# Effets agronomiques attendus de l'épandage des Mafor sur les écosystèmes agricoles et forestiers

Jacques Fuchs, Sophie Génermont, Sabine Houot, Emilie Jardé, Safya Menasseri-Aubry, Alain Mollier, Christian Morel, Virginie Parnaudeau, Marilys Pradel, Laure Vieublé

► To cite this version:

Jacques Fuchs, Sophie Génermont, Sabine Houot, Emilie Jardé, Safya Menasseri-Aubry, et al. Effets agronomiques attendus de l'épandage des Mafor sur les écosystèmes agricoles et forestiers. 2014. [hal-02796871](https://hal.inrae.fr/hal-02796871v1)

HAL Id: hal-02796871

https://hal.inrae.fr/hal-02796871v1

Submitted on 5 Jun 2020

HAL is a multi-disciplinary open access
archive for the deposit and dissemination of sci-
entific research documents, whether they are pub-
lished or not. The documents may come from
teaching and research institutions in France or
abroad, or from public or private research centers.

L'archive ouverte pluridisciplinaire HAL, est
destinée au dépôt et à la diffusion de documents
scientifiques de niveau recherche, publiés ou non,
émanant des établissements d'enseignement et de
recherche français ou étrangers, des laboratoires
publics ou privés.

<figure><img src="image_1.png" /></figure>

Distributed under a Creative Commons CC BY 4.0 - Attribution - International License
# Chapitre 3.

## Effets agronomiques attendus de l'épandage des Mafor sur les écosystèmes agricoles et forestiers

### Auteurs :

- Jacques Fuchs

- Sophie Génermont

- Sabine Houot

- Emilie Jardé

- Safya Ménasseri

- Alain Mollier

- Christian Morel

- Virginie Parnaudeau

- Marilys Pradel

- Laure Vieublé
# Sommaire

<table><tr><td>Introduction</td><td>367</td></tr><tr><td>3.1. Valeur fertilisante et efficacité agronomique</td><td>369</td></tr><tr><td>3.1.1. Valeur fertilisante azotée et pertes azotées influençant la valeur fertilisante</td><td>369</td></tr><tr><td>3.1.2. Accumulation et pertes influençant la valeur fertilisante phosphatée</td><td>397</td></tr><tr><td>Annexe 3-1-1. Teneurs en P, C et N de Mafor relevées dans la littérature</td><td>413</td></tr><tr><td>Annexe 3-1-2. Constitution des corpus bibliographiques</td><td>416</td></tr><tr><td>3.2. Effet des apports de Mafor sur les teneurs en matière organique des sols</td><td>418</td></tr><tr><td>3.2.1. Méthodes et indicateurs pour évaluer la valeur amendante des Mafor</td><td>421</td></tr><tr><td>3.2.2. Apport des essais au champ de moyenne/ longue durée : information sur les fumiers, les composts, les boues d'épuration et les lisiers</td><td>424</td></tr><tr><td>3.2.3. Autres informations sur les valeurs amendantes des Mafor</td><td>435</td></tr><tr><td>3.2.4. Impact des filières de traitement amont sur le potentiel amendant des Mafor</td><td>441</td></tr><tr><td>3.2.5. Effet des apports de Mafor sur la qualité de la MO des sols</td><td>443</td></tr><tr><td>3.2.6. Place des Mafor dans les modèles simulant la dynamique de la MO dans les sols</td><td>443</td></tr><tr><td>3.2.7. Conclusion</td><td>445</td></tr><tr><td>3.3. Effet des Mafor sur les propriétés chimiques et physiques des sols cultivés</td><td>446</td></tr><tr><td>3.3.1. Impact des Mafor sur les propriétés chimiques du sol</td><td>448</td></tr><tr><td>3.3.2. Impact des Mafor sur les propriétés physiques du sol</td><td>449</td></tr><tr><td>3.3.3. Etudes comparées de Mafor</td><td>456</td></tr><tr><td>Annexe. Détail des mots-clefs utilisés pour construire le corpus de la section 3.3</td><td>458</td></tr><tr><td>3.4. Impacts des Mafor sur la quantité et la qualité des matières organiques dissoutes</td><td>459</td></tr><tr><td>3.4.1. Définition, origine et rôle de la MOD</td><td>461</td></tr><tr><td>3.4.2. Impact des Mafor sur les quantités de COD/MOD</td><td>463</td></tr><tr><td>3.4.3. Impact des Mafor sur la qualité du COD/MOD</td><td>472</td></tr><tr><td>3.4.4. Conclusions</td><td>474</td></tr><tr><td>Annexe 3-4-1. Dose Mafor épandue et impact sur quantité MOD dans les eaux</td><td>476</td></tr><tr><td>Annexe 3-4-2. Détail des mots-clefs utilisés pour construire le corpus de la section 3.4</td><td>478</td></tr><tr><td>3.5. Impacts sur l'abondance, la diversité et l'activité des organismes du sol</td><td>479</td></tr><tr><td>3.5.1. Abondance</td><td>481</td></tr><tr><td>3.5.2. Diversité</td><td>488</td></tr><tr><td>3.5.3. Activités</td><td>493</td></tr><tr><td>3.5.4. Indicateurs</td><td>503</td></tr><tr><td>3.5.5. Conclusion</td><td>503</td></tr><tr><td>Annexe. Détail des mots-clefs utilisés pour construire le corpus de la section 3.5</td><td>505</td></tr><tr><td>3.6. Influence de l'épandage de Mafor sur la santé des plantes cultivées</td><td>506</td></tr><tr><td>3.6.1. Protection des plantes contre les maladies par l'utilisation des Mafor</td><td>506</td></tr><tr><td>3.6.2. Effets phytotoxiques des Mafor</td><td>510</td></tr><tr><td>3.6.3. Conclusions</td><td>510</td></tr></table>
Introduction

Historiquement, certaines Mafor telles que les effluents d'élevage ont toujours été apportées au sol parce qu'elles permettaient une meilleure productivité des agrosystèmes, à court ou long terme. Plus récemment, des Mafor d'origines diverses (urbaines ou industrielles par exemple) sont proposées aux agriculteurs toujours avec un objectif similaire d'améliorer la fertilité des sols. Ce chapitre 3 traite des éléments qui justifient de parler de la valorisation des Mafor dans les systèmes agricoles, à savoir les effets qui entretiennent ou améliorent la fertilité chimique, physique et biologique des sols. Ce chapitre considère l'apport de Mafor dans des parcelles cultivées « classiques » (grandes cultures, prairies, systèmes maraichers...) : c'est dans le chapitre 5 que l'on trouvera un complément sur les plantations forestières intensives et les systèmes forestiers recevant des Mafor.

Le recyclage des Mafor dans les parcelles cultivées met en jeu des processus biologiques et physico-chimiques aboutissant à des effets attendus de différentes natures (Figure 1). Les Mafor peuvent en effet être une source de nutriments (exemple de l'azote à court terme, du phosphore, du potassium...), de microorganismes qui pour certains, sont des antagonistes de maladies des plantes... ou d'autres éléments comme des carbonates qui peuvent augmenter le pH du sol. Les apports de Mafor peuvent également augmenter après apport régulier et à plus long terme, les quantités de MO dans les sols avec des conséquences multiples sur les propriétés chimiques du sol (augmentation de la CEC), les propriétés physiques (stabilité structurale à long terme, rétention d'eau...) et l'activité biologique dans les sols, les Mafor constituant une ressource nutritive pour les organismes du sol, la plupart hétérotrophes. Elles vont ainsi pouvoir stimuler la croissance et l'activité des organismes du sol et ainsi impacter à la fois la fertilité chimique (minéralisation et libération de nutriments), la fertilité physique (stabilité structurale à court terme...) et la fertilité biologique (compétition...).

