase, β-glucosidase, urease et catalase. D'après Garcia-Gil et al. (2000), la présence d'ETM dans les composts de déchets municipaux diminuerait les activités uréase et phosphatase alors que d'autres activités enzymatiques ne seraient pas affectées (déshydrogénase, catalase, protéase).

Les impacts peuvent égalent varier au cours du temps : Garcia-Gil et al. (2004) ont montré que la stimulation des activités était observable 9 mois après apport de boues de STEP à 40 t/ha puis disparaissait après 9 mois d'incubation. Crecchio et al. (2001, 2004) ont montré que l'impact d'un apport unique de compost de déchets municipaux stimulait significativement les activités uréase et nitrate réductase 2 ans après apport et que l'effet n'était plus observable après 6 ans. Lors d'incubations en conditions de laboratoire, Bastida et al. (2012) ont par exemple montré que l'apport de différentes Mafor stimulaient es activités enzymatiques mais pas au début de l'incubation. Il fallait attendre 60 à 90 jours pour que l'effet devienne observable. Cytrin et al. (2011) ont montré qu'un apport de compost de boues de STEP (5 %) stimulait les activités hydrolyse de la fluorescéine et la déshydrogénase et que l'effet était toujours significatif après 60 jours d'incubation.

## Effet Mafor

Différents travaux ont mis en évidence un effet type de Mafor sur l'intensité de stimulation des activités enzymatiques et dont le classement varie en fonction des activités enzymatiques considérées (Bhattacharyya et al., 2003 ; Pramanik et al., 2010 ; Cenciani et al., 2011 ; Lakhdar et al., 2011 ; Kalembasa et Symanowicz, 2012 ; Moeskops et al., 2012 ; Stumpe et al., 2012).

Par exemple, Stumpe et al. (2012) ont montré, lors d'incubations de sol, que les apports de boues, lisier ou digestat stimulaient les activités enzymatiques. Néanmoins, le niveau de stimulation enzymatique variait en fonction du type de Mafor. En effet, si le digestat stimulait davantage les activités phosphatase, argininase et tyrosinase, le lisier augmentait plutôt les activités leucinase, argininase et tyrosinase. Des conclusions similaires ont été rapportées par Moeskops et al. (2012) qui, en comparant l'impact de différents amendements organiques (fumier, lisier, composts de ferme, compost déchets de jardin-fruits-légumes) apportés à des teneurs en C similaires sur les activités déshydrogénase, β-glucosidase et β-glucosaminidase ont montré que les effets étant dépendant à la fois du type d'activité et du type d'amendement. De même, Pramanik et al. (2010) qui ont comparé l'impact de vermicomposts préparés à partir de différents déchets organiques (bagasse, déchets solides municipaux, jacinthe d'eau, paille de riz et cendres volantes) sur différentes activités enzymatiques (amylase,
protéase, uréase, phosphatase acide) ont observé que l'efficacité des traitements variait en fonction des enzymes étudiées. Enfin, Kalemba et Symanowicz (2012) qui ont étudié, dans des expérimentations en pots et après 4 ans, les activités enzymatiques phosphatase acide, phosphatase alcaline, uréase, déshydrogénase dans des sols traités avec des amendements organiques variés (différentes boues, fumier, différents composts de boues), des cendres et des fertilisants minéraux, ont mis en évidence un effet type de Mafor et un effet traitement des boues avec des résultats variables selon le type d'enzymes étudiées.

Lakhdar et al. (2011) ont montré, à partir d'expérimentations en pots, que les activités arylsulphatase, phosphatase, déhydrogénase, β-glucosidase, urease et catalase après apport de boue étaient inférieures à celles après apport de compost d'ordures ménagères. Bhattacharyya et al. (2003) ont, quant à eux, montré que les activités uréase et phosphatase étaient davantage stimulées après apport de lisier bovin que de compost de déchets municipaux. En comparant l'impact de différents amendements organiques (fumier, boues urbaines, mélange de boues urbaines et industrielles) sur les activités enzymatiques, Cenciani et al. (2011) ont montré qu'un apport de fumier de bovin induisait plus fortement les activités de cellulase, protéase et uréase par rapport aux boues. Ils ont également montré que les taux de stimulation des activités cellulase et protéase pouvaient varier entre 2 boues de STEP. Bhattacharyya et al. (2005) ont montré que les stimulations enzymatiques étaient plus forte après apport de fumier bovin décomposé qu'après apport de compost de déchets municipaux (à dose en N équivalente).

Ces quelques exemples, la liste étant loin d'être exhaustive, montrent qu'il est très difficile de dégager des conclusions du fait des différents types de Mafor et des différentes activités enzymatiques étudiés dans les différents travaux (Tableau 3-5-4).

## Effet dose

De manière générale, les activités enzymatiques augmentent avec les doses de Mafor, et ce, avec différents types de Mafor :

- boues de STEP entre 0 et 600 t/ha/an (Joniec et Furczak, 2010), entre 0 et 1,2 t/ha/an (Albiach et al., 2001), 1 et 2% (Bastida et al., 2012)

- déchets municipaux compostés ou non : 30 et 90t/ha (Perucci, 1991), 0 à 20 t/ha (Bhattacharya et al., 2001), 0 à 260 t/ha de lisier de porc (Bastida et al., 2007), 10 et 20 t/ha (Vinhal-Freitas et al., 2010), 6,5 et 26 tkg/m² (Pascual et al., 1999); 1 et 2% (Bastida et al., 2012)

- Lisier porc (Lalande et al., 2000, Balota et al., 2010), fumier bovin (Khalili et Nourbakhsh, 2012)

Néanmoins, certains travaux n'ont pas mis en évidence d'effet dose comme par exemple Albiach et al. (2001) avec des boues digérées apportées à une dose variant de 0 à 1200 kg N/ha/an pendant 10 ans. Armenta et al. (2012) ont, quant à eux, observé un effet dose après apport de boues de STEP mais uniquement sur les activités phosphatase alcaline et uréase. L'apport de boues n'a eu aucun impact sur les activités catalase et β-glucosidase. Perucci (1991) a mis en évidence une stimulation des activité enzymatiques à la suite d'apports de Mafor mais pas d'effet dose pour l'activité phosphomonoestérase sur les 3 ans de suivi terrain. En ce qui concerne les activités arylsulfatase, phosphodiestérase et déshydrogénase, elles ont augmenté avec la dose mais uniquement au cours de la 1ère année. Aucun effet n'a été noté avec les apports suivants (effet toxiques dus au Pb ?).

Santos et al. (2011a) ont observé que de fortes doses de boues industrielles diminuaient l'activité hydrolyse du diacétate et la déshydrogénase (probablement à cause des fortes doses de métaux). Lakhdar et al. (2010) ont montré que des apports de boues et de composts d'ordures ménagères (40 et 80 t/ha) dans des sols salins stimulaient les activités uréase et phosphatase du sol à une dose de 40 t/ha et les inhibaient à une dose de 80 t/ha. Cette inhibition pourrait être due à une augmentation des teneurs en Pb, Cu et Zn dans les sols et/ou une salinité élevée. L'uréase pourrait être inhibée par la qualité de la MO et/ou des teneurs élevées en NH₄⁺. Quant à la phosphatase, elle pourrait être inhibée par les fortes teneurs en ETM mais également par les phosphates inorganiques qui exercent un "feedback" négatif sur cette enzyme (et ce qui expliquerait la présence de P disponible dans ces sols). De même, Balota et al. (2010) ont observé qu'un apport de lisier de porc diminuait l'activité phosphatase acide et l'inhibition augmentait avec la dose. Les apports de lisier pourraient apporter du P, ces enzymes étant synthétisées lorsque les teneurs en P atteignent des niveaux critiques pour les plantes et les microorganismes (Lalande et al., 2000 ; Balota et al., 2010). A noter que des résultats contraires ont été obtenus en non travail du sol. Lalande et al. (2000) ont également montré que la stimulation des activités enzymatiques était moins importante pour des doses de 120 m³ de lisier de porc/ha. Ils ont proposé comme hypothèse une très forte stimulation de l'activité microbienne du fait d'un apport important de matière organique conduisant à une forte consommation de l'oxygène et générant des zones d'anaérobiose.
<table><caption>**Tableau 3-5-4.** Impact des apports de Mafor sur diverses activités enzymatiques (X : pas d'effet significatif, X : stimulation, X : effet inhibiteur)s</caption><thead><tr><th>Références<br>bibliographiques</th><th>Mafor</th><th>Pase<br>alcaline</th><th>Pase<br>acide</th><th>Amino-<br>peptidases</th><th>Pdiase</th><th>DH</th><th>Hydrolyse<br>fluorécéine</th><th>β-Glc</th><th>deamin<br>ase</th><th>β-Gls</th><th>Amylase</th><th>Protéase</th><th>uréase</th><th>Nitrate<br>Rase</th><th>arylsulfat<br>ase</th><th>catalase</th><th>cellulase</th></tr></thead><tbody><tr><td>Armenta et al. (2012)</td><td rowspan="4">Boues de STEU</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Garcia Gil et al. (2004)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Lakhdar et al. (2011)</td><td>X-X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Joniec et Furczak, (2010)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Sastre et al. (2010)</td><td>Boues STEU urbaines et<br>industrielles</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Albiach et al. (2001)</td><td>Boues STEU digérées</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Cytrin et al. (2011)</td><td rowspan="2">Compost boues STEU</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Franco Otero et al. (2012)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Franco Otero et al. (2012)</td><td>Boues STEU déshydratées</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Balota et al. (2010)*</td><td>Lisier porc</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Garcia Gil et al. (2000)</td><td>Fumier bovin</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Bastida et al. (2007)</td><td rowspan="2">Déchets municipaux</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Pascual et al. (1999)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Bhattacharyya et al.<br>(2001)</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Crecchio et al. (2001)</td><td rowspan="5">Compost déchets municipaux</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Crecchio et al. (2004)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Franco Otero et al. (2012)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Lakhdar et al. (2011)</td><td>X-X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X-X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X-X</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Garcia Gil et al. (2000)</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Perucci et al. (1990)</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td></tr><tr><td>Stumpe et al. (2012)</td><td>boues, lisier ou digestat</td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Pramanik et al. (2010)</td><td>≠ lombricomposts (bagasse,<br>déchets solides municipaux,<br>cendres volantes)</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Moeskops et al. (2012)</td><td>fumier, lisier, composts de<br>ferme, compost déchets de<br>jardin-fruits-légumes</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Kalembasa &<br>Symanowicz (2012)</td><td>boues, fumier, compost de<br>boues</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Bhattacharyya et al.<br>(2005)</td><td>Lisier bovin<br>Compost déchets municipaux</td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Cenciani et al. (2011)</td><td>fumier, boues urbaines,<br>mélange de boues urbaines<br>et industrielles</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr><tr><td>Elfstrand et al. (2007a)</td><td>trèfle rouge, digestat,<br>compost d'engrais vert</td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Nayak et al. (2011)</td><td>phosphoglycine</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>X</td></tr></tbody></table>

<footnote>* prise en compte travail conventionnel uniquement</footnote>
## Effet traitement

Franco-Otero et al. (2012) en comparant boue de STEP compostée et boue séchée thermiquement ont mis en évidence une stimulation des activités déshydrogénase et uréase avec la boue séchée alors que la boue compostée n'a augmenté que l'activité déshydrogénase (les activités catalase et protéase n'ayant pas été affectées). Bastida et al. (2012) qui ont comparé une boue de STEP fraiche avec une boue compostée ainsi que des déchets municipaux frais avec des déchets municipaux compostés, ont montré que les déchets à la fois frais et compostés stimulaient les activités enzymatiques (déshydrogénase, β-glucosidase, uréase) mais que de manière générale, les effets des matériaux frais apparaissaient plus rapidement qu'avec les substrats compostés.

Albiach et al. (2001) qui ont comparé l'impact d'apport de boues de STEP digérées en aérobiose et en anaérobiose sur différentes activités enzymatiques, ont montré que l'apport de boues avait tendance à augmenter toutes les activités enzymatiques mesurées (uréase, phosphatase alcaline, phosphodiestérase, arylsulfatase, déshydrogénase) mais seule l'activité phosphodiestérase était impactée de manière significative. Ils n'ont en revanche pas mis en évidence d'effet traitement de la boue. L'activité phosphodiestérase était fortement corrélée à la matière organique et au taux de substances humiques.

## Effet profondeur

Les activités enzymatiques diminuent avec la profondeur du sol (Joniec et Furczak, 2010, Balota et al., 2011, Khalili et Nourbakhsh, 2012). Khalili et Nourbakhsh, 2012) n'ont pas détecté d'activités enzymatiques (L glutaminase et L asparaginase) en dessous de 40 cm (corrélation avec teneurs en C).

## Effet court vs long terme

Tout comme pour les facteurs précédents, les effets des activités enzymatiques peuvent apparaître plus ou moins précocement après l'apport de Mafor et persister plus ou moins longtemps. En conditions de laboratoire, Cytrin et al. (2011) ont par exemple observé des effets à court terme d'un apport de compost de boue (5 %) sur l'activité hydrolyse du diacétate de fluoréscéine et l'activité déshydrogénase avec un pic d'activité autour du 10ème jour suivi d'une diminution. Néanmoins, les effets étaient encore visibles après 60 jours. Armenta et al. (2012) ont montré une stimulation des activités enzymatiques (catalase, uréase, phosphatase acide et alcaline, β-glucosidase) jusqu'à 230 jours après apport. Garcia-Gil et al. (2004) ont montré que la stimulation des activités était observable 9 mois après apport de boues de STEP à 40 t/ha puis disparaissait après 9 mois d'incubation. Crecchio et al. (2001, 2004) ont montré que l'impact d'un apport unique de compost de déchets municipaux stimulait significativement les activités uréase et nitrate réductase 2 ans après apport et que l'effet n'était plus observable après 6 ans. Lors d'incubations en conditions de laboratoire, Bastida et al. (2012) ont par exemple montré que l'apport de différentes Mafor stimulaient es activités enzymatiques mais pas au début de l'incubation. Il fallait attendre 60 à 90 jours pour que l'effet devienne observable. Lakhdar et al. (2011) ont montré, à partir d'expérimentations en pots, que l'apparition des effets et la durée des effets dépendaient des Mafor. En effet, si un apport de boues a stimulé très rapidement (après 15 jours d'incubation) les activités enzymatiques du sol (activités arylsulphatase, phosphatase, déhydrogénase, β-glucosidase, uréase et catalase), le compost d'ordures ménagères n'a eu dans un premier temps qu'un effet modéré notamment sur les activités déhydrogénase et β-glucosidase avant de provoquer une forte augmentation après 70 jours, temps nécessaire à la libération des nutriments.

La stimulation des activités enzymatiques a également été mise en évidence sur des pas de temps beaucoup plus longs de l'ordre de la dizaine d'années comme le montrent les quelques exemples rassemblés dans le tableau 3-5-5.

Joniec et Furczak (2010) ont montré que 9 ans après l'apport de boues de STEP, les effets sur les activités protéase et déshydrogénase n'étaient plus observables. Böhme et al. (2005) qui ont mesuré des activités enzymatiques sur 2 sites de longue durée dans des conditions pédoclimatiques différentes et recevant du fumier depuis plusieurs dizaines d'années ont observé des résultats contradictoires concernant l'activité phosphatase alcaline avec une stimulation ou pas d'effet.
<table><caption>**Tableau 3-5-5.** Etudes ayant étudié les effets à long terme des apports de Mafor sur les activités enzymatiques</caption><thead><tr><th>Auteurs</th><th>Mafor</th><th>Dose</th><th>Durée effet</th><th>Mode apport</th><th>Activités enzymatiques suivies</th></tr></thead><tbody><tr><td>Roig et al. (2012)</td><td>boué</td><td>40t/ha</td><td>16 ans</td><td>répétés</td><td>déshydrogénase</td></tr><tr><td>Bastida et al. (2007 ds de Araujo et al., 2010)</td><td>Compost de déchets municipaux</td><td>0 à 260 t/ha</td><td>17 ans</td><td>unique</td><td>déshydrogénase, uréase, β-glucosidase, Nobenzoyl-L-arginamide protéase</td></tr><tr><td>Emmerling et al. (2010)</td><td>compost de biodéchets</td><td>30 t/ha</td><td>10 ans</td><td>répétés</td><td>phosphatase alcaline, o-diphényloxidase.</td></tr><tr><td>Böhme et al. (2005)</td><td>fumier</td><td>20.8 t/ha</td><td>100 ans</td><td>répétés</td><td>β-glucosidase, protéase, phosphatase alcaline</td></tr><tr><td>Böhme et al. (2005)</td><td>fumier</td><td>15 t/ha</td><td>39 ans</td><td>répétés</td><td>β-glucosidase et protéase</td></tr></tbody></table>

### 3.5.4. Indicateurs

Les paramètres décrits précédemment ont été pour certains identifiés comme étant des indicateurs biologiques pertinents pour évaluer la qualité d'un sol ou l'impact de différentes activités anthropiques sur la qualité d'un sol (pollution, apports organiques, travail-non travail du sol...) en complément des indicateurs physiques ou chimiques. En effet, les indicateurs biologiques sont sensibles (et peut être davantage que des indicateurs physiques ou chimiques) et permettent d'apprécier des changements de qualité des sols à court terme. Les plus utilisés ont été la respiration spécifique (minéralisation standardisée par rapport à la quantité de biomasse microbienne), la biomasse microbienne carbonée standardisée par rapport à la teneur en carbone et les activités enzymatiques (Bastida et al., 2008). D'après les programmes "Bio-indicateurs" financés par l'Ademe (Peres et al., 2004-2012), les indicateurs les plus pertinents pour évaluer l'impact d'apports organiques sur la qualité des sols sont des indicateurs d'abondance, de diversité et d'activité et correspondent au niveau microbien, aux biomasses bactériennes et fongiques, à la diversité des communautés, aux activités laccases, β glucosidase et à la minéralisation du carbone et de l'azote. Pour la faune, les indicateurs retenus sont l'abondance des lombriciens et la diversité fonctionnelle des nématodes.

Toutefois ces indicateurs pris indépendamment les uns des autres, ne donnent des informations que partielles. C'est pourquoi il est important de considérer différents bioindicateurs. Dans certains cas, ces indicateurs ont été agrégés pour définir un index de qualité des sols, une des difficultés pouvant être la pondération des différentes composantes de l'index. Voici quelques exemples, la liste n'étant absolument pas exhaustive : Stefanik (1984 dans Bastida et al., 2008) a proposé un indicateur biologique de fertilité des sols à partir des activités déshydrogénase et catalase (BIF=(1.5×DH+k×100×CA)/2). Koper et Piotrowska (2003 dans Bastida et al., 2008) ont considéré les activités déshydrogénase, phosphatase, protéase et amylase (B=C<sub>org</sub>+N<sub>tot</sub>+DH+P+PR+AM). Kalembasa et Symanowicz (2012) ont défini un indice biochimique de fertilité potentielle des sols à partir des activités enzymatiques : (phosphatase acide +phosphatase alcaline + uréase + déshydrogénase × 10<sup>-1</sup>) ×%C. Moeskops et al. (2012) ont quant à eux élaboré un indice de qualité des sols prenant en compte 23 paramètres et ratios (données PLFA, activités enzymatiques, teneurs en C et en N, indice de Shannon, biomasse microbienne....).