<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1. Entretien de la fertilité des sols via la valorisation des Mafor : les effets potentiels</figcaption></figure>

La valorisation agronomique des Mafor est cependant aussi parfois à l'origine d'impacts sur l'environnement : les processus à l'origine des impacts environnementaux en lien direct avec les effets positifs attendus sont également traités dans ce chapitre 3 alors que les éléments considérés uniquement comme contaminants sont traités dans le chapitre 4. Seront traités dans ce chapitre 3 les voies de dissipation des éléments fertilisants dans l'environnement : une partie de l'azote des Mafor peut être lixivée ou volatilisée (ammoniac), une partie du phosphore peut être stocké dans le sol et transféré vers les eaux. C'est aussi le cas des phytopathogènes que peuvent apporter les Mafor. Par ailleurs, certains Mafor chargés en cations monovalents peuvent induire une augmentation de la salinité du sol (augmentation de sa conductivité électrique).

Les quantités de Mafor, mais également leurs caractéristiques physiques, chimiques et biologiques sont donc un objet central de ce chapitre, puisqu' elles vont déterminer l'intensité et la dynamique des processus étudiés ici. Une des difficultés auxquelles se heurtent les différentes recherches sur ces sujets est d'ailleurs la variabilité de la composition des Mafor, dont il est déjà question dans le chapitre 2. Un autre obstacle à l'analyse quantitative
de ces effets à travers la bibliographie est liée au fait que les effets considérés ici sont de plus très dépendants des doses et des fréquences d'apport, qui varient presque à chaque expérimentation. Ce chapitre analyse aussi le rôle des pratiques agricoles sur les effets induits pas les Mafor. D'une part on considère les pratiques relatives à l'épandage des Mafor, qui sont par essence liées aux caractéristiques des Mafor elles-mêmes : la dose ou la période d'apport par exemple seront dépendants du type de Mafor apportée et de ses caractéristiques spécifiques. Le mode d'apport va également modifier le devenir des éléments après apport, en particulier la part volatilisée de l'azote ammoniacal. D'autre part, le système de culture dans lequel s'insère l'épandage peut aussi modifier les effets étudiés : le travail du sol par exemple influence l'enfouissement des Mafor et donc leur distribution au sein du sol. Le travail du sol modifie aussi les conditions de température du sol qui vont impacter la décomposition des Mafor. La présence d'une culture intermédiaire en hiver va limiter la lixiviation liée à un apport de Mafor dont l'azote est très disponible à l'automne.

Les caractéristiques physico-chimiques des Mafor vont influencer l'intensité des effets observés immédiatement après apport. Quand cette intensité est élevée immédiatement après apport on parlera d'effets immédiats (< 1 mois), ou d'effets court terme (< 1an). C'est le cas par exemple des Mafor très riches en azote sous forme minérale ou sous forme organique mais se minéralisant rapidement. Ces effets peuvent persister au-delà de la première année, on parlera alors d'arrière-effet ou d'effet résiduel à moyen terme (durée d'une rotation culturale). Parfois, un effet ne sera observé qu'en cas d'apports répétés au cours d'une ou plusieurs successions culturales. On parlera alors aussi d'effet à moyen terme (≈10 ans) et long terme (> 10 ans) pour classer les effets<fnref n="1" />.

L'objectif de ce chapitre est donc de faire l'état de l'art des effets attendus des Mafor vis-à-vis de la fertilité des sols : à travers notre analyse de la littérature, nous avons cherché à mettre en évidence et hiérarchiser, quand cela est possible, les facteurs déterminants ces effets, voire à estimer et prédire ces effets dans les domaines où les connaissances scientifiques le permettent.

Faisant suite au chapitre 2 sur la composition des Mafor, nous avons donc articulé le chapitre 3 en sous-chapitres qui traitent des différents effets des Mafor :

- 3.1 traite des effets fertilisants N et P, et des flux qui affectent la valeur fertilisante (lixiviation et volatilisation pour l'azote).

- 3.2 traite des effets amendants : évolution de la teneur en matière organique, stockage du carbone (matière organique) et modification du pH liés à l'apport de Mafor.

- 3.3 analyse la modification des propriétés physico-chimiques des sols, liées à l'apport de matière organique par les Mafor.

- 3.4 aborde la question de la matière organique dissoute dans la solution du sol, qui est impactée par l'apport de Mafor. Le § 3.5 relate les effets des Mafor sur l'abondance, la diversité, et l'activité des organismes du sol (hors agents pathogènes traités dans le chapitre 4),

- 3.6. traite plus directement de la santé des plantes, à savoir l'effet potentiellement suppressif de l'apport de Mafor, ou au contraire l'effet lié à l'apport d'agents phytopathogènes par les Mafor.

- la conclusion finale revient notamment sur les différents effets en explicitant les liens entre ces différents effets et les facteurs qui les déterminent.

A noter : les éléments chimiques K, S, Ca et Mg ne sont pas spécifiquement abordés. Pour le potassium (K), il est admis que le K apporté est entièrement disponible pour les cultures<fnref n="2" />.

<footnote n="1">¹ Les durées entre parenthèse sont données à titre indicatif</footnote>

<footnote n="2">² Voir par exemple :</footnote>

<footnote>- deHann S. 1981. Results of municipal waste compost research over more than fifty years at the institute of soil fertility at Haren/Groningen, The Netherland. Neth. J. Agric. 29, 49-61</footnote>

<footnote>- Wen G, Winter JP, Voroney RP, Bates TE, 1997. potassium availbility with application of sewage sludge, and sludge and manure composts in field experiments. Nutrient cycling in agrpoecosystems 47, 233-241</footnote>

<footnote>- Hargreaves JC 2008. A review of the use of composted municipal solid waste in agriculture. Agriculture ecosystems and Environment 123, 1-14</footnote>

<footnote>- Johnston AE, 1986. Potassium fertilization to maintain a K-balance under various farming systems. pp199-226. In: Nutrient balances and the need for potassium. Proceedings of the 13th International Potash Institute congress, August, Reims, France</footnote>

<footnote>- Quemener J 1986. Important factors in potassium balance sheets. pp41-72. In: Nutrient balances and the need for potassium. Proceedings of the 13th International Potash Institute congress, August, Reims, France</footnote>
# 3.1. Valeur fertilisante et efficacité agronomique

## 3.1.1. Valeur fertilisante azotée et pertes azotées influençant la valeur fertilisante

Virginie Parnaudeau

Sophie Génermont (section 3.1.1.4)

### Introduction

Les Mafor contiennent de l'azote, sous forme organique et/ou minéral, indispensable à la production végétale. La « valeur azotée » des Mafor, capacité des Mafor à contribuer à la nutrition azotée des cultures, est variable selon leur origine et d'autres facteurs qui vont la modifier. Cette valeur azotée est notamment diminuée par les pertes par volatilisation et par lixiviation, qui impactent l'économie de l'exploitation agricole et l'environnement.

La valeur azotée s'inscrit plus largement dans la valeur fertilisante des Mafor, qui associent les autres macroéléments tels que le phosphore (P) et le potassium (K), également contenus dans les Mafor (voir section 3.1.2). La minéralisation de l'azote organique, qui participe à la valeur azotée de la Mafor, est intimement liée aux biotransformations du carbone lors de la décomposition de la matière organique dans le sol (section 3.2), on parle alors de couplage des cycles de C et N.

La valeur fertilisante azotée est le résultat de nombreux facteurs, aussi bien intrinsèques (liés aux Mafor elles-mêmes) qu'extrinsèques (liés à leur modalité de gestion en agriculture ou au pédo-climat). L'analyse de ces différents facteurs doit permettre d'identifier les pistes permettant de choisir les Mafor en fonction des effets attendus, et surtout de mieux gérer les Mafor pour augmenter leur efficience azotée, notamment en augmentant l'absorption par les cultures et en limitant les pertes vers l'environnement.

Donc dans ce chapitre, ne sont pris en considération que les processus qui déterminent significativement la disponibilité de l'azote des MAFOR sous forme assimilable par les plantes, i.e. la minéralisation/organisation, ou qui engendrent des pertes « conséquentes » pour l'agrosystème, la lixiviation et la volatilisation. Ne sont pas considérés ici les processus qui affectent les flux du cycle de l'azote de manière minoritaire quantitativement parlant, même si les conséquences « environnementales » sont d'importance, en particulier les émissions de N₂O et de NOₓ qui seront traitées au chapitre 4.5 (émissions vers l'atmosphère) et les pertes d'azote par ruissellement. Ces dernières sont variables mais s'avèrent significatives dans les conditions très froides (sols gelés notamment et périodes de dégel) (Beegle et al, 2008).

Cette partie présente les différents processus qui interviennent dans la valeur fertilisante azotée des Mafor, puis fait l'état de l'art sur les facteurs qui déterminent ces processus à court et long terme. A la fin de cette partie des résultats relatifs aux différents types de Mafor sont rapportés afin de compléter les résultats précédents qui ne concernent pas forcément toutes les Mafor, la littérature sur l'azote étant très abondante.

### Corpus bibliographique utilisé

Pour cette contribution, 3 requêtes ont été réalisées afin de couvrir les 3 thématiques traitées dans la section 3.1 sur l'azote des MAFOR : une requête destinée à collecter la littérature sur la valeur fertilisante axée sur les biotransformations de l'azote des MAFOR (requête VP1), une requête plus particulièrement relative à la volatilisation (requête SG1) et une requête spécifique sur la lixiviation (requête VP2). Il est alors logique que certaines références soient communes aux 3 requêtes. Des détails sont apportés en annexe 3-1-2 de la section 3.1.

Pour compléter certains sujets, les bases bibliographiques personnelles des experts ont aussi été utilisées.
## Construction du corpus analysé

### REQUETE VP1

Le corpus VP1 a été constitué en croisant les notions suivantes :

1. Liste des MAFOR commune à l'ensemble des experts (dans TITRE)

2. Liste générique en référence à l'azote (dans TITRE)

3. Liste de composantes agronomiques par rapport aux cultures, agrosystèmes (dans TITRE)

4. Liste en référence aux biotransformations, prélèvement, valeur fertilisante (dans TITRE)

5. Liste en référence au domaine, milieu d'étude

6. Liste en référence aux épandages et apports

En excluant des mots-clefs qui collectent des références hors sujet sur les résidus de culture, les engrais verts et les contaminants organiques et inorganiques

⇒ Le corpus issu de la requête VP1 contient alors 1 120 références.

### REQUETE VP2

Le corpus VP2 a été constitué en croisant les notions suivantes :

1. Liste des MAFOR commune à l'ensemble des experts (dans TITRE)

2. Liste générique en référence à l'azote lixiviable (dans TITRE)

3. Liste en référence au transfert d'azote vers les aquifères

4. Liste en référence au domaine, milieu d'étude

En excluant des mots-clefs qui collectent des références hors sujet sur les résidus de culture, les engrais verts et les contaminants organiques et inorganiques

⇒ Le corpus issu de la requête VP2 contient alors 370 références. On note que 64 articles sont communs aux requêtes VP1 et VP2.

### REQUETE SG1

Le corpus SG1 a été constitué en croisant les notions suivantes :

1. Liste de MAFOR commune à l'ensemble des experts (dans TITRE)

2. Liste en référence au domaine, milieu d'étude

3. Liste en référence aux épandages et apports

4. Liste en référence à la volatilisation de l'ammoniac, processus et composé d'étude

En excluant des mots-clefs qui collectent des références hors sujet sur les résidus de culture

⇒ Le corpus issu de la requête SG1 contient alors 1 159 références.

## Description du corpus analysé

### REQUETE VP1

Les références issues du corpus couvrent la période 1981-2013, avec une augmentation significative à partir de 1990.

<figure><img src="image_3.png" /></figure>
En termes de sujets traités au fil du temps, on constate : que le nombre de publications sur le sujet traité ne cesse d'augmenter, que les effluents d'élevage sont des sujets d'intérêt quelle que soit la période ; que récemment émergent de nouvelles MAFOR telles que les biochars (2011). Par ailleurs les articles récents traitent plus de conditions « non tempérées », ce qui est probablement lié à l'émergence de pays nouvellement publiants sur la scène scientifique internationale.

Les effluents issus d'élevage représentent une part importante du corpus (40 % des articles) ; le sujet des flux d'azote a été traité dans une ESCo précédente (« Flux d'azote dans les élevages ») et il existe 2 revues et 1 chapitre d'ouvrage récent (issu de ma BDD) faisant un point assez exhaustif sur cette question. Ce sont ces articles synthétiques qui seront essentiellement utilisés pour les effluents d'élevage.

## REQUETE VP2

Les effluents d'élevage représentent 50 % des articles sur la lixiviation. Trois revues traitent de la lixiviation liée aux effluents issus d'élevage et aux composts même si elle ne sort pas dans cette requête, car ce n'est pas le sujet principal (Webb et al, 2013 ; Amlinger et al, 2003 et Chalk et al, 2013, cf. requête VP1), sinon on ne trouve pas de revue dédiée. Beaucoup d'articles traitent de la comparaison avec des engrais, ou d'expérimentations avec différentes cultures mais sans en tirer de conclusions génériques.

## Modifications apportées au corpus VP1 et VP2

La plupart des papiers éliminés traitent des engrais de synthèse, de résidus de culture, d'autres nutriments que N, des prairies pâturées et des sédiments en milieu aquatiques. Par ailleurs, on exclut également les articles traitant d'effluents comme les effluents domestiques bruts qui ne sont pas épandus en France. Le corpus étant encore beaucoup trop important (plus de 1000 articles), le choix a été fait de n'utiliser pour cette analyse bibliographique que les articles les plus cités. On a également rejeté 4 revues sur les 8 car elles sont hors-sujet et des articles non pertinents ou peu informatifs au regard du sujet. Au final, 98 articles ont été cités.

## REQUETE SG1

En raison du trop grand nombre de références à exploiter, une autre requète semblable à la précédente mais limitant la notion 4 (Liste en référence à la volatilisation de l'ammoniac, processus et composé d'étude) au TITRE a été effectuée : elle était alors trop restreinte par rapport aux publications reconnues comme sigificatives, même si le corpus contenait alors 207 références. L'étude a porté donc sur des références relativement anciennes issue de notre propre BDD qui faisaient le point sur les déterminants de la volatilisation après les apports de Mafor au champ, mais qui concernaient plutôt les produits issus de l'élevage. Des revues de synthèse issues du corpus SG1 ont été utilisées pour actualiser l'analyse en relation avec les techniques d'apport visant à la réduction des émissions qui sont essentiellement développées sur les effluents d'élevage, ces derniers constituant une des sources majeures d'ammoniac d'origine anthropique pour les pays caractérisés par une agriculture intensive comme la France et la plupart des autres pays européens.

Le corpus réellement utilisé contient ainsi 115 références, soit 10 fois moins que le corpus SG1 initial. Des compléments adaptés au cas Français peuvent être trouvés dans des thèses menées en France sur ce sujet (Génermont, 1996 ; Moal, 1994) et dans des rapports récents (Gac et al., 2006 ; Pacaud et Pradel, 2010 ; Faburé et al., 2011 ; Mathias et Martin, 2013) qui traitent essentiellement de l'élevage, positionnent ces émissions par rapport à l'ensemble des autres postes émetteurs (bâtiment, transformation, stockage), et proposent des techniques et stratégies de réduction des émsisions d'ammoniac.