Masto et al. (2007) ont établi un indice de qualité des sols pour quantifier les impacts à long terme de différents fertilisants et fumier dans une rotation de Z. mays, Pennisetum americanum, Triticum aestivum et Vigna unguiculata à New Delhi basé sur la densité apparente, le pH, la conductivité électrique, les nutriments biodisponibles, la MO, la biomasse microbienne et les rendements. Ils ont montré que cet indice était supérieur dans les parcelles fertilisées ou amendées que dans les parcelles témoins.

### 3.5.5. Conclusion

La littérature sélectionnée montre que les Mafor les plus étudiées sont majoritairement des déchets organiques et notamment les déjections animales et les boues de stations d'épuration qui représentent plus de 50 % des Mafor testées, les déchets urbains et les biochars. On trouve également quelques études sur les digestats, les déchets d'imprimerie, les résidus de raffinerie, les boues de tannerie, les cendres... Il existe donc un gros déséquilibre entre Mafor organiques et inorganiques.
De nombreux travaux ont pour objectifs de comparer les impacts de différents types de Mafor sur les organismes du sol (par rapport à des témoins avec fertilisation minérale ou sans fertilisation). Quelques papiers comparent également l'effet du traitement appliqué aux Mafor avant leur apport au sol sur les organismes du sol en comparant par exemple des Mafor brutes et compostées, séchées...

La grande majorité des résultats ont été obtenus dans un contexte agricole (avec une grande diversité de cultures) mais on trouve tout de même quelques résultats sur des sols forestiers, de prairie, horticoles ou de vergers (avec peu de comparaisons inter contextes). Les contextes pédoclimatiques sont également très variés.

Les conditions d'étude sont très diverses avec à la fois des études de laboratoire et de terrain (suivi au champ), mettant en œuvre une ou plusieurs applications de Mafor pour des études à court, moyen ou long terme (avec des mesures réalisées quelques mois à quelques dizaines d'années), ces différentes dimensions temporelles étant rarement étudiées dans une seule étude de cas. En outre, les fréquences d'analyses varient également d'une étude à une autre, la majorité faisant un état des lieux à une seule date. On peut noter également que les effets doses sont largement traités et que quelques rares études abordent également l'impact de la date d'apport des Mafor sur les propriétés biologiques des sols. La plupart des travaux ont été réalisés dans les horizons de surface même si on trouve également des résultats sur les horizons plus profonds.

Enfin, on peut noter que la littérature analysée traite majoritairement de l'impact des épandages sur les microorganismes du sol et dans une moindre mesure sur la faune. Quelques papiers encore plus rares prennent en considération les différents acteurs des réseaux trophiques, c'est-à-dire à la fois microorganismes et faune du sol.

Malgré la diversité des méthodes utilisées, des conditions d'études; des facteurs testés, les résultats sont assez cohérents et montrent que globalement, des apports de Mafor (surtout vrai pour Mafor organiques) stimulent la croissance et les activités des organismes du sol et impacte également la diversité. Les effets augmentent avec la dose et sont plus marqués en surface qu'en profondeur dans les sols agricoles qui sont souvent travaillés. L'apparition des effets et leur persistance dépendent de la quantité et la qualité des Mafor apportées, des itinéraires appliqués, de la date d'application et des caractéristiques du sol. Il est en revanche beaucoup plus difficile de hiérarchiser les Mafor en fonction de leur efficacité du fait de la grande diversité des Mafor étudiées, des mesures réalisées, des méthodes utilisées mais également des doses appliquées dans les études qui ont pour objectifs de comparer différentes Mafor. En effet, les doses des différentes Mafor apportées peuvent être calculées sur une dose totale, une teneur en C, une teneur en N.

En outre, une des difficultés à transposer les résultats des essais terrain ou laboratoires à des situations réelles réside dans le fait qu'un grand nombre d'études ont été réalisés avec des fortes doses largement supérieures aux doses usuellement épandues.

Les impacts négatifs qui ont été mis en évidence s'expliquent très souvent par de fortes teneurs en polluants et notamment en ETM. La présence de ces contaminants pourrait ainsi, dans certains cas, contrebalancer les effets positifs des apports de Mafor sur les organismes du sol.
Annexe. Détail des mots-clefs utilisés pour construire le corpus de la section
3.5

<table><thead><tr><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td>1- Liste des Mafor</td><td></td></tr><tr><td>2- microorganismes du sol</td><td>"microbe" or "bacteria" or "fungi" or "16S rRNA" or microorganism* or "gene" or "PLFA" or "actinomycete" or "microbial biomass" or "DNA" or archae groups</td></tr><tr><td>3- organismes du sol (micro, méso, macrofaune)</td><td>"invertebrate*" or "macrofauna" or "diplopod*" or "snail*" or "springtail*" or "Folsomia" or "beetle" or "nematode" or "earthworm*" or "Eisenia" or "enchytraeid" or "mesofauna" or "microfauna"</td></tr><tr><td>4- biodiversité</td><td>"biodiversity" or "metabolic diversity" or "genetic diversity" or "bacterial community" or "fungal community" or "microbial functional diversity" or "AOA" or "AOB" or "nirK" or "nirS" or "Biolog" or "RISA" or "DGGE"</td></tr><tr><td>5- activités biologiques</td><td>"soil functioning" or "biochemical activities" or "enzym* activi*" or "microbial activity" or "biological parameters" or "biological properties" or "mineralization" or "N cycle" or "C cycle" or "degradation" or "soil quality" or "ecosystem services" or "nitrification" or "denitrification"</td></tr><tr><td>6- Effets écotox</td><td>"sublethal effect" or "estrogenic activity" or "resilience" or "toxicity" or "exposition" or "resistance" or "bioaccumulation" or "ecotoxicity" or "mutagenicity" or "genotoxicity" or "immunodepressive effect" or "avoidance" or "behavior" or "emergence" or "germination" or "sensitivity" or "ethotoxicology" or "tolerance" or "adaptation"</td></tr><tr><td>7- Bioindicateurs</td><td>"biomarker" or "bioassay" or "indicators" or "monitoring" or "bioindicator"</td></tr><tr><td>8- Transfert dans chaîne alimentaire</td><td>"food-web" or "chain" or "food chain" or "transfer" or "bioavailability" or "bioaccumulation"</td></tr></tbody></table>

Les composantes 2, 3, 4, 5 et 7 étaient pluitôt orientées vers la section 3.4. Les composantes 6 et 8 étaient plutôt orientées vers l'écotoxicologie et la section 4.4.

Devant la quantité de références collectées, la liste des mafor et chaque composante spécifique n'ont été recherchées que dans le TITRE des articles.

Puis des interrogations ont été réalisées à l'intérieur de la base obtenue avec des mots-clefs précis, de façon à cibler les références pertinentes :

1) microorg* and soil and amendment

2) microb* and soil and amendment

3) microbial activity and soil and amendment or spreading

4) bacteria and soil and amendment

5) fung* and soil and amendment

6) fauna and soil and amendment

7) *diversity and soil and amend* title

8) enzym* and soils and amend* title

9) *nitrif* and soil and amend* title
## 3.6. Influence de l'épandage de Mafor sur la santé des plantes cultivées

Jacques Fuchs

### Introduction<fnref n="1" />

L'épandage de Mafor peut, suivant la qualité de la Mafor en question, représenter dans certains cas un risque pour la santé des cultures, mais dans d'autres cas protéger les plantes contre les maladies.

La qualité phytosanitaire des divers Mafor (présence ou non d'agents phytopathogènes) est étudiée dans la section 2.5.4. Dans le chapitre 3, on va mettre l'accent sur les potentiels suppressifs directs des divers Mafor (action des microorganismes antagonistes des agents pathogènes apportés par le Mafor)

Dans la mesure du possible, les effets indirects des divers Mafor sur la santé des plantes (influence des interactions entre agents pathogènes et plantes par les caractéristiques physico-chimiques des Mafor) vont également être étudiés.

Outre les mécanismes impliqués dans ces aspects des Mafor, l'influence des procédés de traitement de ces produits sur leurs effets sur la santé des plantes va être abordée.

### 3.6.1. Protection des plantes contre les maladies par l'utilisation des Mafor

Un des points intéressants de certaines Mafor est leur pouvoir de les protéger contre les maladies (effets suppressifs). Plusieurs revues bibliographiques rendent compte des nombreux travaux réalisés sur ce sujet (Bailey et Lazarovits ; Bonanomi, et al., 2007 ; Bailey et al., 2017 ; Siddiqui et al., 2007).

La revue bibliographique publiée par Litterick *et al.* (2004) donne une bonne vision des effets bénéfiques de matières organiques non compostées, des composts, des fumiers et des extraits de compost pour la santé des plantes. Tout comme pour les présences potentielles d'agents phytosanitaires dans les diverses Mafor, le nombre le plus important de publications sur les effets suppressifs de ces produits concerne les composts Litterick *et al.*, 2004). Des revues bibliographiques détaillées à ce sujet ont d'ailleurs déjà été publiées il y a déjà près de 30 ans (Hoitink et Fahy, 1986). Mais des apports de matières organiques non compostés permettent également de protéger diverses plantes contre des nématodes et des champignons. La majorité des publications citées à ce sujet concernent des enfouissements d'engrais verts comme des crucifères ou des tagètes, mais plusieurs travaux démontrent également l'effet des résidus de cultures ou des Mafor non compostés comme la paille d'avoine ou de riz ou des résidus de la production d'huile d'olive. Selon la revue de Litterick *et al.* (2004), il existe moins de publications sur la protection des plantes contre les maladies ou les ravageurs avec les fumiers ; d'après ces auteurs, il semble que l'effet des fumiers sur la santé des plantes soit moins prévisible et stable que celui des composts, et que cet effet soit plutôt indirect par son influence sur les caractéristiques chimiques et physiques des sols.

Selon Bonanomi *et al.* (2007), qui ont étudié 250 publications avec en tout près de 2 500 études de cas, les composts sont les matières organiques les plus suppressives, avec plus de 50 % de cas montrant une protection effective des plantes. L'effet des résidus de culture ou de résidus organiques (fumiers, farines animales, pulpe de papier, résidus d'olives) est plus variable, avec une réduction des symptômes dans 45 % des cas, mais une augmentation de la maladie dans 28 %. La capacité des Mafor à protéger les plantes dépend également de l'agent pathogène impliqué, certains comme *Verticillium*, *Thielaviopsis Fusarium* ou *Phytophthora* étant contrôlé efficacement dans 50 % des cas, alors que l'incidence de *Rhizoctonia* n'est réduite que dans 26 % des essais (Bonanomi *et al.*, 2007).

<footnote n="1">¹ Cf. section 2.5.4 pour la constitution du corpus bibliographique utilisé</footnote>
### 3.6.1.1. Potentiels des divers Mafor à protéger les plantes contre les maladies

Comme mentionné plus haut, le nombre de publications attestant d'effets suppressifs de composts est extrêmement important. Il ne s'agit pas ici d'en faire une liste exhaustive, plusieurs revues bibliographiques existant déjà à ce sujet (Boulter et al., 2000; Hoitink et Fahy, 1986; Noble et Coventry, 2005; St-Martin et Brathwaite, 2012), mais de présenter quelques aspects importants de ces Mafor en relation avec la santé des plantes. Une liste résumant près de 120 expériences démontrant l'effet suppressif de divers composts est par ailleurs présentée dans Noble et Coventry (2005).

Selon les travaux de Termorshuizen et al. (2006), qui ont réalisé 120 essais impliquant 18 composts d'origines variées (fumiers, écorces, déchets organiques urbains, déchets de jardins, fumier de champignonnière, etc.) et 7 pathosystèmes (systèmes plantes/pathogènes *Phytophthora cinnamoni/lupins*, *Calonectria spathiphylli/spathiphyllum*, *Rhizoctonia solani/chou-fleurs*, *Phytophthora nicotaniae/tomates*, *Verticillium dahliae/aubergines*, *Rhizoctonia solani/pins*, *Fusarium oxysporum f.sp. lini/lini*), l'emploi de compost montre soit un effet de protection des plantes significatif (dans plus de la moitié des cas), soit pas d'effet, et qu'un effet de stimulation de la maladie est rare.

Les travaux sur l'emploi de divers composts pour protéger les plantes contre des agents pathogènes fongiques sont très nombreux, et l'effet de composts contre des champignons très variés sont décrits dans la bibliographie, comme contre *Pythium ultimum* (Alfano et al., 2011; Arora et al., 2005; Chen et Nelson, 2012; Pugliese et al., 2011), *Pythium aphanidermatum* (Zmora-Nahum et al., 2008), *Rhizoctonia solani* (Joshi et al., 2009; Postma et al., 2003; Pugliese et al., 2008; van der Gaag et al., 2007; Aryantha et al., 2000), divers *Fusarium oxysporum* sp. (Alfano et al., 2011; Alvarez et al., 1995; Cheuk et al., 2005; Kavroulakis et al., 2005; Postma et al., 2003; Pugliese et al., 2008; van Rijn, et al. 2007), *Sclerotium cepivorum* (Coventry et al., 2005), *Sclerotium rolfsii* (Bulluck et Ristaino, 2002; Zmora-Nahum et al., 2008), *Sclerotinia sclerotiorum* (Loffredo et al., 2008), *Phytophthora cinnamomi* (Lozano et al., 2009), *Verticillium dahliae* (Malandraki et al., 2008), *Cylindrocladium spathiphylli* (Aryantha et al., 2000),

L'effet bénéfique des composts pour la santé des plantes n'est pas seulement actif envers des agents pathogènes fongiques. Divers auteurs ont également démontré l'effet contre des nématodes phytopathogènes (Kuriya et Nakagazi, 1995; Lozano et al., 2009) ou des bactéries Aidahmani et al., 2005; Parada et al., 2012; Vallad et al., 2003).

L'effet suppressif des composts se retrouve avec divers types de composts, qu'ils soient produits à partir de boues d'épuration (Zmora-Nahum et al., 2008; Millner et al., 1982), de fumier (Aryantha et al., 2000); Calgaro et al., 2008; Joshi et al., 2009), de marc de raisin (Borrero et al., 2004), de déchets solides urbains (Chen et al., 2012), de déchets verts (Hameeda et al., 2006a; Lozano et al., 2009; Rose et al.), d'écorce (Borrero et al., 2006), de résidus de crabes (Labrie et al., 2001), de déchets de moulins d'huile d'olive (Alfano et al., 2011), déchets d'égrenage du coton (Bulluck et Ristaino, 2002), fumier de champignonnière (Choi et al., 2007) ou déchets provenant de la transformation d'animaux marins (Niisawa et al., 2008).

Quand on enrichit les composts avec des antagonistes choisis, comme *Verticillium biguttatum* ou une souche non pathogène de *Fusarium oxysporum*, l'effet protecteur du compost peut être soit inchangé, soit augmenté (Postma et al., 2003); l'effet positif d'apports d'antagonistes est particulièrement évident dans les substrats très conductifs, (dans lesquels les agents pathogènes peuvent facilement se développer). L'amélioration de l'effet suppressif de composts avec un apport de souches de *Trichoderma harzianum* ou de *T. viride* a également été observée par Pugliese et al. (2011); cet effet était plus important avec un compost moins supressif, l'antagoniste pouvant probablement mieux s'installer dans ce substrat moins actif.

Divers paramètres peuvent influencer l'effet suppressif des composts. Une bonne revue bibliographique sur ce sujet a été réalisée par Fuchs et al. (2004). D'après ces auteurs, la composition de départ utilisée lors de la production des composts joue certainement un rôle, mais probablement que secondaire. Par contre, la gestion du processus de compostage joue un rôle primordial sur sa capacité à protéger les plantes contre les maladies (Boulter et al., 2000; Fuchs et al., 2008b). D'autre part, le degré de maturité du produit influence également son potentiel à protéger les plantes (Zmora-Nahum et al., 2008; Aryantha et al., 2000; Ceuster et al., 1999).

La qualité du stockage des composts peut également influencer sa capacité à protéger les plantes contre les maladies (van Rijn et al., 2007).
Nettement moins d'études ont été réalisées sur le potentiel des autres Mafor à protéger les plantes contre les maladies. Le potentiel suppressif des digestats a été mis en évidence par Fuchs et al. (2008b), mais il existe très peu de publications sur ce sujet.

L'effet des boues de stations d'épuration sur la santé des plantes n'est pas clair. Aussi bien Millner et al. (1982) que Ghini et al. (2007) ont observé que l'emploi de boues d'épuration a pu réduire certaines maladies comme Rhizoctonia solani ou Aphanomyces euteiches, n'en influençait pas certaines autres comme Fusarium oxysporum ou Pythium aphanidermatum, mais augmentait l'incidence d'autres comme Pythium ultimum, Thielaviopsis basicola ou Sclerotinia sclerotium. Pour sa part, Pascual et al. (2009) ont observé que des boues d'épuration traitées par procédé de stabilisation aérobie thermophile n'avaient pas d'effet contre la maladie causée par Verticillium dahliae sur poivron, mais que ces boues compostées ont par contre réduit l'incidence de la maladie si elles étaient employées à petites doses (15 % volumétriques), alors qu'elles l'augmentaient si elles étaient employées à doses plus importantes (45 % volumétriques), probablement à cause d'une salinité trop élevée de ce traitement.

Les quelques publications sur l'influence de la santé des plantes par l'emploi d'effluents d'élevage présentent des résultats divergents. Aryantha et al. (2000) ont montré que le fumier de poulet protégeait des plantes de lupin blanc contre Phytophthora cinnamimi, alors que les fumiers de chevaux, de moutons ou de bovins ne montraient pas d'effets protecteurs, qu'ils soient compostés ou non ; cet effet du fumier de poulet était dû à son activité microbiologique, car plus aucun effet protecteur n'était observé si ce fumier était stérilisé avant emploi. Une différence d'efficacité entre les divers fumiers a également été observée par Conn et Lazarovits (1999) alors que le fumier de poulet a pratiquement réduit à zéro la fréquence de la verticilliose et de la gale dans la culture de pomme de terre suivant l'apport de fumier. Le lisier de porc réduisait également la fréquence de la gale, mais était moins efficace contre la verticilliose ; pour sa part, le fumier bovin n'avait qu'un effet faible contre la verticilliose. Toutefois, des effets bénéfiques du fumier de bovin sur la santé des plantes ont aussi été observés : Siddiqui et Futai (2009) ont pu réduire l'incidence du nématode Meloidogyne incognita sur tomates par l'emploi de fumier de bovins, et Darby et al. (2006) ont observé une diminution de la fonte des semis de concombre et de la pourriture des racines de haricot suite à l'emploi de fumier de bovins. Une certaine prudence est cependant à observer lors d'emploi de fumiers jeunes, ceux-ci pouvant favoriser certaines maladies comme la gale commune de la pomme de terre (Bailey et Lazarovits, 2003).