### 3.1.1.1. Définitions et description de processus du cycle biogéochimique de l'azote

#### Définitions

On peut désigner comme *valeur azotée* ou valeur fertilisante azotée (*N fertilising value*) d'une Mafor la contribution de l'azote qu'elle contient à la nutrition des cultures de la parcelle sur laquelle elle est apportée. A l'échelle parcellaire, l'efficience de l'azote (*N efficiency*) est quant à elle la quantité d'azote valorisée par les cultures, rapportée à la quantité de N total apporté par la Mafor. On parle également de l'azote disponible pour les cultures (*plant available N, PAN*) : c'est l'azote du sol à disposition pour la nutrition des cultures, donc sous forme minérale, à un moment donné ou sur une période donnée (qui peut provenir de l'apport de Mafor).
Pour les Mafor, ces 3 concepts sont liés avant tout à la quantité d'azote total contenu par les différentes Mafor, très variable d'une Mafor à l'autre, ainsi qu'à la proportion de N sous forme minérale et sous forme organique (voir Chapitre 2). La fraction sous forme organique induit de plus une fourniture d'azote disponible variable en fonction du type de molécules azotées et d'autres facteurs qui seront examinés par la suite.

Dans la pratique et pour le court terme (cycle cultural), on peut évaluer le coefficient apparent d'utilisation (CAU) de l'azote des MAFOR, par des expérimentations au champ. Le CAU s'obtient en rapportant le supplément d'azote absorbé par une culture fertilisée avec la Mafor par rapport à un témoin non fertilisé, à l'azote total apporté par la Mafor.

CAU = (N absorbé (culture ayant reçu la Mafor) – N absorbé du témoin non fertilisé) / N total apporté par la Mafor

Un autre type d'expérimentation permet aussi de donner un coefficient d'équivalence engrais (Keq) qui exprime l'efficacité de la Mafor par rapport à un engrais minéral de référence tel que l'ammonitrate ou le superphosphate :

$$Keq = (CAU_{Mafor} \times 100)/CAU_{engrais}$$

Ces coefficients intègrent l'effet azote global sans distinction des formes minérales (principalement ammoniacale qui peut subir des pertes par volatilisation) et organiques. Malgré cette limite, leur évaluation reste nécessaire, en complément des autres approches mises en œuvre.

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>**Figure 3-1-1.** Calcul des coefficients CAU et Keq (extrait d'un protocole rédigé dans le cadre du projet Casdar Réseau PRO, Bouthier et al.)</figcaption></figure>

## Déterminants de la valeur azotée d'une MAFOR : le cycle de l'azote (fig 3-1-2 a)

La valeur azotée d'une MAFOR correspond à l'azote provenant de l'application de cette MAFOR qui va être disponible pour la nutrition des cultures sous forme d'N minéral (NO₃⁻ et NH₄⁺). Lors d'un apport au sol de MAFOR l'azote minéral a deux origines (fig 3.1.1 b) : soit il est contenu initialement dans la MAFOR (essentiellement sous forme NH₄⁺ et plus rarement de NO₃⁻), soit il provient du processus de minéralisation (et nitrification) de l'azote organique, dont le processus inverse est l'organisation (ou immobilisation, terme anglo-saxon) de l'azote minéral. L'azote minéral disponible peut être absorbé par la culture, mais une partie peut aussi majoritairement être perdue vers l'environnement via deux processus : la volatilisation de l'ammoniac (NH₄⁺) et la lixiviation des nitrates (NO₃⁻) ; ces deux processus contribuent ainsi à réduire la valeur azotée des MAFOR. L'émission de composés azotés gazeux tels que N₂O ou NO est traitée dans une autre section du rapport car elle n'affecte pas la valeur agronomique des MAFOR, les ordres de grandeurs étant très inférieurs à ceux des flux précédemment cités.

A plus long terme (quelques années à quelques décennies), l'effet des MAFOR sur le cycle de l'azote est constitué de l'azote qui n'a pas été perdu (émissions vers l'environnement) ni exporté par les cultures et qui reste donc dans le sol. Une partie de l'azote organique restant dans le sol continue à se minéraliser les années suivant l'apport (appelé ici effet résiduel) et une autre partie est incorporée à la MO stable du sol, qui est elle-même minéralisée à faible vitesse. Les apports réguliers de MAFOR fournissent donc aussi aux cultures de l'azote sur le moyen et le long terme par la minéralisation progressive de l'azote incorporée dans la matière organique du sol.
<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>**Figure 3-1-2.** a) Cycle de l'azote en milieu agricole (Erisman et al., 2007)
b) Flux d'azote consécutifs à l'épandage de MAFOR</figcaption></figure>

L'interaction entre les différents processus du cycle de l'azote implique que certaines pratiques agricoles peuvent limiter certains flux polluants mais avoir pour conséquence d'en aggraver d'autres, à différentes échelles ; c'est ce que l'on appelle les transferts de pollution (*pollution swapping*). A grande échelle, c'est le cas par exemple de l'interdiction des épandages d'automne en Europe qui a limité les pollutions de nitrate par lixiviation mais accentué la volatilisation au printemps car les effluents, en l'occurrence, ont dû être épandus à cette saison.

Les modèles de culture qui ont émergé dans les années 1980-1990, basés sur la modélisation des cycles de l'eau, du carbone et de l'azote dans le système dans le système sol-plante-atmosphère, ont permis de progresser dans l'estimation des flux d'azote consécutifs à l'apport de Mafor sur les parcelles agricoles. En effet, ces modèles prennent en compte les interactions entre les différents flux : les plus mécanistes permettent de mieux comprendre les processus, comme par exemple Century (Paustian et al 1992), et les plus fonctionnels permettent d'estimer le flux et pertes vers l'environnement (et les transferts de pollution) dans des cas plus nombreux que l'expérimentation. Certains outils d'aide à la décision, souvent orientés vers le calcul de doses d'azote à apporter (ex. Azofert, Dubrulle et al., 2004) ou le calcul de la disponibilité d'azote pour les cultures une année donnée (ex. MANNER, Chambers et al, 1999) prennent également en compte les Mafor. On peut cependant noter que les modèles les plus simples basés sur des régressions mathématiques par exemple sont robustes mais peu précis dans leurs estimations, et les modèles simulant les processus plus fins sont souvent peu fiables car issus de formalismes initialement proposés pour les résidus végétaux (Dhaouadi, 2014).
### 3.1.1.2. Minéralisation et organisation liées à l'apport de Mafor au sol

On notera ici que ces deux processus sont l'objet principal de ce paragraphe, mais qu'il est parfois question d'azote disponible : en effet, dans un certain nombre de travaux, on évalue à la fois l'azote minéral issu de la minéralisation nette ajouté à l'azote déjà sous forme minérale dans la MAFOR.

Au cours de la décomposition de molécules organiques issues des Mafor, l'azote organique associé au carbone est ammonifié sous forme de $NH_4^+$ (minéralisation de l'azote organique par les micro-organismes du sol). En parallèle, de l'azote minéral est assimilé par les micro-organismes pour leur croissance : il s'agit de l'organisation de l'azote minéral, appelée aussi immobilisation (terme anglo-saxon). L'azote du sol présent sous forme de $NH_4^+$ est ensuite nitrifié par des populations microbiennes spécifiques (les plus connues étant *Nitrosomonas* et *Nitrobacter*); des concentrations élevées d'ammonium sont toxiques pour *Nitrobacter* (Schlegel, 1993).

L'estimation des flux nets de minéralisation du carbone et de l'azote est réalisée à l'aide d'incubations de sols en conditions contrôlées (Cheneby et al., 1994 ; Stanford et Smith, 1972). Elles consistent à apporter les matières organiques exogènes à un sol unique, un sol sans apport servant de traitement témoin. Les échantillons de sol sont maintenus à une température et une humidité constante. La minéralisation nette de l'azote est quant à elle évaluée à des dates régulières. Les résultats du traitement témoin (évaluant les biotransformations de la matière organique du sol) sont déduits afin d'estimer les flux nets liés à l'apport de Mafor. Ce protocole fait l'objet d'une norme (NFU 44-163). Les molécules azotées peuvent être marquées à l'aide de l'isotope $^{15}$N (même si cela n'est pas facile pour les Mafor) : cela permet de suivre le devenir de l'azote d'une Mafor donnée dans les différents compartiments de la matière organique du sol, dans les plantes ou dans l'eau. Enfin la minéralisation peut également être mesurée au champ, par bilans d'azote entre deux dates (mesures de N dans le sol et les cultures), ou en sol nu sur plusieurs mois, pendant lesquels sont prélevés des échantillons de sol dont on mesure ensuite la teneur en N minéral (reliquats N minéral) et l'humidité. Sur la période considérée (6 mois-un an), on obtient un une chronique de profils d'azote minéral et d'humidité. En utilisant le modèle Lixim (Mary et al., 1999) avec ces données, la densité apparente et les humidités caractéristiques du sol, des données météo journalières, on déduit une vitesse de minéralisation et les pertes par lixiviation.

Le déterminisme des processus biologiques de décomposition et de minéralisation de l'azote est lié à des facteurs qui agissent sur l'activité des micro-organismes, qu'ils dépendent des substrats eux-mêmes ou des conditions de l'environnement. Les principaux facteurs de l'environnement agissant sur la minéralisation des matières organiques sont la température, l'humidité, la disponibilité en $O_2$ et le pH du sol (Swift et al., 1979). Certaines pratiques agricoles (travail des sols, chaulage...) peuvent modifier la minéralisation du fait qu'elles modifient les conditions du milieu. La texture des sols peut également influencer la minéralisation, notamment par la présence d'argiles qui assurent une protection physique de la matière organique (Ladd et al., 1996).

Les caractéristiques intrinsèques des Mafor (leur composition et aussi leurs caractéristiques physiques) influencent également leur aptitude à générer minéralisation et organisation de l'azote dans le sol.

La minéralisation implique la présence d'azote sous forme organique dans les MAFOR ; c'est pourquoi on peut traiter le cas particulier des cendres séparément, celles-ci ayant une teneur en N total très faible, voire négligeable, qui font des cendres de l'industrie du bois un fertilisant « N-free » d'après une revue de Demeyer et al (2001). D'après ce même travail, elles pourraient même diminuer l'azote disponible dans le sol en diminuant le taux de nitrification de l'ammonium du sol.

### 3.1.1.3. Facteurs intrinsèques influençant la minéralisation à court terme

La composition des MAFOR détermine leur aptitude à la minéralisation ou à l'organisation (en plus des conditions d'apport : doses, modalités, période, types de sol et climat). C'est pourquoi ce qui affecte la composition affecte aussi les biotransformations : alimentation des animaux et conditions d'élevage pour les effluents issus d'élevage, matières premières, traitements des MAFOR, stockage.

Comme pour les résidus de culture, le critère qui est le plus cité comme étant corrélu à la minéralisation est le C/N voire le C/N organique (ex : Barbarika et al., 1985 ; Chaussod et al., 1981 ; Gilmour and Skinner, 1999, Nahm 2005). Le chapitre de Sims et Stehouwer (2008) rapporte des résultats relatifs à différentes Mafor (tableau 3-1-1).
<table><caption>**Tableau 3-1-1.** Effet du rapport C/N de différents co-produits sur la minéralisation nette de l'azote
(Sims et Stehouwer, 2008).</caption><thead><tr><th>Organic by-product type</th><th>C/N ratio</th><th>Mineralization result</th><th>Reference</th></tr></thead><tbody><tr><td>Biosolids</td><td></td><td>Net N mineralized as % of N added during 67-d incubation</td><td>Douglas and Magdoff, 1991</td></tr><tr><td>Anaerobic digestion</td><td>11, 13</td><td>23, 41</td><td></td></tr><tr><td>Aerobic digestion</td><td>14, 15</td><td>41, 50</td><td></td></tr><tr><td>Dewatered</td><td>13</td><td>16</td><td></td></tr><tr><td>Composts</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Manure (3)</td><td>16, 19, 25</td><td>-8.5, -11.7, -16.4 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>Biosolids (1)</td><td>15</td><td>-3.5 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>Cotton leaves</td><td>15.5</td><td>Net mineralization as % of applied N in four soils, 179 d incubation</td><td>Egelkraut et al., 2000</td></tr><tr><td>Cotton stems</td><td>28.8</td><td>25.0 to 39.1</td><td></td></tr><tr><td>MSW Compost</td><td>28.8</td><td>-17.9 to -31.5 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td></td><td></td><td>5.1 to 23.1</td><td>Epstein et al., 1978</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Net mineralization as % of added N in 15-wk incubation at 35°C; biosolids added to soil at three rates</td><td></td></tr><tr><td>Composted biosolids (raw)</td><td>12.8</td><td>3.8-4.7</td><td></td></tr><tr><td>Composted biosolids (digested)</td><td>18.0</td><td>7.0-9.3</td><td></td></tr><tr><td>Biosolids (raw)</td><td>11.2</td><td>36.2-46.0</td><td></td></tr><tr><td>Biosolids (digested)</td><td>8.2</td><td>40.1-42.4</td><td></td></tr><tr><td>Manure compost</td><td>11.2</td><td>Net mineralization as % of applied N in 35-wk incubation</td><td>Hadas and Portnoy, 1997</td></tr><tr><td>MSW compost</td><td>15.5</td><td>22 to 28</td><td></td></tr><tr><td></td><td></td><td>Net mineralization as % of applied N (based on loss of organic N) in 1-yr field incubation</td><td>He et al., 2000</td></tr><tr><td>Biosolids, pelletized</td><td>5.8</td><td>48.4</td><td></td></tr><tr><td>Composted biosolids and yard trimmings</td><td>15.4</td><td>23.5</td><td></td></tr><tr><td>Composted yard trimmings</td><td>38.0</td><td>23.3</td><td></td></tr><tr><td>Poultry manure</td><td>9.3</td><td>2-wk greenhouse pot incubation</td><td>Hue and Sobieszczyk, 1999</td></tr><tr><td>Raw biosolids</td><td>27.2</td><td>Net mineralization</td><td></td></tr><tr><td>Digested biosolids</td><td>5.2</td><td>Net immobilization</td><td></td></tr><tr><td>Composted yard trimmings</td><td>29.2</td><td>Net mineralization</td><td></td></tr><tr><td>Corn stover</td><td>42.0</td><td>Net immobilization</td><td></td></tr><tr><td>Peat moss</td><td>44.0</td><td>Net mineralization</td><td></td></tr><tr><td>Fishwaste-sawdust compost</td><td>23.4</td><td>Net immobilization in 16-wk incubation after removal of inorganic N by leaching; organic C to organic N ratio was 31.1</td><td>Jellum et al., 1995</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Net mineralization as % of applied organic N during 16-wk incubation at 20-25°C.</td><td>King, 1984</td></tr><tr><td>Biosolids</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Anaerobic</td><td>3.9, 3.8</td><td>21, 30</td><td></td></tr><tr><td>Aerobic</td><td>3.7, 2.4</td><td>26, 39</td><td></td></tr><tr><td>Paper mill sludge</td><td>83.8, 35.6</td><td>-45, -17 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>Fiberboard sludge</td><td>23.1</td><td>-12 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>Waste fiber</td><td>16.5</td><td>4</td><td></td></tr><tr><td>Brewery sludge</td><td>2.5</td><td>46</td><td></td></tr><tr><td>Fermentation sludge</td><td>8.0</td><td>24</td><td></td></tr><tr><td>Biosolids (digestion)</td><td></td><td>Net mineralization as % of applied N during 391-d greenhouse incubation (mineralization as % of added organic matter)</td><td>Rowell et al., 2001</td></tr><tr><td>Anaerobic, secondary</td><td>11</td><td>20.1 (9.89)</td><td></td></tr><tr><td>Anaerobic, secondary</td><td>8</td><td>42.6 (28.2)</td><td></td></tr><tr><td>Anaerobic, primary</td><td>12</td><td>11.5 (5.17)</td><td></td></tr><tr><td>Aerobic</td><td>8</td><td>11.8 (7.86)</td><td></td></tr><tr><td>Paper fines</td><td>52</td><td>-38.8 (-4.10)</td><td></td></tr><tr><td>Wheat straw</td><td>176</td><td>-137 (-3.50)</td><td></td></tr><tr><td>Douglas fir needles</td><td>49</td><td>8.5 (0.82)</td><td></td></tr><tr><td>7-d composted biosolids and MSW</td><td>53.9</td><td>Net mineralization as mg N kg<sup>-1</sup> soil-compost blend</td><td>Sims, 1990</td></tr><tr><td>7-d compost plus lime</td><td></td><td>-23 to -37 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>7-d compost dried</td><td>60.1</td><td>-16 to -25 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td>7-d compost mixed with biosolids-wood chips compost</td><td>53.8</td><td>-28 to -32 (immobilization)</td><td></td></tr><tr><td></td><td>33.2</td><td>-7 to -20 (immobilization)</td><td></td></tr></tbody></table>