Des effets suppressifs spécifiques ont été également mis en évidence pour divers autres Mafor. Il s'agit toutefois dans la plupart des cas de travaux limités à des études de cas précis, avec parfois une seule référence. Une présentation de telles publications est faite dans le tableau 3-6-1.

Intéressant est le fait que, dans certains cas, le Mafor ne protège les plantes qu'après avoir été composté (Vallad et al., 2003).

Enfin, les conditions d'utilisation des Mafor peut également conditionner l'effet des Mafor sur la santé des plantes : le type de sol (Coventry et al., 2005 ; Tenuta et Lazarovits, 2004), l'agent phytopathogène incriminé (Ghini et al., 2007) et les plantes cultivées (Larkin et al., 2008).
<table><caption>Tableau 3-6-1. Effets de divers Mafor sur la santé des plantes</caption><thead><tr><td>Mafor</td><td>Plante / agent pathogène</td><td>Effet</td><td>Source bibliographique</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cendres</td><td>Tomates / Meloidogyne incognita</td><td>Diminue la production de galles et d'œufs sur les racines de tomates</td><td>Khan et al., 1997</td></tr><tr><td>Bagasse de cannes à sucre</td><td>Bananes / divers nématodes</td><td>Réduction des nématodes phytopathogènes</td><td>Tabarant et al., 2011</td></tr><tr><td>Boues de sucrerie de cannes à sucre</td><td>Bananes / divers nématodes</td><td>Réduction des nématodes phytopathogènes et augmentation de la croissance des plantes</td><td>Tabarant et al., 2011</td></tr><tr><td>Condensés extraits solubles (CDS) de maïs (résidu provenant de la production d'éthanol)</td><td>Tomates / Verticillium sp. Radis / Rhizoctonia solani Concombre / Pythium sp.</td><td>Réduction des maladies. Effet indirect, les CDS n'étant pas toxiques pour les agents pathogènes</td><td>Abbasi et al., 2007</td></tr><tr><td>Chitine de crabes</td><td>Concombre / Fusarium oxysporum f. sp. radicis-cucumerinum,</td><td>La chitine diminue la population du pathogène dasn le sol, mais augmente les symptômes de maladie sur les plantes</td><td>Rose et al., 2003</td></tr><tr><td>Eaux usées de pressoirs à olives</td><td>Amandes amères / Agrobacterium tumefaciens</td><td>En pots, l'utilisation de 1% de ces eaux a significativement réduit l'incidence de la maladie</td><td>Yangui et al., 2008</td></tr><tr><td>Emulsion de poissons (EP)</td><td>Concombre / Pythium ultimum</td><td>Traitement d'un sol naturellement infesté permet de protéger les plantes contre la maladie.</td><td>Abbasi et al., 2009</td></tr><tr><td>Emulsion de poissons (EP)</td><td>Pommes de terre / Verticillium dahliae et Streptomyces scabies</td><td>Diminution de l'incidence des deux maladies causées par ces agents pathogènes</td><td>Abbasi et al. 2013</td></tr><tr><td>Farine d'os et de viande</td><td>Verticillium dahliae</td><td>La farine d'os et de viande tue les microsclérotes de Verticillium dahliae dans du sol sableux, mais pas dans du sol limoneux</td><td>Tenuta et Lazarovits, 2004</td></tr><tr><td>Eaux usées du processus d'extraction de l'huile d'olive</td><td>Choux-fleurs / Xanthomonas campestris</td><td>Une désinfection des graines avec ces eaux permet de contrôler complètement la maladie</td><td>Ciafardini et Zullo, 2003</td></tr><tr><td>Résidus d'olives</td><td>Verticillium dahliae</td><td>Réduction in vitro de la croissance du pathogène</td><td>Arriagada et al., 2012</td></tr><tr><td>Résidus de papeterie (papermill processing residuals)</td><td>Haricot mange-tout / Aphanomyces euteiches</td><td>Diminution de la maladie avec ces résidus, qu'ils soient compostés ou pas : toutefois, les déchets compostés étaient plus efficaces.</td><td>Leon et al., 2006</td></tr><tr><td>Résidus de papeterie</td><td>Haricot / Rhizoctonia solani</td><td>Reduction des symptômes de maladie sur l'hypocotyle des plantes, mais croissance réduite des plantes (blocage d'azote)</td><td>Croteau et Zibilske, 1998</td></tr><tr><td>Compost de paille de riz</td><td>Tournesol / Meloidogyne incognita</td><td>Réduction de la population du nématode et de sa production d'œufs</td><td>Rashad et al., 2011</td></tr><tr><td>Substrat de champignonnière</td><td>Concombre / Podosphaera xanthii, Pseudomonas syringae pv. lachrymans, Corynespora cassiicola et Cladosporium cucumerinum.</td><td>Diminution des maladies foliaires (effet systémique)</td><td>Parada et al., 2012</td></tr><tr><td>Déchets d'oignons, compostés ou non</td><td>Oignons / Sclerotium cepivorum</td><td>Réduction de la viabilité des sclérotes dans le sol et diminution de l'incidence de la maladie. Efficacité varie suivant le type de sol.</td><td>Coventry et al., 2005</td></tr></tbody></table>

### 3.6.1.2. Mécanismes impliqués dans les effets suppressifs des divers Mafor

Les mécanismes impliqués dans la suppression des maladies par de la matière organique sont: microbiostasie (stress énergétique avec comme conséquence une inhibition de la germination ou de la croissance de l'agent pathogène), colonisation microbienne des propagules de pathogènes, destruction des propagules de pathogènes, antibiose (production de substances toxiques limitant la croissance de l'agent phytopathogène), compétition pour la colonisation du substrat, compétition pour les sites d'entrées des infections, résistance induite systémique (Stone et al., 2004).

Un mécanisme important impliqué dans la protection des plantes contre les maladies par les composts est certainement la présence de microorganismes antagonistes en leur sein (Alfano et al., 2011, Arora et al., 2005, Hadar et Papadopoulou, 2012, Hameeda et al., 2006b, Joshi et al., 2009, Pugliese et al., 2008). Le fait que, dans de nombreux cas, l'effet suppressif des composts est fortement diminué si le compost est stérilisé avant son emploi (Choi et al., 2007, Rose et al., 2003, St Martin et Brathwaite, 2012) le montre bien. Concernant ces
microorganismes utiles des composts, quatre mécanismes sont observables: compétition pour les nutriments, production de composés antibiotiques, parasitisme et induction de résistance (Mehta et al., 2012).

La stimulation des antagonistes présents dans le sol par les apports de Mafor peut également jouer un rôle important (Alvarez et al., 1995 ; Viti et al., 2010 ; Arriagada et al., 2012 ; Bulluck et al., 2002). D'après Bulluck et Ristaino (2002), aussi bien l'apport de compost que de fumier a augmenté les populations des antagonistes *Trichoderma* sp. et *Pseudomonas fluorescens* dans le sol.

De même, l'amélioration générale des conditions de croissance des plantes par l'apport de Mafor les rend moins stressées et ainsi plus résistantes aux maladies (Fuchs et al., 2008a).

Certains auteurs mettent en évidence un effet de toxicité de certains Mafor sur les les agents pathogènes présents dans le sol. Ainsi, les Mafor riches en azote auraient une action destructrice contre ces pathogènes par dégagement de molécules allélochimiques, c'est-à-dire de molécules produites par un microorganisme et inhibant la croissance d'un autre (Bailey et Lazarovits, 2003 ; Nelson et al., 2002 ; Bailey et al., 2003) ou autre comme l'ammoniaque (Lazarovit et al., 2001 ; Tenuta et al. ; Tenuta et Lazarovits, 2004). D'autre part, l'efficacité des émulsions de poissons pour protéger les plantes seraient due aux acides organiques que cette Mafor contient (Abbasi, et al., 2009). Aussi les extraits de déchets de café et de thé montre des actions antibactériennes (Alstrom et al., 1992).

L'effet inhibiteur de certaines substances contenues dans les Mafor peut même être sélectif. Ainsi, Loffredo et al. (2008) ont montré que les substances humiques extraites d'un compost produit à base de production d'huile d'olive et de déchets horticoles inhibent *in vitro* la croissance de l'agent pathogène *Sclerotina sclerotiorum*, mais n'ont aucun effet négatif sur la croissance des antagonistes *Trichoderma viride* et *T. harzianum*.

### 3.6.2. Effets phytotoxiques des Mafor

Une influence négative de l'épandage de Mafor sur la santé des plantes peut être due à un effet indirect suite à un apport de Mafor. Suivant leur qualité, les Mafor peuvent avoir des effets phytotoxiques (Griffin et al., 2007 ; Fuchs et al., 2008c ; Kupper et al., 2007). Les causes de cette toxicité peuvent être diverses. Aryantha et al. (2000) décrivent une phytotoxicité sur *Banksia spinulosa* due à phosphore disponible suite à une utilisation de plus de 5% de fumier de poulets composté. Aranda et al. (2006) ont pour leur part montré que des composés phénoliques contenus dans les déchets du traitement des olives avaient un effet négatif sur la croissance des tomates. Sans certains composts, ce sont le pH et la salinité qui influence négativement la croissance des plantes Brinton et al. (2005). Ces influences négatives peuvent affaiblir les plantes et les rendre plus sensibles aux maladies (Nachmias et al., 1993).

De même, des déséquilibres dans la fertilisation des plantes peuvent être causés par l'apport inapproprié de Mafor, que cela soit par une immobilisation de l'azote ou une surfertilisation par cet élément ou d'un autre (Huber et al., 1974) (voir section 3.1).

### 3.6.3. Conclusions

L'aspect hygiénique des Mafor est très bien connu en ce qui concerne les composts et relativement bien en ce qui concerne les digestats, mais peu d'études ont été réalisées sur les autres Mafor. Une caractérisation des risques phytosanitaires de ces matières serait souhaitable, surtout en ce qui concerne les restes de cultures (comme les marcs de raisin) ou de conditionnement de plantes fraîches, celles-ci pouvant potentiellement contenir des agents phytopathogènes.

Produites selon les règles de l'art, non seulement les Mafor ne représentent pas de danger pour les cultures, mais ont souvent un effet positif sur la santé des plantes par un effet suppressif des maladies. Les principaux mécanismes impliqués dans ces effets suppressifs sont la stimulation de la microflore du sol, l'apport de microflore antagoniste des pathogènes (par ex : champignons antagonistes pour les nématodes) ou dans
certains cas l'apport de substances à effet toxiques pour les agents pathogènes. La gestion de la qualité des MAFOR peut fortement influencer l'effet suppressif des MAFOR.

Il faut cependant souligner que les publications sur ce thème concernent principalement les composts et un peu les digestats. Les données concernant les autres Mafor sont nettement moins étoffées, et donc les connaissances encore très lacunaires. Des études sur les risques et les effets phytosanitaires des divers Mafor suivant leur production et utilisation seraient sonhaitables pour pouvoir élaborer un concept d'assurance-qualité pertinent.
## 3.7. Influence d'apports de Mafor sur les populations d'adventices dans les champs

Jacques Fuchs

### Introduction<fnref n="2" />

Les Mafor peuvent influencer directement les populations d'adventices en apportant des graines ou autres organes viables de plantes, et indirectement en influençant l'équilibre des populations végétales dans un champ. Ces caractéristiques des Mafor peuvent être influencées par leur gestion.

Dans cette section, on va mettre l'accent sur l'influence des Mafor sur les populations indigènes d'adventices dans les champs. La teneur des Mafor en graines ou autres organes viables d'adventices est abordée en section 2.5.5.

Les Mafor peuvent influencer les populations d'adventices dans les champs même si ils ne contiennent eux-mêmes pas de particules viables de ces adventices. Les observations concernant leurs effets sur les adventices dans les cultures sont variables. Cook et al. (2007) n'ont observé aucune influence d'apport de fumier bovins sur la quantité ou la composition des adventices dans une culture de maïs. De même, l'apport répété pendant des années de boues d'épuration ne semble pas avoir influencé la quantité des adventices (Waletzke et Backes, 2006). L'apport de Mafor peut favoriser toutefois non seulement les cultures mais également les adventices y étant liées. Ainsi, dans les sols pauvres et acides de l'amazonie brésilienne, une fertilisation minérale ou à base de fumier ou de compost favorise aussi bien la croissance de la culture de riz ou de sorghum que des adventices présentes dans le sol (Major et al., 2005). Sous nos latitudes, des résultats semblables ont été obtenus avec du fumier bovin, composté ou non, par Blackshaw et al. (2005). Il semble que l'azote libéré graduellement par ces Mafor favorise même plus les adventices que le blé d'automne (Blackshaw et al., 2005). L'augmentation des adventices dans des cultures d'orge ou de blé suite à l'apport de fumier a également été rapportée par d'autres auteurs (Boguzas et al., 2010 ; Maiksteniene et Arlauskiene, 2000).

Cependant, l'effet des Mafor sur les adventices peut aussi être positif pour les cultures. Dans des cultures exigeantes en azote comme la pomme de terre, des apports de fumiers bovins compostés ont amélioré le rendement de la culture sans influencer la croissance des adventices (Kleinhenz et Cardina, 2003 ; Lindsey et al., 2013). Au Ghana, l'augmentation de la teneur et du sol en phosphore, azote et carbone ainsi que de leur disponibilité par l'apport de fumier de mouton permet de diminuer l'incidence de la plante hyperparasite Striga dans les cultures (Sauerborn, et al., 2003).

L'effet de certains Mafor contre les adventices peut être également dû à un effet de phytotoxicité. Ainsi, Boz (2009) a pu, en Turquie, combattre efficacement les adventices dans des cultures de gombo, de féverole et d'oignons avec des déchets de la transformation des olives. Un effet similaire a été obtenu par Ekwuribe et al., (2008) en appliquant dans des cultures de niébé des boues provenant de la production d'huile de palme.

Le mode d'application de Mafor peut influencer la concurrence entre les cultures et les adventices. Ainsi, un apport en profondeur de Mafor riche en azote n'influence pas la couverture du sol par des adventices dans une culture de blé, alors qu'un apport en surface a favorisé la croissance des adventices nitrophiles (Juroszek et al., 2004). Dans un même ordre d'idée, l'apport de lisier sur la ligne plutôt que sur toute la surface du sol permet à l'orge de mieux concurrencer les adventices (Petersen et al., 2003).

Le biochar amené seul n'a pas à court terme pas influencé la germination des adventices, alors qu'un emploi répété a à long terme diminué leur germination (Quilliam et al., 2012). Par contre, l'apport simultané de biochar et d'engrais minéral peut favoriser la croissance de ces plantes (Major et al., 2005).

La qualité du Mafor apporté est importante peut son effet sur les adventices. Ozores-Hampton et al., (2001) ont observé une inhibition totale de la germination des adventices avec un apport important de compost très jeune, alors qu'un compost plus mûr a eu un effet moindre. De même, dans des cultures de tomates, une fertilisation

<footnote n="2">² Voir section 2.5.5 pour la constitution du corpus bibliographique analysé</footnote>
avec du fumier de poule n'a pas réduit la croissance des adventices, contrairement à l'apport de déchets de production d'huile d'olives (Boz, 2009). Un effet semblable a été observé par Cayuela et al. (2008) : des extraits aqueux de déchets provenant de la production d'huile d'olives inhibent la germination de graines de Amaranthus retroflexus et de Solarium nigrum s'ils sont réalisés avec des déchets pas ou peu composté, cet effet s'atténuant avec la maturation du compost. Cet effet de divers Mafor est également observable sur les banques de semences des sols lors de leur utilisation répétée. Ainsi, après une rotation de quatre années, la banque de semences du sol la plus basse faisait suite à l'utilisation de compost mature, la plus élevée après l'emploi de lisier bovin (De Cauwer et al., 2011) ; selon ces auteurs, l'influence par les Mafor de la teneur en carbone organique des sols peut expliquer ce phénomène. Une influence de la composition des adventices par les Mafor suivant leur caractéristiques et leur effet fertilisant a également été observé par (De Cauwer, et al., 2010) : le compost, contrairement au lisier bovin, diminuant à long terme la densité de semences d'adventices hautement compétitive comme Chenopodium album ou Solanum nigrum.

L'effet des apports de divers Mafor peut influencer de manière sélective les adventices. Ainsi, l'amendement de 50 tonnes de boues désencrées de papeterie ont diminué entre 80 et 90 % l'abondance et la biomasse des annuelles à feuilles larges, mais n'a pas influencé la croissance des adventices vivaces (Machrafi et al., 2010). A l'inverse, un Mafor riche en éléments fertilisant comme le fumier porcin composté a augmenté la biomasse d'Amaranthus rudis Sauer AMATA et de Abutikon theophrasti Medicus ABUTH, mais n'a pas influencé la croissance de Setaria faberi Herrm (Liebman et al., 2004).

## Conclusions

D'après la bibliographie existante, les risques d'infestations des sols avec des adventices par l'apport de Mafor est négligeable. L'influence de ces produits sur les relations entre les cultures et les adventices est principalement dû à la modification des équilibres des éléments fertilisants disponibles pour les plantes, favorisant suivant les cas plutôt la culture ou les adventices y étant liées. Ces effets peuvent être toutefois contrôlés en gérant le choix du Mafor et son concept d'application suivant la culture, le sol et le climat impliqués.
## 3.8. Les outils d'aide à la décision pour la gestion de la fertilisation et le devenir des émissions post-épandage des Mafor

Marilys Pradel

### Introduction<fnref n="1" />

Les Mafor ont des propriétés fertilisantes et amendantes avérées. Les effets fertilisants et amendants des Mafor sont liés à des phénomènes complexes expliqués dans les sous-chapitres précédents. Pour pouvoir faciliter le raisonnement de la fertilisation et de l'amendement des cultures avec des Mafor, il est donc nécessaire de disposer d'outils pertinents et permettant de prendre en considération l'ensemble de ces phénomènes.

La recherche s'est penchée sur ces outils, que l'on peut classer comme des outils d'aide à la décision dans le sens où ils permettent à leurs utilisateurs de prendre une décision relative soit à la gestion de la fertilisation de leur culture, soit pour limiter les risques environnementaux en maitrisant les apports de Mafor et les émissions azotées émises pendant et après l'épandage. Le périmètre de conception et d'utilisation de ces outils va parfois bien au-delà des seuls effets et impacts agronomiques de l'épandage des Mafor. Les outils identifiés dans la littérature sont en grande majorité focalisés sur l'épandage des effluents d'élevage même si parfois ils peuvent être adaptés aux boues d'épuration des eaux usées.

L'analyse de rentabilité des pratiques d'épandage des Mafor est également recensée dans ce sous-chapitre car cette méthode permet d'identifier l'option la plus rentable économiquement afin d'atteindre un objectif agronomique telle que l'efficacité de l'utilisation agricole d'une Mafor (relative à différentes façons d'épandre) calculée en fonction de son apport en N et P dans le sol.

### 3.8.1. Les outils pour la gestion de la fertilisation avec des Mafor et les risques liées à l'utilisation de Mafor

Les outils d'aide à la décision peuvent être utilisés dans l'optique d'évaluer la gestion de la fertilisation à l'aide de Mafor en se focalisant sur la gestion de la composition de la Mafor en fonction de l'alimentation des animaux d'élevage ou la balance des macroéléments au sein des élevages.