Toutefois ce critère global peut se révéler insuffisant ; Ambus et al. (2002) montrent par exemple qu'à rapport C/N comparable, un compost et une boue ont une minéralisation nette d'azote différente. Pour Rowell et al. (2001), la minéralisation de l'azote est plus le résultat du catabolisme des protéines que la décomposition de l'ensemble du substrat, ce qui expliquerait l'absence de corrélations entre la minéralisation du carbone et de l'azote. Certains auteurs mesurent donc la teneur en N total, N minéral (in Webb et al. 2013) ou la teneur en azote organique (Hattori et Mukai, 1986), voire en protéines (Lerch et al., 1992 ; Rowell et al., 2001) pour les boues de STEP. L'azote minéral est identifié comme le plus déterminant pour des effluents « liquides » issus d'agro-industries par Parnaudeau et al. (2006). D'autres auteurs déterminent des corrélations également significatives avec d'autres critères de composition (ex. : Eghball et al, 2002 ; Flavel et Murphy, 2006 ; Parnaudeau et Dignac, 2007).

Du fait qu'ils influencent la composition des Mafor, les traitements vont influencer la minéralisation des Mafor (résumé dans Gutser et al. 2005 et développé dans Webb et al., 2013 pour les effluents d'élevage).
Effet des traitements sur la disponibilité de l'azote à court terme (cycle cultural)

La composition des effluents d'élevage est la conséquence du type d'élevage, de la litière (paillage) et de l'alimentation des animaux (in Webb et al., 2013). Pour les autres MAFOR, elle dépend aussi de leur origine. Dans tous les cas, le traitement des MAFOR aura une grande influence sur les caractéristiques donc sur la valeur fertilisante azotée.

Ainsi le compostage réduit l'azote facilement minéralisable en stabilisant la matière organique des déchets qui sont compostés (Castellanos et Pratt, 1981; Chalk et al., 2013). Eghball (2000) montre que les fumiers de bovin induisent plus de minéralisation nette d'azote que le même fumier composté. Preusch et al. (2002) observent le même résultat pour la litière de volaille et Bernal et al. (1998) pour les boues d'épuration. Une revue d'Amlinger et al. (2003) concernant les composts de différents types de déchets établit que l'azote disponible des composts varie entre 5 et 15% de l'azote total du compost l'année suivant l'apport. Une autre revue d'études consacrée aux composts et utilisant le ¹⁵N (Chalk et al. 2013) montre que l'azote issu des composts retrouvé dans les plantes est très variable (3.8 à 38%) ; cette variabilité est liée aux conditions d'utilisation des composts mais aussi à la qualité des composts (C/N plus ou moins élevés), cela pouvant être lié au matériel d'origine (ex. de composts de pailles de riz ayant des C/N très élevés). Cependant, Preusch et al. (2002) montrent pour la litière de volaille que le matériel d'origine influence moins la minéralisation lorsqu'il est composté que lorsqu'il est à son état initial : le compostage tend à homogénéiser des matériaux hétérogènes au départ (Francou et al., 2005). En revanche, le procédé de compostage, les conditions, la durée de compostage et le « post-traitement » du compost (in Amlinger et al., 2003) peuvent conduire à un compost plus ou moins stable. Les composts peu stabilisés peuvent organiser l'azote du sol (organisation nette) : c'est notamment le cas de boues de STEP compostées étudiées par Bernal et al. (1998) en incubation à différents stades du compostage. Le mélange initial 'boues de STEP + déchets de l'industrie du coton (C/N très élevé)' conduit à une forte immobilisation, mais après la phase de compostage actif et plus encore après maturation, la minéralisation nette induite est de 5 et 9 % N au bout de 70 jours d'incubation. Ce résultat est confirmé par une expérimentation en serre. On notera cependant que la phase d'organisation de l'azote peut être suivie d'une re-libération de d'azote au moment où les cultures le requièrent, ce qui explique la bonne efficience de l'azote de composts d'ordures ménagères par exemple (Chalhoub et al., 2013). Ce phénomène n'est pas propre aux composts mais au MAFOR qui induisent d'abord de l'organisation d'azote puis une réminéralisation.

Le séchage thermique, qui concerne surtout les boues d'épuration, diminue aussi la biodisponibilité de l'azote des boues d'épuration (Tarrason et al., 2008).

La digestion anaérobie augmente quant à elle la teneur en N minéral de la MAFOR : le digestat issu du traitement est plus riche en NH₄⁺ que le matériel initial, donc plus disponible pour les cultures, mais il est aussi plus difficile à maitriser (voir section 3.1.1.4). Par ailleurs, les digestats peuvent encore contenir des molécules carbonées décomposables qui vont induire une organisation transitoire de l'azote du sol. Albuquerque et al. (2012) montrent en effet que des matériaux très décomposables conduisent à des digestats peu stables qui induisent une organisation de l'azote, et les auteurs supposent aussi de la dénitrification. En revanche, les digestats plus stables peuvent constituer des fertilisants efficaces. Ces auteurs montrent que la stabilité peut être appréhendée par un ensemble de tests biologiques (demande biologique en oxygène à 24h et à 5 jours, C organique total).

L'apport de biochar ou charbon sur les sols agricoles, issus de la pyrolyse de MAFOR et de résidus organiques, induit également la modification des biotransformations de l'azote dans le sol. Lehmann et al. (2003) observent un effet négatif sur la nutrition azotée de la culture (Vigna unguiculata) mais pas sur la production, liée à la « rétention » de l'azote minéral (y compris apporté par les engrais) dans le sol induite par l'ajout de charbon. Cette « rétention » serait liée à un phénomène d'adsorption de NH₄⁺ par le charbon ; cela pourrait aussi être lié à l'immobilisation (C/N élevé) mais celle-ci est généralement faible car le charbon est peu décomposable. L'hypothèse de l'altération de la nitrification par ces apports observée en sols forestiers n'est pas démontrée en sols agricoles (Steiner et al., 2008). Nelson et al. (2011) montrent qu'un sol auquel est ajouté un biochar (ici 20g biochar kg⁻¹ sol) voit sa concentration en NH₄⁺ et NO₃⁻ décliner, et nécessite l'apport d'azote minéral pour maintenir ou maximiser la production, sachant que le biochar n'affecte pas la disponibilité de cet apport d'azote pour les doses testées. Cet effet est expliqué comme pour le charbon : diminution de la nitrification (non démontré), immobilisation, qui est plus vraisemblable dans cette étude où le biochar contient encore des matières organiques biodégardables. Bruun et al. (2012) montrent que le mode de pyrolyse pour obtenir le biochar peut engendrer des différences significatives sur les biotransformations de N : la pyrolyse lente produit un biochar stable qui n'induit pas d'immobilisation d'azote, alors que la pyrolyse rapide génère un biochar induisant une immobilisation de 43% sur 56 jours d'incubation. L'effet de la dose semble critique, mais en revanche on observe peu d'effet de la taille des particules (Lehmann et al., 2003) ; l'effet du matériel d'origine est moins important que le mode de pyrolyse (in Bruun et al., 2012).
## Effet de l'apport de Mafor sur la minéralisation plus long-terme (> 1 an)

L'effet à moyen terme d'un seul apport est plutôt limité (effet résiduel) mais l'effet d'apports répétés devient significatif à moyen et long terme et doit être pris en compte dans le plan de fertilisation (in Webb et al., 2013).