Kebreab et al. (2004) ont ainsi développé un modèle permettant d'intégrer des modèles dynamiques de la fonction rumen et production $CH_4$ sur la séparation de l'azote et un nouveau modèle sur la séparation du P au sein de l'animal et de construire un outil d'aide à la décision pour analyser la répartition des nutriments entre l'animal et son environnement. L'outil, par l'association de trois modèles (un modèle dynamique "nutrient-based", un modèle calculant la production de méthane lors de la digestion des vaches et un modèle évaluant les répartitions de l'azote au sein même de l'animal), évalue les régimes alimentaires des animaux et leur impact sur la performance de l'animal et des émissions vers l'environnement et peut être utilisé aussi bien par les agriculteurs que les conseillers agricoles, les chercheurs ou les décideurs publiques. Le modèle est ainsi capable de prédire la concentration en N et P des urines et des fèces à partir de l'alimentation des animaux avec une bonne corrélation entre données prédites par le modèle et données observées. Les auteurs assurent que leur modèle peut être utilisé pour estimer la pollution générée par les vaches laitières et évaluer les différentes options de remédiation basées sur une compréhension de la digestion et du métabolisme des vaches. De plus, la capacité du modèle intégré à prédire la répartition de l'azote au sein de l'animal permet à ce dernier d'être utilisé pour évaluer les manipulations nutritionnelles visant à réduire l'azote excrété via les urines sachant que 12% de l'azote excrété, principalement par l'urine est susceptible d'être perdu par volatilisation de l'ammoniac (Lockyer et Whitehead (1990) in Kebreab et al., 2004).

<footnote n="1">¹ Voir section 6.1 pour la construction du corpus bibliographique utilisé dans cette section.</footnote>
Belflower et al (2012) proposent d'utiliser un modèle de gestion intégré des exploitations agricoles (ou IFSM, *Integrated Farm System Model*) sur deux fermes laitières à base de pâtures aux USA pour évaluer l'adaptabilité de ce dernier à évaluer les effets sur l'environnement de différentes stratégies de gestion des exploitations agricoles, y compris sur la gestion du fumier (Figure 3-8-1). La production agricole, l'usage d'aliments, le retour des éléments fertilisants du fumier au sol sont simulés avec le modèle sur une période climatique de 25 ans. La quantité de fumier et sa teneur en nutriments est fonction de l'alimentation prodiguée.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 3-8-1.** Procédés implémentés dans le modèle IFSM développé par Belflower et al (2012)</figcaption></figure>

L'évaluation des impacts environnementaux des exploitations agricoles sont réalisés par deux méthodes, l'empreinte carbone et l'Analyse du Cycle de Vie. Toutefois, l'impact des pratiques d'épandage n'est pas directement analysé par cet outil mais le test de l'outil sur deux exploitations permet de mettre en évidence que la volatilisation d'ammoniac du fumier est plus importante lors du stockage et après épandage dans les systèmes d'exploitation à bâtiments confinés comparée aux émissions des animaux pâturant dans des systèmes basés sur la pâture (i.e. systèmes extensifs).

D'autres outils d'aide à la décision ont également été développés pour évaluer les impacts des pratiques d'élevages en intégrant la gestion du fumier mais sans évaluer directement les impacts des changements de pratiques dans la gestion des Mafor comme Cabrera et al. (2005) qui ont développé un modèle (Dynoflo dairy) destiné à évaluer le lessivage des nitrates et les impacts économiques des élevages laitiers de Floride par une intégration de modèles économiques, environnementaux et biotechniques dans le modèle de simulation ; Chardon et al. (2012) qui ont développé un modèle, MELODIE, composé de trois sous-systèmes de production (biotechnique, décisionnel, opérationnel) destiné à être utilisé en recherche ou Topp et Hameleers (1998) dont le modèle est basé sur une modélisation du système de production laitier dans son intégralité.

Klausner et al. (1998) ont quant à eux développé un outil pour évaluer le statut global des nutriments sur la ferme, développer des plans de gestion des nutriments pour l'alimentation des animaux, la croissance des cultures et la fertilité des sols en minimisant les pertes et évaluer l'impact sur les revenus de l'exploitation par notamment le calcul d'une balance azotée à l'échelle de l'exploitation.

Rio et al. (2011) ont quant à eux développé un système facile d'utilisation basé sur l'évaluation des risques appliqués à l'utilisation de fumier de bovin comme fertilisant sur des pâturages. Cet outil doit permettre d'aider au processus de décision sur la réutilisation des déchets organiques en fournissant des informations notamment sur la dose maximale de fumier à apporter, le contenu maximal en métal permis dans le fumier, le nombre maximal d'application autorisées de fumier comme fertilisant car il était nécessaire, selon les auteurs, de prendre en compte les pertes azotées (modèle STONE : Wolf et al., 2003) mais également les ETM présents dans les déjections animales. A l'instar du modèle dynamique d'évaluation des ETM de Posch et de Bries (2009), le modèle proposé suit la même démarche étant lui-même un modèle dynamique mais au lieu d'employer le critère "métaux lourds dans les sols", il utilise la probabilité des effets défavorables sur la santé humaine représenté par un index de risques. L'indicateur de risque est calculé en fonction de la méthodologie d'évaluation environnementale des risques (Environmental Risk Assessment) et au moyen d'un modèle multi exposition
considérant tous les chemins pertinents d'exposition des hommes aux métaux. L'outil est ensuite utilisé pour
calculer un indicateur de risque d'un scenario réel et de déterminer d'autres paramètres tels que la dose
maximale d'application du fumier à utiliser ou la durée maximale d'application pour s'assurer de maintenir le
risque en dessous des limites critères d'exposition. L'outil, baptisé FARMERS (Fertilising by Application and
Reuse of Manure Environmental Risk Software), est constitué d'une base de données, d'un modèle d'évaluation
des risques multi-compartimental et multi-expositionnel pour calculer le risque d'accumulation des métaux lourds
en provenance de la fertilisation à base de fumier de bovin. Ce modèle conceptuel est basé sur un module SIG
pour visualiser les résultats (localisation des déjections animales dans la pâture) et trois modules imbriqués en
cascade : (i) un modèle dynamique de distribution (besoin de paramètres sur fumier (concentration en métaux
lourds et dose d'application en m³/ha/an), le sol (teneurs en ETM, MO, ph, CEC, capacité d'infiltration) et le climat
(précipitation)), (ii) un modèle d'exposition multiple (données d'exposition : ingestion de lait et viande, exposition
directe par ingestion de sol, peau, inhalation...) et (iii) un modèle de caractérisation des risques. L'utilisation de
cet outil est possible pour d'autres Mafor, telles que les boues pour peu que les paramètres soient renseignés. La
bonne paramétrisation de l'outil en fonction des scenarios modélisés est essentielle à l'obtention de résultats
adéquats. Selon les auteurs, cet outil devrait être lié à des programmes de calcul des besoins des sols en
macronutriments afin de fournir un guide plus complet et compréhensible de la réutilisation du fumier comme
fertilisant dans les pâturages.

3.8.2. Les outils pour la gestion de l'épandage des Mafor et du devenir des éléments nutritifs post épandage

Certains outils d'aide à la décision sont spécifiques pour évaluer la gestion des épandages en général (Falloon et al., 1999), ou plus précisément l'épandage de boues d'épuration (Horn, 2003 ; Passuello, 2012) ou de fumier (Demol, 1991 ; Karmakar, 2007 ; Karmakar, 2010 ; Ketterings, 2006 ; Webb, 2006; Williams, 2001).

Ainsi, Falloon et al. (1999) ont réalisé une revue des différents outils d'aide à la décision disponibles en 1999 pour l'application de fertilisants et la gestion du fumier les plus communément utilisés au Royaume Uni. Après être décrits, les capacités des outils sont détaillées au regard du livre de référence RB209 (recommandations de fertilisation du ministère de l'agriculture britannique). Les outils analysés étaient ceux disponibles en 1999, soit EMA, FERTIPLAN, MANNER, N-CYCLE, Precision Plan, SUNDIAL-FRS et WELL-N. Parmi les modèles analysés, on distingue les modèles dynamiques qui utilisent des équations dérivées d'expérimentations pour prédire la transformation de l'azote dans le sol et qui simulent ces procédés dans le temps, permettant ainsi une réponse possible de ces modèles aux changements de conditions environnementales et les modèles statiques qui ne contiennent pas d'élément temporel mais utilise un simple bilan avec diverses modifications possibles pour les conditions pédoclimatiques locales. Les tableaux suivants (Tableau 3-8-1 à Tableau 3-8-5) font un bilan en termes de Mafor étudiées, systèmes de culture évalués et recommandations comptabilisées dans ces modèles, ainsi que leurs besoins en données.

<table><caption>Tableau 3-8-1. Fertilisants et effluents pris en compte dans les outils d'aide à la décision étudiés par Fallon et al. (1999)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Decision Support Inorganic System</th><th rowspan="2">N</th><th colspan="5">FYM</th><th colspan="3">Slurries</th><th colspan="4">Sewage sludge</th></tr><tr><th>Cattle</th><th>Pig</th><th>Poultry</th><th>Weeping wall cattle</th><th>Dairy</th><th>Pig</th><th>Mechanically separated cattle</th><th>Broiler /turkey</th><th>Strainer Box cattle</th><th>Liquid undigested</th><th>Liquid digested</th><th>Cake digested</th><th>Cake undigested</th></tr></thead><tbody><tr><td>EMA</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td></tr><tr><td>FERTIPLAN</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td></tr><tr><td>MANNER</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td></tr><tr><td>N-CYCLE</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Precision Plan</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>✓</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td></tr><tr><td>SUNDIAL-FRS</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td></tr><tr><td>WELL-N</td><td>✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

(✓) = Does not differentiate between different types
<table><caption>**Tableau 3-8-2.** Cultures et systèmes pris en compte dans les outils d'aide à la décision étudiés par Fallon *et al.* (1999)</caption><thead><tr><th>Decision Support System</th><th>Arable crops</th><th>Forage crops</th><th>Horticultural crops</th><th>Root crops</th><th>Grain legumes</th><th>Grasslands</th><th>Fruits and hops</th></tr></thead><tbody><tr><td>EMA</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>FERTIPLAN</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td></tr><tr><td>MANNER</td><td>✓</td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td></tr><tr><td>N-CYCLE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>Precision Plan</td><td>✓</td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td></tr><tr><td>SUNDIAL-FRS</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>WELL-N</td><td>✓</td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3-8-3.** Recommandations disponibles et facilité d'utilisation des outils d'aide à la décision étudiés par Fallon *et al.* (1999)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Decision Support System</th><th rowspan="2">Application timing</th><th rowspan="2">Split applications</th><th rowspan="2">Economic optimum</th><th rowspan="2">Plant required optimum</th><th rowspan="2">Tracer simulations</th><th rowspan="2">Cycling/pool investigations</th><th rowspan="2">Whole Farm</th><th rowspan="2">Single Field</th><th colspan="3">Ease of use</th></tr><tr><th>Easy</th><th>Moderate</th><th>Hard</th></tr></thead><tbody><tr><td>EMA</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td>✓</td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>FERTIPLAN</td><td>✓</td><td>✓</td><td>(✓)</td><td>(✓)</td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>MANNER</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>N-CYCLE</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>Precision Plan</td><td>✓</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>SUNDIAL-FRS</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td></td><td>✓</td><td>✓</td><td></td></tr><tr><td>WELL-N</td><td>✓</td><td>✓</td><td></td><td>✓</td><td></td><td></td><td></td><td>✓</td><td></td><td>✓</td></tr></tbody></table>

(✓) = Does not differentiate between different types

<table><caption>**Tableau 3-8-4.** Besoins en données au champ des outils d'aide à la décision étudiés par Fallon *et al.* (1999)</caption><thead><tr><th>Decision Support System</th><th>Farm name</th><th>Location</th><th>Soil depth</th><th>Soil texture class</th><th>Soil nutrient data/analysis</th><th>Other soil information</th><th>Drainage</th><th>Period under grassland</th></tr></thead><tbody><tr><td>EMA</td><td></td><td></td><td>E</td><td>E</td><td>D</td><td>Analysis desirable</td><td>D</td><td>D</td></tr><tr><td>FERTIPLAN</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>D</td><td>Analysis desirable</td><td>D</td><td>D</td></tr><tr><td>MANNER</td><td>E</td><td></td><td></td><td>E</td><td></td><td></td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>N-CYCLE</td><td></td><td></td><td></td><td>E</td><td></td><td></td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>Precision Plan</td><td>D</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>D</td><td>Analysis desirable</td><td>E</td><td>D</td></tr><tr><td>SUNDIAL-FRS</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>D</td><td>Atmospheric N desirable</td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>WELL-N</td><td>D</td><td></td><td>D</td><td>E</td><td>D</td><td>Analysis desirable</td><td>D</td><td>D</td></tr></tbody></table>

E= Essential, D= Desirable

<table><caption>**Tableau 3-8-5.** Besoins en données sur les Mafor des outils d'aide à la décision étudiés par Fallon *et al.* (1999)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Decision Support System</th><th colspan="3">Inorganic Fertilisers</th><th colspan="3">Organic wastes</th></tr><tr><th>Type</th><th>Application date</th><th>Amount</th><th>Type</th><th>Application date</th><th>Amount</th></tr></thead><tbody><tr><td>EMA</td><td></td><td></td><td></td><td>E</td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>FERTIPLAN</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>MANNER</td><td></td><td></td><td></td><td>E</td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>N-CYCLE</td><td></td><td></td><td>E</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Precision Plan</td><td>D</td><td></td><td>E</td><td>E</td><td>E</td><td>E</td></tr><tr><td>SUNDIAL-FRS</td><td>D</td><td>D</td><td>D</td><td>D</td><td>D</td><td>D</td></tr><tr><td>WELL-N</td><td>D</td><td>D</td><td>D</td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

E= Essential, D= Desirable

Selon les auteurs, aucun outil ne couvre complètement tous les types de cultures et toutes les formes de déchets organiques et de fertilisants inorganiques. Tous les outils ont besoin d'informations requises telles que des informations sur le site, la culture, le fumier/fertilisant et des informations sur les données météo locales. Des valeurs par défaut peuvent être données pour certains intrants pour les outils les plus avancés. Par contre, aucun outil ne prend en compte l'eau sale ou l'alimentation des animaux. Seuls 2 modèles sont dynamiques (SUNDIAL-FRS et WELL-N), les autres (EMA, FERTIPLAN, MANNER, N-CYCLE, Precision Plan) ne sont que de simples bilans pour calculer les besoins des plantes et sont basés sur les recommandations de fertilisation elle-même
(RB209) et ne sont pas valables pour comptabiliser la variabilité d'une année sur l'autre. Ceci est une limite et les auteurs recommandent d'utiliser des modèles dynamiques, cependant limités par la disponibilité des données et leurs capacités. SUNDIAL-FRS est celui des deux qui est le plus complètement développé, fournissant des recommandations pour les cultures arables et horticoles mais pas pour les prairies, les cultures fruitières ou le houblon. MANNER est le modèle statique le plus approprié pour les recommandations d'épandage de fumier organique et FERTIPLAN le meilleur système pour les cultures fruitières et le houblon.

L'outil MANNER (MANure Nitrogen Evaluation Routine) a été développé par Chambers et al. (1999). Il s'agit d'un outil d'aide à la décision destiné à prédire la disponibilité de l'azote pour les plantes à la suite d'un épandage de fumier organique. L'outil, à la différence des outils identiques présents sur le marché de l'époque est conçu pour être facile d'utilisation et ne demande que des données facilement disponibles. C'est un outil informatique orienté utilisateur qui réunit ensemble les dernières informations (datant de 1997) sur les facteurs influençant la disponibilité de l'N et les pertes après épandage. Dans l'outil MANNER, tous les voies du cycle de l'N ne sont pas représentées. Certains phénomènes d'importance comme la dénitrification et l'immobilisation ne sont pas inclut faute de connaissances robustes sur le sujet à l'époque. Trois types de données d'entrées sont requises : (i) le type de fumier/analyse (type de fumier et dose d'application, MANNER assume que le fumier a été appliqué de manière régulière et précise et que les agriculteurs règlent leurs épandeurs pour avoir une bonne régularité d'épandage et une doses d'application connue, 17 types de fumiers ainsi que des boues sont intégrés dans l'outil), (ii) l'incorporation, (iii) le lessivage. Les données de sorties apportent des informations sur le devenir de l'azote du fumier en terme de lessivage (MANNER calcule la quantité d'N lessivée sur la base de l'N disponible restant après volatilisation et le contenu de l'humidité volumétrique du sol) et de volatilisation (MANNER estime la quantité d'NH₃ perdue selon l'équation de Michaelis-Menten en prenant en compte le temps entre l'application et l'enfouissement dans le sol assumant que l'incorporation diminue les pertes ammonicales) et la valeur fertilisante pour la culture suivante (MANNER calcule le taux de minéralisation de l'azote du fumier équivalent de l'N disponible pour les plantes, taux dépendant du type de fumier et de la texture du sol). La validation du modèle MANNER a été réalisée en comparant les simulations avec des données expérimentales.

Pour les données obtenues avec du fumier porc/volailles sur céréales, les coefficients d'équivalent engrais des fumiers modélisés ont été comparés à ceux expérimentaux dérivés des courbes de réponses des cultures suite à un épandage de fumier au printemps. Les valeurs modélisées comptent pour 66% de la variance des résultats expérimentaux. Pour les données obtenues avec du fumier de volailles sur céréales, les valeurs des coefficients équivalence engrais modélisés représentent 79% de la variance pour application de fumier de volaille épandu en automne/début d'hiver et 71% de la variance pour un épandage au printemps. Pour les données obtenues avec du fumier de volailles sur betterave et pommes de terre, cela représente 60% de la variance.

Le modèle MANNER a été validé pour les cultures arables et a permis la validation de données sur la volatilisation de NH₃ et le lessivage de NO₃. Il a été validé par de nombreuses expérimentations au champ, avec une bonne concordance entre les simulations prédites par le modèle et les résultats expérimentaux. Le modèle fournit par ailleurs, selon les auteurs, une bonne estimation de la valeur fertilisante de différents fumiers épandus sur différentes grandes cultures.

D'autres auteurs tels que Williams et al. (2001) et Smith et al. (2003) ont appliqué le modèle MANNER à des cas d'études. Williams et al. (2001) présentent les résultats de la première année de recherche d'un projet de 3 ans visant à démontrer comment le changement des pratiques d'épandage de fumier peut réduire la volatilisation de l'NH₃ et le lessivage des nitrates et augmenter la valeur fertilisante des fumiers sans compromettre le rendement et la qualité des cultures. Les auteurs ont mesuré des pertes de NH₃ et NO₃ de deux stratégies de pratiques intégrés (améliorée et standard). Ils ont utilisé le modèle MANNER pour évaluer la disponibilité de l'N du fumier pour les cultures et ainsi calculer les valeurs de substitution en N de l'engrais N minéral. Les résultats sur les pertes N présentées dans le papier ne sont pas reportés dans cette contribution. Toutefois, la comparaison entre les données mesurées et les prédictions de MANNER sur les pertes azotées indique une bonne relation (74%) entre les pertes d'ammoniac et d'N total mesurées et celles simulées par MANNER. Les mesures des pertes azotées et des rendements des cultures confirment que les prédictions de MANNER fournissent une estimation fiable de la fourniture d'N disponible pour les plantes suite à l'application de fumier. L'outil d'aide à la décision MANNER peut être utilisé pour fournir une estimation fiable de la valeur de substitution de l'N pour les fumiers suite à un épandage.