* Valeur azotée résiduelle d'une Mafor au-delà de l'année de l'apport

Les synthèses d'Amlinger et al. (2003) et Chalk et al. (2013) montrent que les composts induisent respectivement une minéralisation annuelle de 2-8%N et 2-3%N au-delà de l'année de l'apport, ordres de grandeurs qui sont également cités dans la revue de Webb et al. (2013) concernant les effluents d'élevage. Les MAFOR qui induisent une forte minéralisation à court terme ont généralement un effet résiduel très faible.

* Effet des apports répétés de Mafor sur l'évolution de l'azote organique dans le sol

En revanche, plusieurs études montrent que l'apport répété de MAFOR de type composts et fumiers permet progressivement d'augmenter la fourniture d'azote par le sol, et donc d'économiser l'apport d'engrais azoté (Nevens et Reheul, 2003) et un « crédit N», peut être calculé (Pan et al., 2009). Ceci est vrai en cultures annuelles mais aussi en prairie. Schröder et al. (2007) cité par Webb et al. (2013) montrent qu'un apport de fumier pendant 4 ans est bénéfique à la croissance des prairies qui valorisent le fumier de l'année en cours, mais aussi celui des années précédentes, alors qu'un apport d'N minéral n'augmente le rendement que l'année d'application. Cela implique aussi que cet azote rendu disponible au fur et à mesure des années après épandage peut générer un surcroit de lixiviation (cf. 3.1.1.5 sur lixiviation).

Les apports répétés de MAFOR organiques lentement décomposables conduisent généralement à une augmentation de l'azote organique du sol et à une augmentation du C/N du sol, qui dépendent aussi beaucoup de la composition et de la dose de MAFOR apportée. L'augmentation du stock de N et du C/N du sol est montré pour des apports de fumier de bovin (+ engrais minéral NPK) incorporés en surface (0-10 cm) pendant 17 ans (Liang et al., 2011), et pour des apports de composts dans différentes expérimentations (revue d'Amlinger et al., 2003, de Diacono et Montemurro, 2010). Ces derniers calculent par des modèles le temps nécessaire (d'apports en continu) pour que l'augmentation du stock d'azote compense le prélèvement par les cultures ou la minéralisation, ce résultat étant dépendant des conditions pédoclimatiques notamment.

Ladha et al. (2011) ont réalisé une méta-analyse et un modèle mixte pour utiliser les résultats de 135 études de long-terme (fertilisation organique et minérale) : ils montrent un effet significatif de l'apport de MAFOR (seules) sur l'accumulation d'azote organique dans les sols, supérieur à l'effet d'apports minéral + organique et plus encore à l'effets d'apports minéraux seuls. L'effet global est peu dépendant du type de climat (tempéré, tropical ou sub-tropical). En revanche l'intensité du stockage dépend du type d'agriculture, sols immergés à « dryland », qui eux-mêmes dépendent des régions climatiques !

* Estimation de l'effet résiduel des apports de Mafor et des effets d'apports répétés

La Figure 3-1-3 (Amlinger et al., 2003) issue de résultats au champ sur différentes rotations montre l'efficience moyenne de l'azote de composts par type de culture au sein de différentes rotations (les chiffres intègrent la minéralisation de la 1ᵉ année, les effets résiduels et l'effet cumulatif des apports répétés).

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>**Figure 3-1-4.** Efficience azotée des composts au sein des rotations culturales.</figcaption></figure>
Afin de prévoir les évolutions des flux et stocks d'azote à moyen et long terme, la modélisation est nécessaire, notamment pour distinguer les différents effets (court, moyen et long terme). Un point spécifique de l'état de l'art sur ce sujet est présenté dans la section 3.1.1.6.

### 3.1.1.4. Volatilisation

#### Processus, mesure et modélisation

##### Processus

L'azote ammoniacal est présent dans le sol et dans les Mafor sous différentes formes : on peut ainsi décomposer la volatilisation en deux étapes.

La première étape est le passage de la fraction liquide du sol vers l'atmosphère à son contact, et s'opère dans le compartiment « sol » : ce passage relève de la solubilité de l'azote ammoniacal en phase aqueuse, et résulte de deux équilibres, qu'il est nécessaire de prendre en compte simultanément :

- l'équilibre acido-basique de dissociation de l'ammoniac en ion ammonium admet pour constante d'équilibre la constante d'acidité Ka, qui est une fonction exponentielle de la température. La proportion de l'une ou l'autre forme est déterminée par cette constante, et donc la volatilisation augmente avec la température de la solution, le pH de la solution, et la concentration en azote ammoniacal total.

- l'équilibre de solubilité en phase aqueuse de l'ammoniac. La constante de cet équilibre est appelée constante de la loi de Henry, Kh, et est aussi une fonction exponentielle de la température. La concentration en ammoniac gazeux au contact de la solution (pression partielle) dépend de cette constante, donc la volatilisation augmente avec la température, et de la concentration en ammoniac aqueux.

La deuxième étape est la diffusion de l'ammoniac gazeux depuis l'interface entre le sol et l'atmosphère vers l'atmosphère libre. Cette diffusion s'opère dans le compartiment « atmosphère », et dépend des conditions de convection dans les basses couches atmosphériques, c'est-à-dire des conditions de vent et de température. Cette étape soustrait l'azote ammoniacal au compartiment sol, et réduit ainsi la valeur fertilisante en azote des Mafor. Mais la disponibilité à la surface de l'azote ammoniacal vis-à-vis de ce processus de surface qu'est la volatilisation dépend aussi de son transfert entre les différentes couches du sol : l'infiltration dans le sol réduit la volatilisation.

Ainsi, la volatilisation d'ammoniac est un processus physico-chimique, contrairement à un grand nombre de réactions dans le sol qui sont liées à l'activité biologique des micro-organismes : il met en jeu des équilibres physico-chimiques et des processus de transfert, aussi bien dans le compartiment « sol/Mafor » que dans le compartiment « atmosphère ». Il dépend à la fois des propriétés des produits apportés au champ, des techniques culturales mises en œuvre, et des conditions environnementales (sol et climat). Elle conduit à des pertes dans des proportions très variables de l'azote ammoniacal contenu dans la Mafor apportée au champ. Dans des conditions très favorables à la volatilisation (climat chaud et sec et apports en surface), la quasi-totalité de l'azote ammoniacal peut être volatilisé, alors qu'en conditions peu favorables (climat pluvieux ou très froid, effluent très liquide, apport en profondeur), il peut n'y avoir aucune volatilisation.

##### Méthodes de mesure

Cependant, une partie de la variabilité des résultats trouvés dans la littérature peut s'expliquer par des biais métrologiques :

- difficulté particulière due à la dispersion dans l'atmosphère, mesure de type « enceinte » même ventilée modifient les conditions d'émission (équilibres en surface et dispersion) et donc les flux ;

- l'étude de Sintermann et al. (2012) analysant 350 mesures de flux publiées entre 1991 et 2011 montre que l'évolution des méthodes ainsi que de la taille des parcelles expérimentales mises en œuvre au champ peut être à l'origine d'une diminution significative des flux rapportés dans la littérature et incitent à de nouvelles mesures. Ils analysent aussi quelques effets de biais liés aux méthodes (Tableau 3-1-2).

Parallèlement, en raison de l'intérêt croissant porté aux émissions d'ammoniac liées à la valorisation des Mafor en agriculture, des dispositifs expérimentaux non conçus pour des mesures de flux gazeux entre la surface et
l'atmosphère voient le jour : même s'ils permettent parfois de comparer approximativement des traitements, ils ne peuvent pas être utilisés directement pour calculer des facteurs d'émission alors que c'est l'objectif initial du travail expérimental : par exemple, utilisation des concentrations uniquement, sans tenir compte des coefficients de transfert (ex : Shah et al., 2012), simple piégeage dans des mousses contenant de l'acide sans renouvellement d'air (Vanin et al., 2013), etc.