Smith et al. (2003) ont comparé des mesures de lessivage de nitrates et des simulations réalisées avec l'outil MANNER pour l'enfouissement de lisier de porc. Après expérimentation au champ, ils ont collecté des données sur l'azote lessivé suite à l'épandage de lisier de porc et réaliser (à titre de comparaison) des simulations avec MANNER
pour prédire le lessivage de l'azote suite au même type d'épandage. Selon les auteurs, MANNER est apte à prédire l'augmentation des pertes par lessivage de l'N du lisier suite à l'augmentation du drainage (pour l'ensemble des volumes de drainage). Les simulations de MANNER ont été réalisées avec des valeurs par défaut appropriées. Les itérations initiales du modèle suggèrent que le lessivage des nitrates se produirait plus rapidement et de manière plus importante que ce qui est observé dans les expérimentations. Ces facteurs peuvent être à l'origine de cette surestimation du lessivage des nitrates (sont cités entre parenthèse, les améliorations effectuées sur le modèle) : (i) la teneur en humidité volumétrique du sol (ajustement de la teneur en humidité dans MANNER), (ii) la nitrification de l'N ammoniacal (incorporation d'un délai de nitrification dans le modèle), (iii) les pertes NH₃ (calcul du N résiduel après volatilisation de l'NH₃ et avant calcul du lessivage). Ces trois ajustements ont permis de caler les valeurs simulées avec les valeurs observées. En conclusion, les résultats suggèrent que des restrictions d'épandage dans le temps plus rigoureuses mais plus longues semblent être nécessaires si l'on souhaite réduire fortement cette source de pollution des nitrates et que ces résultats ne sont toutefois pas représentatifs de lessivage de nitrates pour des sols structurés à forte texture avec tuyaux de drainage.

A notre connaissance, la revue de Fallon et al. (1999) est la seule revue ayant été réalisée sur le sujet et aucune revue récente prenant en compte d'autres outils n'a été réalisée depuis hormis celle de Karmakar et al. (2007). Les objectifs de la revue de Karmakar et al. (2007) étaient d'identifier les critères de gestion du fumier, réaliser la revue des outils disponibles et faire des suggestions de voies à suivre pour intégrer les différentes options de management du fumier et leurs composantes. Visant le premier objectif, les auteurs ont mis en évidence des critères utilisés pour la gestion du fumier : ces critères incluent la qualité de l'eau, l'épandage, la faisabilité économique (il s'agit là des critères des guides de recommandations de la région ouest de Washington).

Les systèmes de classification des technologies de gestion du fumier de porc incluent : la surface d'épandage, l'économie, les caractéristiques limitantes, le type de technologie utilisée, les produits obtenus en fin de vie. Lague et al. (2002), cité dans la revue, ont conduit une étude sur l'importance de 37 critères regroupés en 5 catégories (agronomiques, économiques, environnementales, sociales/santé et sécurité et techniques) dans une approche systémique pour la conception, l'évaluation et la sélection d'un système de gestion du fumier. Les auteurs concluent de cette étude que les critères environnementaux sont les plus importants, suivis par les critères sociétaux et sur la santé/ sécurité. Les mêmes auteurs (Lague et al. 2005) suggèrent que la conception du système de gestion du fumier doit intégrer comme critères : la maximisation du recyclage des nutriments, la protection des ressources naturelles, le contrôle des doses d'application du fumier, la minimisation des couts du capital et des couts opérationnels, aussi bien que les problèmes d'acceptation sociale et de santé et sécurité.

La réalisation de la revue des outils d'aide à la décision disponibles a montré qu'une évaluation précise de critères variés est nécessaire quand on évalue la performance globale d'un système de gestion du fumier en particulier. Un outil d'aide à la décision est un long questionnaire incluant des procédures pour résoudre un problème. Ceci peut être réalisé par des méthodes analytiques ou par des programmes informatiques interactifs. La liste des outils populaires et disponibles commercialement aux Etats-Unis sont listés dans le Tableau 3-8-6.

Parmi ces outils, existent des programmes informatiques qui permettent de réaliser des économies de temps et d'argent. Ils sont de deux types : ceux focalisés sur la gestion des nutriments et ceux focalisés sur la gestion globale du fumier à l'échelle de l'exploitation agricole.

La gestion des nutriments à travers l'épandage de fumier est au cœur de la plupart des outils développés. Ces programmes fournissent : (i) un support pour gérer la valeur nutritive des fumiers de porc, bovin lait et volailles pour estimer les doses d'application nécessaires à la culture pour se développer (AMANURE), (ii) un plan d'allocation du fumier à l'échelle de l'exploitation agricole entière basé sur l'optimum des doses d'application du fumier sur les sites acceptables d'un point de vue environnemental et les champs priorisés en fonction des besoins des cultures (WISper), (iii) des recommandations sur des doses d'application de fumier basé sur le choix de l'élément limitant par l'utilisateur (N, P ou K) (VMNM), (iv) un outil pour aider les acteurs à développer des plans de gestion des nutriments pour les fermes utilisant du fumier (OMAFRA), (v) un système hybride dynamique utilisé pour simuler la production et l'utilisation du fumier d'élevage et prédire différentes alternatives de gestion en fonction des règles de décision choisies (MAGMA), (vi) un programme permettant de limiter les épandages de fumier en fonction du risque de pollution potentiel (EWEES), (vii) le développement du SIG pour gérer les épandages de fumier, (viii) des informations sur les principales pertes en nutriments pendant la production et le stockage du fumier qui impacte les teneurs finales en nutriments du fumier (MANMOD), (ix) des outils pour évaluer les procédés de compostage du fumier (Compost Wizardet cocomposter).
<table><caption>**Tableau 3-8-6.** Outils d'aide à la décision étudiés dans la revue de Karmakar *et al.* (2007)</caption><thead><tr><td>Name/source</td><td>Type/framework</td><td>Animal</td><td>Criteria</td><td>Management goal</td></tr></thead><tbody><tr><td>AMANURE, Purdue University</td><td>Spreadsheet</td><td>Livestock</td><td>Agronomic</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>WISPer, University of Wisconsin</td><td>Procedural/interactive software</td><td>Swine and dairy</td><td>Agronomic, environmental</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>DAFOSYM, Michigan State University</td><td>Simulation</td><td>Dairy</td><td>Economy, environmental</td><td>Whole farm</td></tr><tr><td>MCLONE4, University of Guelph</td><td>Expert system/interactive software</td><td>Swine, dairy and poultry</td><td>Cost, labor, agronomy, environment</td><td>Whole farm rating</td></tr><tr><td>MAGMA, France</td><td>Dynamic simulation</td><td>Swine, poultry</td><td>Environmental</td><td>Manure treatment and application</td></tr><tr><td>MANMOD, UK</td><td>Spread sheet</td><td>Dairy</td><td>Agronomy</td><td>Nutrient loss from practices</td></tr><tr><td>MMP, Purdue University</td><td>Interactive software</td><td>Swine and dairy</td><td>Agronomy, environmental</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>NMP for Minnesota, University of Minnesota</td><td>Interactive software</td><td>Livestock</td><td>Agronomy</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>EWEES, UK & Ireland</td><td>Expert system, data base/software</td><td>Livestock</td><td>Agronomy, environment</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>MNAN (OMAFRA), Ontario, Canada</td><td>Interactive software</td><td>Livestock and poultry</td><td>Agronomy, economy, environment</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>VMNM, University of Vermont</td><td>Spreadsheet</td><td>Swine and dairy</td><td>Agronomy</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>AEMIS, Utah State University</td><td>Online navigation system/information technology</td><td>Livestock and poultry</td><td>Environment</td><td>Information system</td></tr><tr><td>MARC, Saskatchewan and Manitoba Agriculture</td><td>Expert system, database</td><td>Livestock</td><td>Agronomy, economy, environment</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>Co-Composter, Cornell Waste Management Institute</td><td>Spreadsheet</td><td>Dairy</td><td>Agronomy, cost</td><td>Nutrient</td></tr><tr><td>Compost-Wizard, University of Georgia</td><td>Expert system</td><td>Livestock</td><td>Agronomy, cost</td><td>Nutrient</td></tr></tbody></table>
La plupart de ces programmes sont basés sur des procédures de calcul des doses typiques d'application du fumier qui prennent en compte les besoins des cultures, le contenu en éléments fertilisants du fumier et la disponibilité des éléments dans les sols. Certains programmes sont également capables d'optimiser la dose d'application du fumier en incorporant des critères sociaux, environnementaux et économiques dans l'analyse.

Les auteurs concluent de cette revue que l'utilisation de méthodes analytiques comme outil d'aide à la décision pose des problèmes pour les situations présentant des variables multiples associés à des critères de gestion multiples. Les outils informatisés sont principalement basés sur la gestion des nutriments, peu d'outils considèrent les options de gestion du fumier à l'échelle de l'exploitation agricole dans son ensemble. Aucun de ces modèles ne distingue systèmes conventionnels/non conventionnels (i.e. bio/non bio). Pour pouvoir contrôler et évaluer convenablement les options de gestion du fumier, les auteurs suggèrent que l'outil prenne en compte tous les sous-systèmes pertinents de la gestion du fumier (collecte, stockage, épandage) en considérant des critères définis par l'utilisateur (agronomiques, économiques, sociaux, santé et environnementaux).

Un bon outil se doit donc d'être interactif en termes de facteurs de pondération des critères de décision pour l'évaluation des systèmes et leur classement. Les critères environnementaux sont généralement les critères de première importance suivis par des critères agronomiques (gestion des nutriments).

Karmakar *et al.* (2010) ont par la suite proposé un outil d'aide à la décision intégré à destination des producteurs de porcs des prairies canadiennes ayant plusieurs options de gestion incluant la gestion de l'effluent liquide, solide ou semi-solide avec option de système de compostage, biogaz et production de bioénergie. Le papier ne présente que la partie « effluent liquide ». Les auteurs ont développé un programme appelé ISMM (Integrated Swine Manure Management) en considérant les relations sol plante eau et les conditions climatiques qui prévalent dans les provinces des prairies canadiennes. Les critères de décisions incluant des facteurs environnementaux, agronomiques, sociaux et sur la santé, les émissions de GES et économiques sont considérés pour la sélection, la conception et l'utilisation de la modélisation du modèle ISMM (Figure 3-8-2).

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Figure 3-8-1. Modèle conceptuel ISMM développé par Karmakar *et al.* (2010)</figcaption></figure>

Les données d'entrées du programme portent sur (i) le système de collecte, (ii) les équipements de stockage, (iii) l'épandage (avec 4 technologies possibles : application en surface, application en surface + incorporation, irrigation et enfouissement direct). Les sorties du programme permettent d'obtenir : (i) des spécifications sur la production et le stockage du fumier, (ii) l'épandage au champ et la balance des nutriments (calculé en fonction des nutriments disponibles dans le fumier, des pertes au cours du stockage, des pertes durant l'épandage et la disponibilité de l'azote une fois épandu (Tableau 3-8-7 et Tableau 3-8-8 ci-dessous), (iii) une analyse économique, (iv) les émissions de GES, (v) le classement des systèmes réalisé par l'utilisateur en fonction des critères qu'il considère comme importants.
<table><caption>**Tableau 3-8-7. Disponibilité de l'azote du lisier liquide en fonction de la technique d'épandage utilisée par Karmakar et al. (2010)**</caption><thead><tr><th>Application method</th><th>1st Year</th><th>2nd Year</th><th>3rd Year</th></tr></thead><tbody><tr><td>Broadcast</td><td>0.4</td><td>0.4</td><td>0.2</td></tr><tr><td>Broadcast and incorporation</td><td>0.7</td><td>0.2</td><td>0.1</td></tr><tr><td>Direct injection</td><td>0.8</td><td>0.15</td><td>0.05</td></tr><tr><td>Irrigation</td><td>0.3</td><td>0.5</td><td>0.2</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3-8-8. Disponibilité de l'azote du lisier liquide en fonction de la technique de stockage et de la technique d'épandage utilisées par Karmakar et al (2010)**</caption><thead><tr><th></th><th>1st Year</th><th>2nd Year</th><th>3rd Year</th></tr></thead><tbody><tr><td>Uncovered</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Broadcast</td><td>0.249<sup>a</sup></td><td>0.249</td><td>0.125</td></tr><tr><td>Broadcast and incorporation</td><td>0.51</td><td>0.14</td><td>.07</td></tr><tr><td>Direct injection</td><td>0.59</td><td>0.11</td><td>0.04</td></tr><tr><td>Irrigation</td><td>0.17</td><td>0.28</td><td>0.11</td></tr><tr><td>Covered</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Broadcast</td><td>0.29</td><td>0.29</td><td>0.15</td></tr><tr><td>Broadcast and incorporation</td><td>0.60</td><td>0.17</td><td>0.09</td></tr><tr><td>Direct injection</td><td>0.70</td><td>0.14</td><td>0.045</td></tr><tr><td>Irrigation</td><td>0.20</td><td>0.34</td><td>0.14</td></tr></tbody></table>

L'outil a ensuite été appliqué à un cas concret. La dose d'application du fumier varie en fonction de la méthode de collecte, de la couverture ou non du lieu de stockage et de la méthode d'application. Le type de litière utilisé n'a pas d'effet sur les doses d'épandage recommandées. Dans ce cas d'étude, les doses d'épandage pour remplir 100% des besoins d'azote varient de 18 à 71 m³/ha. Parmi les 4 méthodes d'épandage, l'irrigation est celle qui requière les doses d'application maximales suivie respectivement par les méthodes d'épandage aérien, d'épandage aérien suivie d'une incorporation et enfin d'enfouissement direct. Selon les auteurs, la méthode d'application est un facteur déterminant dans le classement des systèmes de gestion du fumier. Les systèmes incluant l'injection directe d'effluent sont ceux ayant le classement le plus fort suivi par l'épandage aérien avec incorporation, l'irrigation et l'épandage aérien. Les auteurs soulignent également que les modèles utilisés fonctionnent bien et peuvent être utilisés par les producteurs et les décideurs. Par contre, les auteurs soulignent que les bénéfices obtenus pour le fumier comme substitut aux engrais minéraux ne sont pas pris en compte dans le calcul des coûts des systèmes de gestion des effluents alors que cela permettrait d'avoir une meilleure image pour le système de gestion des effluents.

Ketterings et al. (2006) ont décrit dans leur papier les caractéristiques de Cropware 2.0 et rendu compte d'une étude réalisée avec ce logiciel. Cropware 2.0 est un logiciel qui permet à l'utilisateur de réaliser des plans de gestion des nutriments des effluents/fumier et des fertilisants minéraux en accord avec les normes et directives locales (Etat de New York, USA) (NY phosphurus index et Nitrate leaching Index). L'objectif du programme est de faire une utilisation optimale des nutriments disponibles au sein de l'exploitation agricole et de compléter ces ressources en nutriments par des engrais minéraux seulement si les besoins des cultures le nécessitent. L'utilisation de l'outil se fait en sept étapes : (i) établissement d'une base des données de l'exploitation, (ii) détermination de la fourniture en fumier (basée sur la quantité de fumier produit si elle est connue ou le nombre de chargement de fumier et le poids moyen de chaque chargement (via la capacité de l'épandeur) ou le cheptel) et de son contenu en éléments nutritifs, (iii) détermination des besoins des cultures (N, P, K et CaO), (iv) allocation du fumier et des fertilisants à la fourniture et à la demande de la balance des nutriments, (v) allocation temporelle des fertilisants et du fumier (période d'application printemps ou automne), (vi) évaluation du NY-PI et du NLI et ajustement des allocations (dose, temps, méthode d'application), (vii) établissement de rapports. L'objectif de l'allocation spatiale et temporelle du fumier dans le temps et sur les différentes parcelles est de combler de manière optimale les besoins des cultures parcelle par parcelle par l'allocation du fumier sur chacune d'entre elle et d'allouer l'intégralité du fumier sur l'ensemble des parcelles et gérer les risques de pertes par ruissellement du P ou lessivage du N. Des contraintes temporelles sont ajoutées afin de rendre le plan de fertilisation impossible à réaliser si il n'y a pas suffisamment de machines disponibles pour épandre tout le fumier entre la récolte du maïs et le semis, si la période suggérée entraîne un risque plus élevé de pertes des nutriments ou si la quantité de fumier requise par le plan n'est pas disponible quand le champ est accessible. Cet

<footnote><sup>a</sup> 0.75 × 0.4 × 0.83 (storage factor × 1st year available factor × nutrient loss factor during application).</footnote>
outil est disponible gratuitement<fnref n="2" /> et est principalement utilisé par les agents des agences gouvernementales, le secteur privé spécialisé dans les plans de fertilisation, les formateurs en vulgarisation agricole, les producteurs de fumiers, principalement les petites à moyennes exploitations laitières (moins de 300 animaux).

Dans leur papier, Webb *et al.* (2006) s'appliquent à valider le modèle MAVIS (Manure Ammonia Volatilisation and Incorporation System) développé pour prédire l'efficacité de l'incorporation de fumier par labour, disques, 'spring tine' sur l'abattement de l'ammoniac pour un ensemble de types de sol et de fumier. L'objectif de leur étude est d'obtenir des données croisées sur l'efficacité d'un ensemble de techniques d'incorporation (Tableau 3-8-9) dans la réduction des émissions de NH₃ (Tableau 3-8-10).

<table><caption>**Tableau 3-8-9.** Efficacité des techniques d'incorporation modélisées dans le modèle MARVIS (Webb *et al.*, 2006)</caption><thead><tr><th>Tillage Implement</th><th>Efficiency</th><th>Reference</th></tr></thead><tbody><tr><td>Plow</td><td>80%</td><td>UNECE, 1999</td></tr><tr><td>Disk harrow</td><td>60%</td><td>Mulder and Huijsmans, 1994</td></tr><tr><td>Disk harrow and press</td><td>60%</td><td>--</td></tr><tr><td>Straw incorporator</td><td>50%</td><td>--</td></tr><tr><td>Rigid tine</td><td>50%</td><td>Mulder and Huijsmans, 1994</td></tr><tr><td>Spring tine</td><td>50%</td><td>--</td></tr><tr><td>Rotavator</td><td>50%</td><td>--</td></tr><tr><td>Spader</td><td>50%</td><td>--</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3-8-10.** Emissions d'NH₃ obtenus avec le modèle MARVIS en fonction des mafor épandues et des techniques d'épandage mobilisées (Webb *et al.*, 2006)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Manure Type</th><th colspan="2">Surface</th><th colspan="3">Plow</th><th colspan="3">Disk</th><th colspan="3">Tine</th></tr><tr><th>NH<sub>3</sub>-N[a]</th><th>% TAN[b]</th><th>NH<sub>3</sub>-N[a]</th><th>% TAN[b]</th><th>Red.[c]</th><th>NH<sub>3</sub>-N[a]</th><th>% TAN[b]</th><th>Red.[c]</th><th>NH<sub>3</sub>-N[a]</th><th>% TAN[b]</th><th>Red.[c]</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cattle</td><td>17.8</td><td>64</td><td>0.9</td><td>0</td><td>95%</td><td>11.0</td><td>37</td><td>38%</td><td>9.8</td><td>29</td><td>45%</td></tr><tr><td>Pig</td><td>63.1</td><td>68</td><td>3.2</td><td>4</td><td>95%</td><td>25.4</td><td>26</td><td>60%</td><td>26.2</td><td>26</td><td>58%</td></tr><tr><td>Layer</td><td>71.5</td><td>67</td><td>2.6</td><td>3</td><td>96%</td><td>22.3</td><td>21</td><td>69%</td><td>33.7</td><td>31</td><td>53%</td></tr><tr><td>Broiler</td><td>27.6</td><td>56</td><td>0.0</td><td>2</td><td>100%</td><td>5.6</td><td>13</td><td>80%</td><td>5.2</td><td>11</td><td>81%</td></tr><tr><td>Mean</td><td>45.0</td><td>64</td><td>1.7</td><td>2</td><td>97</td><td>16.1</td><td>24</td><td>64</td><td>18.8</td><td>24</td><td>58</td></tr></tbody></table>

MAVIS est un outil d'aide à la décision qui intègre un modèle de volatilisation de l'ammoniac post-épandage de fumier avec des modèles de rendement de chantier d'épandage contrôlant l'intervalle de temps entre l'application et l'incorporation. L'outil simule de manière dynamique l'épandage, l'incorporation et la volatilisation de NH₃ sur l'intégralité du champ en incluant notamment les spécificités des machines agricoles et la variabilité spatiale et géométrique des émissions à travers le champ. Le rendement de chantier des machines lors de l'épandage puis de l'incorporation est déterminé par la vitesse d'avancement du tracteur et la largeur de l'outil d'incorporation, limité par la puissance nécessaire pour tirer l'outil dans le sol. La durée d'épandage et le temps de rechargement des épandeurs sont également intégrés. L'incorporation ne peut ensuite avoir lieu que si le champ entier reçoit du fumier. Des expérimentations ont ensuite été conduites pour obtenir des données afin de valider le modèle. A la suite des mesures au champ, les résultats indiquent que les efficacités d'abattement utilisées dans le modèle MAVIS ne sous-estiment pas la supériorité relative du labour par rapport à des techniques de non retournement. Les auteurs montrent que les rendements de chantier basés sur les machines existantes ont des ordres de grandeur similaires quel que soit les techniques d'incorporation utilisées alors que Huijmans and de Mol (1999 ; cité dans Webb *et al.*, 2006) ont montré avec leur modèle qu'un rendement de chantier plus rapide avec un outil d'incorporation à dent pouvait en principe plus réduire les émissions d'NH₃ qu'un rendement de chantier avec un labour pour peu que les ordres de grandeur soient différents. Dans la limite des rendements de chantiers habituellement disponibles au Royaume-Uni, l'incorporation par labour est toujours plus efficace que l'incorporation par d'autres méthodes. Les auteurs soulignent toutefois que ces résultats ont été produits sans tenir compte de la taille de la parcelle, de la capacité de l'épandeur, de la dose épandue alors que l'efficacité d'incorporation est affectée par la taille du champ. Par ailleurs, l'incorporation simultanée peut entrainer des

<footnote>[a] Average ammonia emissions expressed as kg ha⁻¹ NH₃-N (SE = 5.92).</footnote>

<footnote>[b] Average ammonia emissions expressed as % TAN applied (SE = 7.1).</footnote>

<footnote>[c] Percent reduction of surface emission.</footnote>

<footnote n="2">² http://nmsp.cals.cornell.edu/software/cropware.html, http://farminfotech.com/cropware.htm</footnote>
émissions de NH₃ plus importantes que la réalisation des taches de manière séparée dans la continuité l'une de l'autre. Les conclusions sont dépendantes des informations programmées dans le modèle sur la puissance d'incorporation nécessaire et les rendements de chantier des équipements.

### 3.8.3. L'analyse de rentabilité des pratiques d'épandage des Mafor, une approche complémentaire à l'évaluation des effets agronomiques de ces dernières

L'analyse de rentabilité appliquée à l'épandage des Mafor permet de choisir l'option la plus rentable économiquement afin d'atteindre un objectif agronomique. Plusieurs références traitent de la rentabilité de l'utilisation agricole d'une Mafor (relative à différente façons d'épandre) calculée en fonction de son apport en N et P dans le sol. Ces références ne sont toutefois que peu nombreuses.

Ainsi, Pahl et al. (2001) ont mis en place une expérimentation de deux ans dans la région d'East Anglia de 1999 à 2000 pour déterminer le coût de l'injection du lisier de porc en parallèle de l'efficacité agronomique de cette injection sur des cultures implantées. Le lisier (provenant d'un élevage de 270 truies) était épandu sur différents sites de cultures de blé d'hiver. Le lisier était injecté en profondeur (50 à 70 mm) à la dose de 50 m³/ha dans les sols et un engrais minéral azoté était épandu au même moment (sur d'autres sols pour comparer les rendements). Les parcelles ayant reçu l'engrais minéral azoté ont montré un rendement plus élevé que les parcelles ayant été fertilisées par injection du lisier, bien que la différence ne soit pas statistiquement significative. L'épandage de lisier de porc n'a pas conduit à une augmentation du lessivage de nitrates et d'ammonium, comparé à l'utilisation agricole d'engrais minéraux. De même, il s'est avéré (selon la littérature référencée par Pahl et al., 2001) rentable d'injecter le lisier en profondeur si le coût additionnel de l'incorporation après épandage par buse palette est considéré et si l'injection de lisier est d'un coût similaire aux autres techniques de réduction des émissions (Tableau 3-8-11).

<table><caption>Tableau 3-8-11. Données de la littérature sur les coûts additionnels en £/m³ des techniques d'application de lisier de porc comparées aux techniques d'épandage par buse palette (normalisées pour une application de 50 m³/ha) (d'après Pahl et al., 2001)</caption><thead><tr><td>Type d'application</td><td>Warner et al (1990)</td><td>Mc Gechan and Wu (1998)</td><td>Brewer (1999)</td><td>Nix (1999)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Injection profonde (150-200 mm)</td><td>1.36 (1.64)</td><td>1.13 (1.36)</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Injection superficielle (50-70 mm)</td><td>0.32 (0.39)</td><td>0.52 (0.63)</td><td>0.97 (1.17)</td><td>-</td></tr><tr><td>Pendillards</td><td>0.18 (0.22)</td><td>-</td><td>0.55-0.97 (0.66-1.17)</td><td>-</td></tr><tr><td>Incorporation par labour</td><td>-</td><td>-</td><td>0.68</td><td>0.62-0.82 (0.75-0.99)</td></tr><tr><td>Surface d'épandage (hectares)</td><td>120</td><td>30</td><td>Général</td><td>Général</td></tr></tbody></table>

NB : Les valeurs entre () correspondent aux valeurs en euros sur la base du taux de conversion au mois d'avril 2014 où 1 € = 0.828318 £

Giasson et al. (2003) ont évalué la rentabilité de différentes façons d'épandre les effluents d'élevage tout en minimisant les risques de pertes en phosphore et maximisant la rentabilité de la ferme. La ferme sélectionnée pour l'étude est une ferme laitière dans le comté de Cortland (Etat de New York (Etats-Unis)), composée de 587 vaches laitières et 430 jeunes animaux (les types d'animaux ne sont pas spécifiés). Un nombre de 53 champs ont été sélectionnés pour l'étude, sur lesquels l'effluent est épandu. 26 champs sont des cultures de maïs et 27 sont des pâturages. La superficie des champs varie entre 1 à 15 ha (moyenne de 5,5 ha) et sont distants de 1 à 18 km (moyenne de 6 km). Les effluents (évalués à 19 044 m³ par an) sont épandus tous les jours du fait d'une absence de lieu de stockage sur la ferme. La planification de la gestion des nutriments a été basée sur la campagne agricole de 2001. L'indice de phosphore de New York (New York Phosphorus Index) a été choisi pour évaluer les pertes de P. Des techniques d'optimisation d'épandage ont été modélisées (Tableau 3-8-12) sur la base des travaux de Giasson et al. (2002), tout comme les paramètres économiques utilisés : coûts variable du stockage, de la manutention, du transport et de l'épandage (en accord avec la technologie utilisée) des effluents, ainsi que les coûts de fertilisation.
<table><caption>**Tableau 3-8-12.** Les différents scénarios d'épandage modélisés par Giasson et al. (2003) pour analyser la rentabilité de l'épandage des effluents</caption><thead><tr><th rowspan="2">Scénarios</th><th rowspan="2">Méthode d'épandage</th><th rowspan="2">Stockage (en mois)</th><th colspan="2">Optimisation</th></tr><tr><th>Spatiale</th><th>Temporelle</th></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Surface</td><td>0</td><td>Non</td><td>Oui</td></tr><tr><td>2</td><td>Surface</td><td>0</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>3</td><td>Surface</td><td>3</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>4</td><td>Surface</td><td>6</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>5</td><td>Surface</td><td>8</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>6</td><td>Enfouissement</td><td>0</td><td>Non</td><td>Oui</td></tr><tr><td>7</td><td>Enfouissement</td><td>0</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>8</td><td>Enfouissement</td><td>3</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>9</td><td>Enfouissement</td><td>6</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr><tr><td>10</td><td>Enfouissement</td><td>8</td><td>Oui</td><td>Oui</td></tr></tbody></table>

Les auteurs ont ainsi démontrés que la meilleure option est d'améliorer la gestion spatio-temporelle des effluents c'est-à-dire installer un stockage d'une capacité de trois mois et éviter l'épandage des effluents aux périodes les plus à risques. L'incorporation est une pratique efficace pour réduire les pertes en phosphore mais n'est pas rentable comparée aux autres options. La meilleure option (scenario 3) permet ainsi de réduire l'index P de 64.2 à 36.1 pour un coût additionnel de 2% seulement. Le Tableau 3-8-13 et le Tableau 3-8-14 récapitulent les résultats obtenus.

<table><caption>**Tableau 3-8-13.** Index P des surfaces moyennes pour les 10 scénarios combinés aux capacités de stockage et aux méthodes d'application des effluents (p < 0.05).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Capacité de stockage (mois)</th><th rowspan="2">Calendrier et dose</th><th>Application en surface</th><th>Incorporation</th><th>Moyenne</th></tr><tr><th colspan="3">Index P</th></tr></thead><tbody><tr><td>0</td><td>Plan de fertilisation classique</td><td>64.2‡ (1)§</td><td>60.5 (6)</td><td>62.4a</td></tr><tr><td>0</td><td>Plan optimisé</td><td>44.8‡ (2)</td><td>44.4 (7)</td><td>44.6b</td></tr><tr><td>3</td><td>Plan optimisé</td><td>36.1 (3)</td><td>33.9 (8)</td><td>35.0c</td></tr><tr><td>6</td><td>Plan optimisé</td><td>33.9 (4)</td><td>30.2 (9)</td><td>32.1c</td></tr><tr><td>8</td><td>Plan optimisé</td><td>31.7 (5)</td><td>28.9 (10)</td><td>30.3c</td></tr><tr><td></td><td>Moyenne</td><td>42.1A</td><td>39.6A</td><td></td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3-8-14.** Coût total de la gestion des effluents et de la fertilisation pour les 10 scenarios combinés aux capacités de stockage et aux méthodes d'application des effluents (p < 0.05).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Capacité de stockage (mois)</th><th rowspan="2">Calendrier et dose</th><th>Application en surface</th><th>Incorporation</th><th>Moyenne</th></tr><tr><th colspan="3">Coût en $</th></tr></thead><tbody><tr><td>0</td><td>Plan de fertilisation classique</td><td>146 573‡ (1)</td><td>161 760 (6)§</td><td>155 289a</td></tr><tr><td>0</td><td>Plan optimisé</td><td>147 761‡ (2)</td><td>165 061 (7)</td><td>156 411a</td></tr><tr><td>3</td><td>Plan optimisé</td><td>148 821 (3)</td><td>168 000 (8)</td><td>158 410a</td></tr><tr><td>6</td><td>Plan optimisé</td><td>151 700 (4)</td><td>189 519 (9)</td><td>170 609a</td></tr><tr><td>8</td><td>Plan optimisé</td><td>154 910 (5)</td><td>194 947 (10)</td><td>174 929a</td></tr><tr><td></td><td>Moyenne</td><td>149 953B</td><td>175 857A</td><td></td></tr></tbody></table>

Enfin, Osei et al. (2000) ont utilisé le modèle APEX (Agricultural Policy/Environmental eXtender) pour évaluer les impacts de pratiques alternatives dans des exploitations laitières dans le bassin versant de l'Upper North Bosque River (Texas, Etats-Unis). Ce modèle permet d'évaluer différentes stratégies de gestion des terres en prenant en compte les contraintes environnementales (réglementation), l'érosion, l'économie, la qualité de l'eau, le climat et les parasites<fnref n="3" />. L'utilisation de ce modèle permet de simuler les pertes de phosphore en fonction de différentes façons d'épandre le fumier et différents modes de gestion de composts de fumier. Neuf scenarios ont été modélisés. Les trois premiers scénarios prennent en compte différentes quantités de fumiers épandus. Le scenario 1 représente l'épandage réglementaire de fumier. Le scénario 2 envisage un épandage avec un fort taux de P. Le scénario 3 envisage au contraire un épandage avec un taux bas de P.

<footnote>‡ Résultats issus de Giasson et al. (2002). § Le nombre entre ( ) indique le nombre du scénario.</footnote>

<footnote>a, b, c sont les comparaisons entre les moyennes des différentes capacités de stockage et A entre les moyennes des scenarios application en surface/incorporation.</footnote>

<footnote>‡ Résultats issus de Giasson et al. (2002). § Le nombre entre ( ) indique le nombre du scénario.</footnote>

<footnote>a est la comparaison entre les moyennes des différentes capacités de stockage et A, B entre les moyennes des scenarios application en surface/incorporation.</footnote>

<footnote n="3">³ Pour plus d'information sur ce modèle, voir le site officiel http://apex.tamu.edu/</footnote>
Comme l'indique le Tableau 3-8-15, dans le scénario 2, un niveau plus élevé de fumier est épandu par hectare que dans le scénario 3. De ce fait, dans le scénario 3, les agriculteurs doivent épandre sur une surface plus étendue que dans le scénario 2. Quant aux scénarios 4 à 9, ceux-ci correspondent à différentes façons de gérer les composts : le compost est soit produit par l'agriculteur sur son site, soit produit par une entité privée, soit produit dans un site de compostage à une distance de transport rentable pour l'agriculteur, soit 32 km de l'élevage (au-delà de cette distance, l'épandage est trop coûteux compte tenu des coûts de transport élevés). Le Tableau 3-8-16 fait état des différents scénarios.

<table><caption>**Tableau 3-8-15.** Les hectares nécessaires pour l'épandage de fumier pour les scénarios 1 à 3 (en ha)</caption><thead><tr><td>Scénario</td><td>Fumier</td><td>Dont fraction liquide</td><td>Dont fraction solide</td></tr></thead><tbody><tr><td>N (Scénario 1)</td><td>2 399</td><td>428</td><td>1 971</td></tr><tr><td>Taux élevé de P (Scénario 2)</td><td>10 344</td><td>1 403</td><td>8 941</td></tr><tr><td>Taux bas de P (Scénario 3)</td><td>16 025</td><td>2 146</td><td>13 879</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3-8-16.** Modes de gestion des composts</caption><thead><tr><td>Type de compost</td><td>Unité de compostage à 32km de l'élevage</td><td>Compostage par une entreprise privée</td><td>Compostage par l'agriculteur</td></tr></thead><tbody><tr><td>N</td><td>Scénario 4</td><td>Scénario 5</td><td>Scénario 6</td></tr><tr><td>Taux élevé de P</td><td>Scénario 7</td><td>Scénario 8</td><td>Scénario 9</td></tr></tbody></table>

Les pertes de phosphore varient en fonction des scénarios. Comme l'indique le Tableau 3-8-17, selon les différentes quantités d'épandage de fumier (scénarios 2 et 3), les apports de P pourraient être divisés par deux avec le scénario 3 (taux élevé de P) comparé au scénario 2 (taux bas de P).

<table><caption>**Tableau 3-8-17.** Perte de phosphore en fonction des différents scénarios</caption><thead><tr><th rowspan="2">Scénario</th><th colspan="3">Pertes moyennes pondérées de P (kg/ha/an)</th><th colspan="3">Pertes agrégées de P (par tonne et par an)</th></tr><tr><th>P organique</th><th>P soluble</th><th>P total</th><th>P organique</th><th>P soluble</th><th>P total</th></tr></thead><tbody><tr><td>Scénario 1 (scénario de référence)</td><td>4,7</td><td>4,2</td><td>8,9</td><td>12,3</td><td>11,2</td><td>23,5</td></tr><tr><td>Scénario 2</td><td>1</td><td>0,8</td><td>1,8</td><td>11,5</td><td>8,7</td><td>20,2</td></tr><tr><td>Scénario 3</td><td>0,6</td><td>0,3</td><td>0,9</td><td>10,2</td><td>4,7</td><td>14,8</td></tr><tr><td>Scénarios 4 à 6</td><td>5,7</td><td>3,9</td><td>9,6</td><td>2,7</td><td>1,9</td><td>4,5</td></tr><tr><td>Scénarios 7 à 9</td><td>1,4</td><td>0,7</td><td>2,1</td><td>2,2</td><td>1,1</td><td>3,3</td></tr></tbody></table>

Les résultats économiques montrent que le scénario avec le taux bas de P serait le plus dispendieux pour les agriculteurs. Le Tableau 3-8-18 met en avant le ratio coût-efficacité. Une valeur basse signifie qu'une réduction d'une unité de P ne coûte pas beaucoup. Au contraire, une valeur élevée que la réduction unitaire est dispendieuse. Le scénario le plus intéressant (avec le ratio le plus bas) est le scénario 3 (taux bas de P).

<table><caption>**Tableau 3-8-18.** Unité de coût des réductions en phosphore par rapport au scenario de référence (en $/kg de P)</caption><thead><tr><td>Scenario</td><td>P organique</td><td>P soluble</td><td>P total</td></tr></thead><tbody><tr><td>Scénario 2</td><td>2 597</td><td>642</td><td>514</td></tr><tr><td>Scénario 3</td><td>931</td><td>220</td><td>178</td></tr><tr><td>Scénario 4</td><td>466</td><td>334</td><td>220</td></tr><tr><td>Scénario 5</td><td>633</td><td>329</td><td>216</td></tr><tr><td>Scénario 6</td><td>651</td><td>338</td><td>222</td></tr><tr><td>Scénario 7</td><td>683</td><td>340</td><td>227</td></tr><tr><td>Scénario 8</td><td>673</td><td>335</td><td>224</td></tr><tr><td>Scénario 9</td><td>690</td><td>343</td><td>229</td></tr></tbody></table>

### 3.8.4. Conclusion

L'ensemble des outils d'aide à la décision développés pour la gestion de la fertilisation avec des Mafor et les risques liés à l'utilisation de Mafor ont été construits pour modéliser des systèmes complexes et faciliter la prise de décision en lien avec (i) la quantité de fumier et les teneurs en éléments nutritifs (N et P) qui sont fonction de l'alimentation prodiguée aux animaux d'élevage et peuvent être déterminés à partir d'un modèle de simulation destiné à prédire la teneur en N et P des Mafor d'origine animale à partir de l'alimentation des animaux qui les excrètent, (ii) la
volatilisation d'ammoniac du fumier qui est plus importante lors du stockage et après épandage dans les systèmes d'exploitation à bâtiments confinés comparée aux émissions des animaux pâturants dans des systèmes basés sur la pâture, (iii) l'évaluation des impacts des pratiques d'élevages en intégrant la gestion du fumier mais sans évaluer directement les impacts des changements de pratiques dans la gestion des Mafor, (iv) l'évaluation des risques liés à l'utilisation de Mafor dans la prévention des risques de transmission de maladies après épandage.

On note une évolution notable dans les outils d'aide à la décision utilisés pour la gestion de l'épandage des Mafor et du devenir des éléments nutritifs post épandage de ces dernières. La grande majorité des outils développés l'ont été pour les effluents d'élevage mais quelques rares publications font état de modèles développés pour l'épandage des boues d'épuration. Initialement centrés sur les modèles statiques ne contenant pas d'éléments temporels mais utilisant un simple bilan azoté avec des modifications possibles pour adapter le modèle aux conditions pédoclimatiques locales, les modèles ont évolué vers des modèles dynamiques qui utilisent des équations pour prédire la transformation de l'azote dans le sol et simulent ces procédés dans le temps, permettant ainsi une réponse possible de ces modèles aux changements de conditions environnementales.

Ces modèles ont également évolué pour laisser la place à deux autres types de modèles : les **modèles analytiques**, complexes à mettre en œuvre, consommateurs de temps et ne permettant pas une évaluation rapide des options de gestion des mafor et les **systèmes d'information** majoritairement focalisés sur la gestion des éléments fertilisants (dont l'évaluation de la valeurs nutritives N, P et K des fumiers, la mise en place de plan d'épandage optimal ou d'utilisation de doses d'application optimales) et plus rarement sur la gestion du fumier à l'échelle de l'exploitation agricole. Certains systèmes d'information intègrent des **outils de spatialisation** (type SIG) permettant de spatialiser le potentiel des sols à recevoir des Mafor (notamment des boues d'épuration) en fonction de critères environnementaux ou ont été développés pour intégrer les besoins optimaux et coûts en logistique sur l'ensemble de la chaine depuis la production de l'effluent jusqu'à son traitement ou épandage en fonction des options disponibles à un niveau régional et ainsi avoir une meilleure visibilité des problèmes logistiques dans la gestion des effluents d'élevage.

Toutefois, ces outils ne permettent pas de distinguer les différents modes de production (AB/conventionnels) et devraient prendre en compte tous les systèmes de gestion des Mafor depuis la collecte, le stockage jusqu'à l'épandage car les technologies associées à chacun de ces sous-systèmes (mode de collecte, stockage aéré ou fermé, technologie d'épandage utilisée) ont une forte influence sur le classement des systèmes de gestion de la Mafor et les émissions azotées générées (principalement le NH₃).

Par ailleurs, malgré leur intérêt, les analyses de rentabilité ne rendent pas complétement compte des externalités négatives (pollutions environnementales) liées à l'épandage des Mafor en termes de pollution des sols, des eaux et des airs (nuisances olfactives...). Elles sont focalisées sur les qualités agronomiques des Mafor sans apporter une vision holistiques des risques de contamination potentiels des sols et des aliments. Aussi, le champ de ces recherches est limité car cantonné essentiellement aux coûts de gestion (production, transport et épandage) ainsi qu'à leurs impacts sur les rendements des cultures.

Les outils d'aide à la décision dédiés à l'épandage des Mafor sont peu nombreux et principalement destinés à la modélisation du retour au sol des effluents d'élevage avec une visée agronomique et une limitation des pertes azotées. Les autres Mafor, hormis les boues d'épuration, ne font pas l'objet d'outils dédiés. Lorsque les outils d'aide à la décision s'adressent aux décideurs politiques en vue de la mise en place de stratégies de filières de gestion des déchets (déchets ménagers ou boues d'épuration), le système étudié reste quasiment toujours incomplet puisque le retour au sol des Mafor produites n'est que rarement pris en compte.

Il ressort toutefois de la littérature qu'une évaluation précise des critères est nécessaire pour évaluer la performance globale du système et que ces critères doivent être réfléchis et intégrés dès le départ dans la conception des outils d'aide à la décision. Parmi les critères importants à prendre en compte, on peut noter les critères agronomiques (tels que la maximisation du recyclage des nutriments, le contrôle des doses d'application du fumier...), économiques (tels que la minimisation des coûts du capital et des coûts opérationnels...), sociaux (tels que l'acceptabilité sociale...), sur la santé et environnementaux (tels que la protection des ressources naturelles...).
# Conclusion du chapitre 3

## Quelques résultats communs liés à la qualité de la MO des Mafor

La majorité des effets dont il est question ici (minéralisation du N - section 3.1.1, capacité à entretenir les stocks de matière organique dans les sols ou valeur amendante - section 3.2, effet sur les propriétés physiques - section 3.3 et sur les organismes du sol - section 3.5) sont en grande partie liés à la teneur en matière organique (MO) des Mafor, à ses caractéristiques chimiques et biochimiques. Les procédés de traitement qui modifient les caractéristiques de cette MO avant épandage sont donc également des éléments importants à prendre en compte pour mieux comprendre les effets. Par exemple, le compostage stabilise la MO, ce qui a pour conséquence de diminuer la disponibilité du N à court terme mais à l'inverse d'augmenter la valeur amendante des Mafor.

L'intensité et la durée de la croissance et de l'activité des organismes du sol à la suite d'un apport de Mafor vont dépendre des caractéristiques des Mafor et plus spécifiquement de la biodégradabilité du carbone organique. La stimulation de ces activités biologiques a des conséquences sur certaines propriétés physiques du sol à court terme comme l'augmentation de la stabilité structurale issue de processus physiques avec le rôle des hyphes fongiques dans l'agrégation et chimiques avec la synthèse de polysaccharides microbiens, glomaline fongique...), sur la libération de nutriments comme l'azote par minéralisation. Cette stimulation de l'activité biologique du sol entraine des effets biologiques telle que la suppressivité des sols (capacité du sol à atténuer voir supprimer des maladies des plantes liées à des pathogènes telluriques). Quand la MO apportée par les Mafor est plus stable et donc moins biodégradable, elle est minéralisée plus lentement par les micro-organismes et va contribuer à l'augmentation des stocks de C dans les sols. Cette augmentation des stocks de MO dans les sols conduit progressivement à long terme à une augmentation de la disponibilité du N pour les plantes liée à la minéralisation du stock augmenté de MO, à l'augmentation de la rétention en eau, à l'amélioration de la stabilité structurale à long terme par exemple.

Par ailleurs, tous ces effets sont modulés par les pratiques d'apport, en particulier la dose et la fréquence d'apport (ce qui ne veut pas dire que l'effet est proportionnel à la dose ou à la fréquence d'apport), et sont fonction de la période de mesure par rapport à la date d'apport, les effets évoluant au cours du temps. On note un déficit d'informations sur les effets à long terme qui nécessitent des expérimentations longues et donc une pérennisation des dispositifs. Pour pallier ce problème, certains processus sont étudiés en augmentant les doses d'apport sur des expérimentations plus courtes, mais ces résultats sont biaisés par rapport aux effets réels observés après apport répétés et à long terme.

L'analyse de la littérature montre peu d'études spécifiques aux Mafor qui évaluent les interactions entre effets des apports de Mafor et les types de sol amendés ayant des caractéristiques variées. Pour l'évolution du carbone ou de l'azote, les études cherchant à identifier les effets liés au sol ont plutôt pour objets les résidus de culture (processus de décomposition) et les engrais de synthèse (volatilisation) : il semble que l'effet du sol sur les facteurs de la décomposition puisse être extrapolé. Il en est de même pour l'impact du type de sol sur les activités microbiennes. En revanche, dans le cas de la volatilisation, l'extrapolation n'est pas directe, mais il est possible d'évaluer les effets en comparaison aux effets sur les engrais de synthèse. Cela semble plus compliqué pour la modification de certaines propriétés physiques des sols induites par les Mafor pour lesquelles il n'y a pas de référence possible à une autre pratique (pas de référence sur les résidus de culture par exemple).

## Valeur fertilisante azotée (valeur N)

La disponibilité de l'azote (N) des Mafor à court terme dépend des formes de l'azote qu'elles contiennent et de leur proportion relative : d'une part l'azote minéral est immédiatement disponible pour les cultures mais peut être perdu facilement et rapidement par volatilisation, et d'autre part la proportion d'azote organique qui va être minéralisé à court terme. La part d'azote organique et minéral varie énormément d'un type de Mafor à l'autre, voire au sein d'un même type de Mafor (cf. section 2.1). Les Mafor peuvent également induire un phénomène de réorganisation de l'azote minéral et donc une diminution de l'azote disponible pour les plantes si elles contiennent beaucoup de C labile relativement à leur teneur en N (C/N élevé, supérieur au seuil de 8-15). Par ailleurs des
quantités significatives d'azote minéral peuvent être perdues par lixiviation suite à l'apport de Mafor pour diverses raisons : période inadéquate d'apport en absence de culture et en période de drainage par exemple pour une Mafor riche en N minéral, forte minéralisation à une période où les besoins des plantes sont faibles. Il est possible de donner une amplitude de variation de la valeur azotée « potentielle<fnref n="1" /> » pour des grands types de Mafor (fumier, compost, lisier...), cette amplitude pouvant être élevée. Cependant, il est assez difficile de prédire la valeur azotée d'une Mafor précise dans des conditions données, ce qui nuit à l'utilisation optimale des Mafor sur le terrain (apport supplémentaire d'engrais minéraux par crainte d'une minéralisation trop lente, lixiviation du N minéral en raison de période d'apport inadéquate par rapport aux besoins des plantes...). La valeur fertilisante à court terme est exprimée sur le terrain par un coefficient d'équivalence engrais (de synthèse) issu d'expérimentations au champ qui peut varier de <10% (compost très stabilisé par exemple) à 100% (lisier par exemple) en fonction des Mafor et des conditions d'apport.

A plus long terme, les processus sont plus complexes, du fait des interactions avec la MO du sol, à laquelle les Mafor s'incorporent progressivement. Lors d'apports réguliers de Mafor, on peut distinguer la fourniture directe en azote liée à la minéralisation à court terme du dernier apport de Mafor, et des effets indirects liés à l'augmentation de MO du sol suite aux apports répétés de Mafor. Le recours à la modélisation basée sur la description de la composition des Mafor permet de dissocier ces deux sources de N disponibles pour les plantes. Pour les Mafor plus facilement minéralisables la part directe est plus importante, pour les Mafor dont la MO est plus stabilisée, c'est la part indirecte qui devient prépondérante, les flux totaux pouvant être du même ordre de grandeur.

Un accent spécifique est mis sur la volatilisation, processus physico-chimique (et non biologique), qui peut aboutir à des pertes très importantes, pouvant représenter jusqu'à 100% du N-NH₄ (azote ammoniacal) apporté par la Mafor. On peut hiérarchiser les paramètres des Mafor dont dépend l'importance de la volatilisation : (i) mode et période d'apport : la volatilisation sera plus importante en cas d'apport en sol nu que sur culture, ou en cas d'apport en surface par rapport à l'injection dans le sol, (ii) le potentiel de volatilisation augmente avec la quantité de N sous forme minérale ammoniacale, (iii) les autres propriétés physico-chimiques des Mafor comme la teneur en eau et la viscosité qui conditionnent l'infiltration qui elle limite la volatilisation, le pH (la volatilisation augmente avec le pH des Mafor), et (iv) le climat (une température élevée et le vent favorise la volatilisation, la pluie la ralentit) et le type de sol : un sol filtrant ralentit la volatilisation, un pH basique favorise la volatilisation. Il existe donc des moyens de limiter/réduire, voire annuler ces pertes : enfouissements rapides, mode d'apport par injection et choix de conditions climatiques (froid, pas de vent). La Mafor et les pratiques culturales associées à sa valorisation conditionnent donc les possibilités de maîtrise des émissions (ex. peu de possibilité d'enfouissement sur une culture en place).

Enfin, l'expression de la valeur fertilisante potentielle est également conditionnée par la succession de cultures, l'itinéraire technique et la période d'apport : en effet, la forme utile aux plantes est aussi celle qui risque de poser des problèmes environnementaux via la lixiviation. On note aussi que certaines pratiques peuvent favoriser des transferts de pollution : limiter la volatilisation de l'ammoniac peut conduire à augmenter la lixiviation si les apports sont réalisés en contextes propices à la lixiviation. De même, les émissions de N₂O suite à un enfouissement de Mafor pour limiter la volatilisation n'affectent pas forcément la valeur fertilisante des Mafor car les quantités concernées sont relativement faibles (de l'ordre du kg N /an/ha – voir section 4.7) alors que la volatilisation d'ammoniac et la lixiviation impliquent des quantités de l'ordre de quelques kg N /an/ha à quelques dizaines de kg N /an/ha), mais leur impact environnemental est global et très fort (pouvoir de réchauffement ~300 fois plus élevé que le CO₂ à 100 ans)

En conséquence, il est difficile de prévoir *a priori* la « valeur de remplacement azotée du Mafor », c'est-à-dire la quantité d'engrais azotée de synthèse requise pour réaliser des rendements équivalents à ceux obtenus en utilisant l'azote des Mafor.

## Valeur fertilisante phosphatée (valeur P)

La teneur en P des Mafor varie largement suivant leur nature avec des ordres de grandeur compris entre plus de 100 mg P par kgMS dans les produits de recyclage extraits d'effluents d'élevage et agroalimentaire (proche des engrais minéraux) à quelques mg P par kgMS dans certains composts. Le P est majoritairement sous forme

<footnote n="1">¹ « Potentielle » est entendu ici dans des conditions qui favorisent les biotransformations de l'azote et limitent les pertes d'azote, ce qui revient à prendre en compte l'N minéral de la MAFOR et la minéralisation ou l'immobilisation, mais pas la volatilisation ni la lixiviation.</footnote>
minérale dans les Mafor organiques avec en moyenne de l'ordre de 30% de P organique. Contrairement aux engrais minéraux, les Mafor organiques apportent également avec le P des quantités de C et de N extrêmement variables selon leur stœchiométrie. La conséquence est que le raisonnement de l'apport des Mafor peut conduire à une accumulation de P dans les sols lorsqu'il est basé sur N ou sur C, avec un risque d'être transféré vers les eaux de surface à plus ou moins long terme.

Les références sur la valeur P des Mafor ont été généralement acquises par des études en pots de culture, effectuées en conditions standardisées, et rarement dans des essais au champ. Pour une Mafor donnée, cette valeur P dépend de conditions opératoires comme le choix du sol, de la dose d'apport, des conditions de culture, et des indicateurs utilisés (variation de biomasse produite et/ou de P prélevé). L'utilisation du traçage isotopique permet d'analyser de manière approfondie le transfert sol-plante de P en distinguant précisément l'effet direct du P apporté sur la nutrition phosphatée, de l'effet indirect de l'apport de Mafor sur le P prélevé uniquement du sol. Ce prélèvement est le résultat de plusieurs interactions possibles, soit positives, soit négatives, sur les dynamiques d'enracinement de la plante et de croissance de la biomasse microbienne ainsi que les propriétés physico-chimiques du sol avec des conséquences diverses sur la valeur P du Mafor.

La disponibilité pour les plantes du P des Mafor inorganiques de type struvite est équivalente à celle de l'engrais minéral de référence. Les cendres ont une valeur P faible (de l'ordre de quelques pourcents) dans des sols calcaires, qui augmente avec l'acidité du sol, principal déterminant physico-chimique de la dissolution des phosphates insolubles.

Pour les Mafor organiques (qui ne contiennent pas de phosphates de calcium précipités), les caractéristiques du sol ne sont généralement pas une source de variabilité de la valeur P. Par exemple, l'analyse de la littérature indique que le P de boues biologiques équivaut à celui du P des engrais soluble dans l'eau (comme le triple superphosphate) quel que soit le sol utilisé dans les biotests. Par contre, certaines Mafor organiques ont une valeur P légèrement plus faible. Celles, en particulier, qui ont une teneur élevée en carbone, moindre en N (rapport C/N élevé) et aussi une teneur faible en P. Cette baisse faible mais significative de la valeur P est expliquée par une augmentation rapide et intense de la biomasse microbienne du sol dues à des conditions optimales de température et d'humidité du sol en présence de C facilement consommables en grandes quantités. Ces conditions favorisent une immobilisation nette de N et de P du sol et de la Mafor apportée, qui peut affecter les stades jeunes de la croissance et du développement de plante-tests dans le sol traité. Cette compétition entre la plante-test et la biomasse du sol pour l'absorption de N et de P en présence de Mafor explique la légère réduction de sa valeur P. Dans les conditions du champ, ces effets seraient probablement furtifs et n'impacteraient pas la valeur P du Mafor.

Sauf cas particulier (par exemple les cendres), la disponibilité élevée du P des Mafor pour les plantes fait que ces produits sont substituables aux P des engrais minéraux les plus efficaces. A l'échelle de la France, si la totalité du P des Mafor était recyclée de manière raisonnée cela couvrirait quasiment les exportations de P par la production agricole.

## Valeur amendante

Des apports réguliers de Mafor organiques augmentent la teneur en carbone organique (CO) des sols : on parle de stockage de C dans les sols. Des résultats d'essais de longue durée (17 ans en moyenne) permettent de calculer des efficacités moyennes des différents types de Mafor à augmenter ces stocks de CO des sols. Elles sont de 0.61±0.41 t C sol/t C apportée pour les composts; 0.25± 0.22 t C sol/t C apportée pour les Fumiers ; 0.31±0.30 t C sol/t C apportée pour les boues ; 0.10±0.13 t C sol/t C apportée pour les lisiers. Cette efficacité augmente avec les Mafor dont la MO a été stabilisée lors du traitement avant apport au sol comme lors du compostage ou de la digestion anaérobie. Ces augmentations de teneurs en CO des sols contribuent aux améliorations des propriétés des sols mentionnées précédemment telles que les propriétés de rétention en eau et la stabilité de la structure. Elles augmentent également la disponibilité à moyen/long terme de l'azote pour les plantes liée à l'augmentation du stock de N organique dans les sols et dont une proportion se minéralise chaque année.

Cependant, on ne pourra évoquer un effet bénéfique sur les changements climatiques via la séquestration du C qui pourrait compenser le surplus d'émission de GES lié aux activités anthropiques que si ces augmentations de stocks de C dans les sols après apport répété de Mafor ne sont pas compensées par des émissions plus
importantes de GES tels que le N2O. A notre connaissance aucune étude simultanée du stockage de C et des émissions de GES n'est disponible permettant de conclure (voir section 4.7).

Des indicateurs ont été développés permettant de prédire l'efficacité des Mafor à augmenter les teneurs en MO des sols. Ils ont été utilisés pour paramétrer des modèles de dynamiques de la MO dans les sols et permettent de prédire l'effet de pratiques d'apport sur l'évolution des teneurs en MO dans le sol.

## La nature pluri-élémentaire des Mafor complique la gestion des apports

La plupart des Mafor apportent à la fois de la MO et des éléments fertilisants. La nature pluri-élémentaire de ces Mafor est à prendre en compte dans le raisonnement des apports pour ne pas entrainer des excès d'éléments fertilisants si les apports sont calculés en vue d'augmenter les stocks de MO dans les sols, ou d'excès de P si les apports sont raisonnés par rapport à leurs apports en N. La réglementation actuelle n'est basée que sur les flux de N apportés (et bien sur les éléments contaminants) mais cela devrait évoluer prochainement pour intégrer des critères sur les flux de P apporté via les épandages de Mafor.

## Effet sur les propriétés physiques et chimiques des sols

Le plus souvent les apports de Mafor améliorent les propriétés étudiées : augmentation de la stabilité structurale, CEC, porosité, conductivité hydraulique, disponibilité en eau. A l'exception de la stabilité structurale, ces améliorations, souvent étudiées sur le moyen terme, sont significatives aux fortes doses d'apport. Du fait des différences de nature de la MO qui les composent et de processus induit par leur apport dans le sol, toutes les Mafor n'ont pas la même efficacité vis-à-vis des propriétés étudiées : par exemple, certaines ont un effet sur la capacité de rétention en eau du sol du fait des molécules hydrophobes qu'elles génèrent dans le sol, d'autres sur la stabilité structurale sur le court terme du fait de la leur biodégradabilité, d'autres encore sur la densité apparente du fait de la dilution provoquée dans le sol par la MO stable qui les compose. Ces effets peuvent être modulés par le type de sol.

Dans certaines conditions, on observe un effet dépressif lié à l'augmentation de la salinité du sol surtout pour les Mafor liquides et chargées en sels, lié aussi à la destructuration du sol, lorsque les Mafor sont riches en cations monovalents mais aussi parfois pour des apports massifs de composts sur le long terme.

## Effets sur le C organique dissous

Au préalable il faut noter que la définition technique de la matière organique dissoute (MOD) varie au sein de la communauté scientifique concernée. En effet, les auteurs ne travaillent pas tous avec la même notion (MOD ou MOEE (MO extractible à l'eau<fnref n="2" />)), ni sur le même seuil de filtration et les paramètres des méthodes d'extraction de la MOEE varie fortement d'une étude à l'autre, ce qui peut gêner la comparaison des résultats. Les quantités de MOD sont relativement faibles comparativement à la MO globale présente dans les sols, mais leur impact potentiel sur l'environnement peut être important car les MOD sont un vecteur de contaminants métalliques et/ou organiques.

La majorité des références concernent les effluents d'élevage.

Les épandages de Mafor augmentent la MOD des sols mais beaucoup moins que ce que pourraient générer les Mafor : il y a adsorption/dégradation de cette MOD après apport. Dans près de 70% des références étudiées, l'apport de Mafor au sol augmente les teneurs en MOD ou MOEE quel que soit le type de Mafor. Ceci pourrait s'expliquer par l'apport de MOD par les Mafor mais aussi par la stimulation de l'activité bactérienne des sols par l'apport de Mafor. L'augmentation de MOD dans les sols est lié à la dose de Mafor épandue, elle a surtout lieu dans les horizons superficiels des sols (0-20 cm) et reste assez transitoire (quelques jours à quelques semaines après apport).

La composition chimique de la MOD/MOEE des sols change progressivement après l'apport de Mafor. Cependant, on constate un manque de connaissances sur la composition chimique des MOD après apport des Mafor au sol, différents travaux ont pourtant démontré l'impact de la composition de la MOD sur les interactions entre MOD et éléments traces métalliques ou contaminants organiques.

<footnote n="2">² MOEE : MO extraite par agitation de sol avec une solution aqueuse.</footnote>
## Effet sur les organismes du sol et leurs activités

La littérature sur ce sujet concerne surtout les Mafor organiques et beaucoup moins les Mafor inorganiques. De façon générale, on rapporte un effet plutôt stimulant des apports de Mafor sur les organismes du sol et leurs activités.

L'abondance et l'activité des microorganismes dans le sol (que ce soit la respiration ou les activités enzymatiques) sont stimulées à court terme par l'apport de Mafor facilement biodégradable. L'effet est moins intense et plus durable si la Mafor est caractérisée par une MO plus stable et plus résistante à la biodégradation (ex. compost). L'effet à long terme est lié à des apports répétés et plus spécifiquement à l'augmentation de la quantité et de la qualité de la MO du sol. L'effet sur la diversité des organismes du sol est beaucoup plus variable.

On répertorie quelques effets toxiques des Mafor, liés à la présence en contaminants très élevés (supérieures aux limites réglementaires).

Enfin, l'effet sur la faune est moins documenté. Les Mafor induisent une augmentation variable de la faune et modifient les équilibres entre groupes fonctionnels et le fonctionnement de la chaine trophique.

## Effet sur la santé des plantes

Sur ce sujet, de nombreux articles concernent les composts, les digestats, les boues de STEP et les effluents d'élevage étant très peu étudiés de ce point de vue. Par ailleurs, ce sont les maladies fongiques et les nématodes qui sont essentiellement étudiées.

En cas de procédé de traitement bien contrôlé comme par exemple la montée en température au-delà de 60°C et le maintien de conditions aérobie lors du compostage, les Mafor ne représentent pas de danger pour les cultures, les agents pathogènes, les adventices et les substances phytotoxiques ayant été inactivées. Bien au contraire, les Mafor peuvent avoir un effet suppressif sur les maladies, et donc un effet positif sur la santé des plantes. Cet effet positif est entre autres décrit pour tous les types de composts.

Les principaux mécanismes impliqués dans ces effets suppressifs sont la stimulation de la microflore du sol, l'apport de microflore antagoniste des pathogènes (par ex : champignons antagonistes pour les nématodes) ou dans certains cas l'apport de substances à effet toxiques pour les agents pathogènes. La gestion de la qualité des Mafor peut fortement influencer l'effet suppressif des Mafor. Si la composition de départ des composts et le degré de maturation jouent un rôle dans le pouvoir suppressif des composts, il est moindre en comparaison de la gestion du processus de maturation. En effet, des situations anaérobie pendant cette période peut d'une part influencer négativement la microflore bénéfique des composts et d'autre part provoquer le développement de molécules chimiques phytotoxiques. L'apport de Mafor peut également avoir un effet indirect en améliorant les conditions de croissance des cultures (amélioration de la structure du sol, apport d'oligoéléments, ...), ou en modifiant le pH du sol, influençant ainsi le pouvoir le développement de certains pathogènes.

On ne peut conclure que, si un concept d'assurance qualité des Mafor est respecté, leur influence sur la santé des plantes est bénéfique. Ce concept ne doit toutefois pas concerner uniquement la production du Mafor, mais aussi son stockage et sa stratégie d'application.

## Effet sur la production des parcelles agricoles

En général, on note un effet positif sur le rendement, lié aux effets précédemment cités plus ou moins synergiques, mais comme d'autres effets, le rendement est très dépendant du type de Mafor et de la dose apportée. La plupart des articles traitant de la fertilisation mentionnent la production, mais on trouve peu de références dédiées au rendement en fonction des Mafor, sauf en conditions « particulières » (pas en grandes cultures, mais en pépinières, en conditions climatiques particulières...).

Les exemples étudiés de liens entre Mafor et qualité des récoltes montrent que pour la betterave sucrière, la présence d'azote minéral en excès diminue la teneur en sucre et la qualité de la récolte, ce qui signifie que les Mafor riches en N doivent être utilisées avec parcimonie sur betterave. A contrario, les qualités boulangères du blé augmentent avec l'absorption d'azote (augmentation de la teneur en protéines, en gluten) ce qui signifie que les Mafor riches en N favorisent la qualité du blé destiné à la boulangerie. On notera pour le blé notamment que
l'apport de Mafor peut induire des rendements similaires à l'apport d'engrais NPK par exemple, alors que l'absorption d'azote sera moins importante pour les Mafor.

## Efficacité agronomique des grands types de Mafor

Le Tableau 2 fait le bilan, par Mafor, de l'ensemble des effets explicatifs de la valeur agronomique des Mafor, et des effets environnementaux directement associés.

Ce tableau intègre plusieurs dimensions :

- L'intensité de l'effet après un apport, en relatif au sein d'une colonne : de "+++" pour la disponibilité des éléments ou l'effet le plus intense, à "-" pour un effet qui peut être négatif (effet des lisiers sur les propriétés chimiques des sols, par exemple) ;

- La notion d'effet à court ou long terme lié à des épandages répétés :

- cellules blanches : les effets sont surtout observés à court terme,

- cellules grises : l'effet ne s'observe qu'à long terme après plusieurs apports.
<table><caption>**Tableau 2.** Bilan des intérêts agronomiques de l'épandage de Mafor en agriculture et sylviculture, et effets environnementaux directement associés</caption><thead><tr><th>Effet</th><th>Augmentation du stock de MO du sol</th><th>Effet sur les propriétés chimiques du sol (CEC, pH, conductivité)</th><th>Effet sur la stabilité de la structure du sol</th><th>Effet sur les propriétés hydriques du sol</th><th>Effet sur l'activité biologique du sol</th><th>Valeur fertilisante N</th><th>Valeur fertilisante P</th><th>Valeur fertilisante K</th><th>Effet sur les maladies fongiques et/ou les nématodes des plantes</th><th>Emission de N<sub>2</sub>O</th><th>Volatilisation de NH<sub>3</sub></th><th>Lixiviation de NO<sub>3</sub></th><th>Lixiviation de P</th><th>Génération de MOD</th></tr></thead><tbody><tr><td>Lisiers (porc ou bovin)</td><td>--</td><td>--<br>Conductivité, pH</td><td>-</td><td>--</td><td>+</td><td>+++</td><td>++</td><td>++</td><td>0</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>ε/+</td><td>++</td></tr><tr><td>Fumier</td><td>++</td><td>+ pH, CEC</td><td>++</td><td>+</td><td>+++</td><td>-/+→++</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>+</td><td>+++</td><td>++</td><td>ε/+</td><td>++</td></tr><tr><td>Fientes</td><td>--</td><td>-- pH</td><td>ε</td><td>ε</td><td>+</td><td>+++</td><td>++</td><td>++</td><td>0</td><td>+</td><td>++</td><td>++</td><td>ε/+</td><td>+</td></tr><tr><td>Compost d'effluent d'élevage</td><td>++</td><td>+ CEC</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>+→++</td><td>++</td><td>++</td><td>-</td><td>+</td><td>+</td><td>ε/+</td><td>+</td></tr><tr><td>Boues brutes</td><td>+</td><td>? - pH</td><td>+</td><td>ε</td><td>+++</td><td>+++</td><td>+++</td><td>+</td><td>0</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>ε/+</td><td>++</td></tr><tr><td>Boues compostées</td><td>+++</td><td>+ CEC</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>+→++</td><td>++</td><td>+</td><td>-</td><td>+</td><td>++/+++</td><td>+</td><td>ε/+</td><td>+</td></tr><tr><td>Boues chaulées</td><td>+</td><td>+++ pH</td><td>++</td><td>+</td><td>+</td><td>++</td><td>+</td><td>+</td><td>0</td><td>?</td><td>+++</td><td>+</td><td>+</td><td>+</td></tr><tr><td>Boues séchées thermiquement</td><td>+</td><td>ε</td><td>ε</td><td>?</td><td>+</td><td>+</td><td>++</td><td>+</td><td>?</td><td>?</td><td>0/ε</td><td>+</td><td>+</td><td>?</td></tr><tr><td>Digestats bruts (liquides)</td><td>+</td><td>--<br>Conductivité, pH ?</td><td>-- ?</td><td>-- ?</td><td>+</td><td>+++</td><td>++</td><td>+</td><td>0</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>++</td></tr><tr><td>Digestats solides</td><td>++</td><td>ε</td><td>++</td><td>+</td><td>+</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>-</td><td>+</td><td>+/++</td><td>++</td><td>+</td><td>++</td></tr><tr><td>Digestats compostés</td><td>+++</td><td>+ CEC</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>+→++</td><td>++</td><td>+</td><td>--</td><td>+</td><td>0/ε</td><td>+</td><td>ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts DV</td><td>+++</td><td>+ CEC</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>ε→++</td><td>+</td><td>+</td><td>---</td><td>0</td><td>?</td><td>+</td><td>ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts Biodéchets</td><td>+++</td><td>+CEC</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>ε→++</td><td>+</td><td>+</td><td>---</td><td>+</td><td>ε</td><td>+</td><td>ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts OM</td><td>++</td><td>+ pH</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td><td>+→++</td><td>+</td><td>+</td><td>-</td><td>+</td><td>+</td><td>+</td><td>0</td><td>++</td></tr><tr><td>Cendres biomasse</td><td>0</td><td>+ pH</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>+</td><td>+++</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>+</td><td>0</td></tr></tbody></table>
Mafor et services écosystémiques : transcrire les effets en services ?

Comme nous venons de le rapporter dans les paragraphes précédents, l'apport de Mafor réalisé en conditions
favorables peut modifier les propriétés des agrosystèmes ou générer des effets valorisables par les agriculteurs
/libération de nutriments, amélioration des propriétés hydriques...) ou plus généralement pour les écosystèmes
qui peuvent donc se traduire en services écosystémiques<fnref n="3" /> (Figure 2). Cette traduction des effets de l'apport de
Mafor en services écosystémiques nécessite :

- de pouvoir quantifier les effets liés aux apports de Mafor, donc de connaitre le lien entre qualité/quantité de Mafor apporté et l'intensité de l'effet observé,

- de pouvoir formaliser le lien entre effet et fonction d'intérêt ou impact éventuel, si possible de façon quantitative

- de transcrire ces fonctions ou propriétés en bénéfices pour l'agriculteur, en services ou dis-services environnementaux pouvant être intégrés dans des analyses couts/bénéfices ou des analyses environnementales

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>**Figure 2.** Enchainement des étapes à prendre en compte et mettre en œuvre pour passer des apports de Mafor à la transcription des effets en services ou dis-services pouvant être intégrés dans des analyses environnementales ou des analyses couts-bénéfices</figcaption></figure>

La figure 3 synthétise les services ou dis-services attendus liés aux effets étudiés dans ce chapitre qui sont déclinés dans le tableau 1.

Concrètement, les travaux sur la quantification des services écosystémiques rendus par les sols ou par des pratiques culturales sont en plein développement et s'accompagnent de la définition d'indicateurs de qualité des sols et de grilles d'intégration/agrégation de ces indicateurs qui permettent d'aboutir à des scores par rapport à un usage donné.

Ces approches offrent cependant un cadre intéressant d'évaluation et d'intégration des effets liés à l'utilisation de
Mafor en agriculture ou en sylviculture. Cela permet de définir les objectifs des travaux futurs qui permettraient
une intégration des effets multiples dans une même démarche d'évaluation de cette pratique.

<footnote n="3">³ Les services écosystémiques sont définis comme étant les bénéfices que les êtres humains tirent du fonctionnement des écosystèmes. L'expression a été forgée dans le champ des sciences biologiques pour mettre en évidence les liens de dépendance de l'humanité vis-à-vis des milieux naturels. Popularisée dans le rapport Millenium Ecosystem Assessment (2005) et de plus en plus utilisée dans des situations concrètes de gestion, cette notion suscite toutefois des critiques dues notamment à son caractère réducteur et aux partis pris idéologiques qu'elle sous-tend. (INRA2013)</footnote>
<table><caption>**Tableau 1.** Synthèse des effets bénéfiques attendus après éwandage de Mafor, impacts environnementaux et dis-services associés éventuels.</caption><thead><tr><th>Effet-Fonction</th><th>Intérêt pour agriculteur/écosystème</th><th>Service</th><th>Dis-service éventuel</th></tr></thead><tbody><tr><td>Disponibilité de N</td><td>Substitution des engrais → économie d'intrant</td><td>Economie énergie pour la fabrication d'engrais → changement climatique</td><td>Mauvaise maîtrise de la disponibilité → pollution des nappes, émission N<sub>2</sub>O, volatilisation NH<sub>3</sub></td></tr><tr><td>Disponibilité P</td><td>Substitution des engrais → économie d'intrant</td><td>Epuisement de ressources non renouvelables</td><td>Non prise en compte → contamination des eaux</td></tr><tr><td>Stockage de C<br/>- augmentation réserve utile, eau disponible<br/>- augmentation Stabilité structure<br/>- augmentation Force du sol</td><td>- Diminution besoin irrigation<br/>- Diminution érosion<br/>- Diminution énergie de traction, résistance au tassement<br/>- Augmentation jours disponibles</td><td>- Economie d'eau<br/>- Diminution perte de sol<br/>- Economie de carburant → changement climatique</td><td></td></tr><tr><td>Stockage de C<br/>- Augmentation CEC → rétention des éléments nutritifs, des contaminants<br/>- Augmentation disponibilité N</td><td>- Nutrition minérale des plantes<br/>- Substitution des engrais → économie d'intrant</td><td>- Protection des eaux<br/>- Economie énergie pour la fabrication d'engrais → changement climatique</td><td>- Contamination des sols → écotoxicité potentielle<br/>- Genèse de MOD → mobilité des contaminants</td></tr><tr><td>Stockage de C</td><td></td><td>Séquestration du C → changement climatique</td><td>Emission N<sub>2</sub>O, CH<sub>4</sub> compensent potentiellement le stockage du C</td></tr><tr><td>Activité biologique<br/>- Disponibilité N (cf précédent)<br/>- Stabilité structure (cf précédent)<br/>- Dégradation polluants organiques<br/>- Activité biologique/ biodiversité</td><td>- Résistance aux maladies</td><td>- Economie de pesticides<br/>- Protection des eaux, des sols<br/>- Support de biodiversité</td><td></td></tr><tr><td>Augmentation pH</td><td>Amélioration fertilité des sols, économie d'intrants</td><td>Epuisement de ressources non renouvelables<br/>Diminution de la biodisponibilité de certains contaminants traces métalliques</td><td></td></tr><tr><td>Augmentation conductivité</td><td></td><td></td><td>Dégradation physique des sols, salinité des sols</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 3.** Entretien de la fertilité des sols via la valorisation des Mafor : des effets aux services, des compromis à trouver.</figcaption></figure>
# Références bibliographiques citées dans le chapitre 3

## Section 3.1.1 hors 3.1.1.4

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