<table><caption>**Tableau 3-1-2.** Tableau récapitulatif des enjeux méthodologiques et des biais potentiels de différentes méthodes de mesure des flux de volatilisation d'ammoniac (Sintermann et al., 2012)</caption><thead><tr><th>Flux method</th><th>Methodological issue</th><th>Potential effect</th><th>Chance of occurrence</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">chambers</td><td>linear interpolation</td><td>underestimate up to 50%</td><td>likely</td></tr><tr><td>wall effects on NH<sub>3</sub></td><td>underestimate/hysteresis up to 50%</td><td>likely</td></tr><tr><td>ventilation</td><td>both under-/overestimate, depending on fan speed up to 50%</td><td>likely</td></tr><tr><td rowspan="5">IHF on medium plots</td><td>cup anemometer & gusts</td><td>overestimate</td><td>unlikely</td></tr><tr><td>cup anemometer &lt;1 m s<sup>-1</sup></td><td>underestimate</td><td>likely</td></tr><tr><td>turbulent backflow</td><td>overestimate ~5-20%, (see Denmead, 1995, and ref. therein)</td><td>high</td></tr><tr><td>tower too small</td><td>underestimate</td><td>low</td></tr><tr><td>impinger error</td><td>overestimate</td><td>unlikely</td></tr><tr><td></td><td>oasis effect</td><td>overestimate 5 to 10%</td><td>high</td></tr></tbody></table>

Mais la plupart des études publiées avaient pour vocation de comparer des effets de facteurs deux à deux, ou d'analyser les effets de plusieurs facteurs, permettant d'analyser et de dégager des effets reconnus des facteurs sur la volatilisation d'ammoniac et donc inversement sur la réduction de la valeur fertilisante des Mafor.

## Estimation par modélisation

Le complément indispensable aux mesures au champ et/ou au laboratoire du fait de cette grande variabilité des flux/émissions/pertes pour prendre en compte rationnellement l'effet de chacun de ces facteurs sont les modèles de volatilisation. De nombreux modèles environnementaux prennent en compte l'émission de composés des surfaces agricoles vers l'atmosphère. La sophistication de cette description dépend de l'importance du phénomène, quantitativement et qualitativement, vis-à-vis de l'échelle spatio-temporelle considérée. De même, de par l'objectif recherché et la nature de l'utilisateur final, ces modèles peuvent couvrir une gamme assez large de niveaux de complexité. Ainsi on peut différencier à une extrémité les modèles purement empiriques, utilisant des relations directes avec une variable simplement mesurable, et à l'autre extrémité les modèles mécanistes, qui tentent de décrire les processus selon des formalismes explicites menant plus ou moins directement à l'établissement de la variable d'intérêt. Entre ces extrêmes, il existe autant de formalismes intermédiaires que de modèles, une approche empirique pouvant être adoptée pour un aspect et une approche mécaniste pour un autre. Dans le cadre de la volatilisation, un exemple d'approche empirique est l'utilisation dans les modèles à plus grande échelle, tel que STICS (Brisson et al., 2003) d'un coefficient d'émission, dépendant d'un nombre limité de variables, qui, multiplié par la dose d'azote apportée globalement, donne le flux de volatilisation par un faible investissement en calcul. Une approche empirique ou semi-empirique peut également être adoptée par soucis de simplicité pour l'utilisateur final, liant la description du processus de volatilisation à des données agricoles ou d'utilisation des sols accessibles. Ces modèles permettent ainsi d'établir les pertes en azote ammoniacal (Fenn et Kissel, 1973; Menzi et al., 1998; Misselbrook et al., 2005), ou les pertes et la dynamique de volatilisation (Demeyer et al., 1995; Sogaard et al., 2002; Stevens et al., 1989). Cependant, même si les modèles empiriques peuvent croiser un grand nombre de variables explicatives, comme pour le modèle ALFAM (Sogaard et al., 2002) et sa dizaine de variables explicatives décrivant les conditions pédoclimatiques et les caractéristiques de l'apport, les relations sont inévitablement définies par des régressions statistiques sur des bases de données. Les capacités de ces modèles empiriques vont donc dépendre des conditions agropédoclimatiques décrites dans ces bases par rapport aux conditions agropédoclimatiques étudiées. Il s'avère ainsi difficile d'utiliser ce type de modèles pour estimer un flux de volatilisation sur une grande variété de sols et de climats.

Plusieurs modèles mécanistes ont été mis au point pour calculer la volatilisation de l'ammoniac après apport en surface de lisier sur les terres en jachère ou cultivée (Beuning et al., 2008; Génermont et Cellier, 1997; van der Molen et al., 1990; Sommer et Olesen, 2000; Wu et al., 2003). Ils représentent tous de manière plus ou moins mécanique les principaux processus régissant la volatilisation de l'ammoniac : les transferts dans le sol et entre
le sol et l'atmosphère, ainsi que les équilibres physico-chimiques. Les données d'entrée communes à ces modèles sont les principales variables climatiques (température de l'air, précipitations, vitesse du vent, rayonnement solaire, etc.) et les caractéristiques du sol (texture, teneur en eau initiale, pH, etc.), les propriétés du lisier (contenu en azote ammoniacal, pH, etc.) et les pratiques agricoles (doses d'application, dates d'apport et de travail du sol, etc.). Ces différents modèles se distinguent par les concepts adoptés pour la description des processus d'intérêts que sont les transferts d'eau, de chaleur et de solutés (dans le profil et vers l'atmosphère), les équilibres physico-chimiques et le bilan d'énergie de la surface. Certains de ces modèles prennent également en compte la technique d'application du composé et son éventuelle influence sur la surface.

## Variabilité des émissions d'ammoniac après apport de Mafor au champ

Avant d'aborder les facteurs qui déterminent l'amplitude des flux de volatilisation d'ammoniac après les apports de Mafor au champ, quelques résultats bibliographiques ont été regroupés dans le tableau 3-1-3 qui met en exergue la très grande variabilité des émissions. Cette variabilité est plus particulièrement montrée pour les lisiers sur lesquels on dispose du plus grand nombre de références (Lauer et al., 1976, Bussink et Oenema, 1998 ; Sintermann et al., 2012).

<table><caption>Tableau 3-1-3. Quelques exemples de valeurs de volatilisation des MAFOR</caption><thead><tr><th>Mafor / sol</th><th>Pertes rapportées en % de l'azote ammoniacal apporté</th><th>Méthodes de mesure</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>lisiers bovins sur prairie</td><td>1-100%</td><td rowspan="3">micrométéorologiques</td><td rowspan="3">Bussink et Oenema (1998) qui citent : Beauchamp et al., 1982 ; Bless et al., 1991 ; Bussink et al., 1994 ; Bussink et Bruins, 1992 ; Brunke et al., 1988 ; Döhler, 1991 ; Horlacher et Marschner, 1990 ; Huijsmans et al., 1996 ; Pain et al., 1989 ; Sommer, 1992 ; Stevens et Logan, 1987, Van der Molen et al., 1990a</td></tr><tr><td>lisiers bovins sur terres arables</td><td>3-70%</td></tr><tr><td>fumiers bovins</td><td>45-100%</td></tr><tr><td>lisier bovin sur prairie</td><td>45%</td><td rowspan="4">Tunnels</td><td rowspan="4">Thompson et Meisinger, 2002</td></tr><tr><td>lisier bovin sur sol nu</td><td>28%</td></tr><tr><td>lisier porcin et bovin sur sol agricole</td><td>12%</td></tr><tr><td>composts de fumier bovin</td><td>135%</td></tr><tr><td>lisier</td><td>36-61%</td><td>chambre de Svensson</td><td>Malgeryd, 1998</td></tr><tr><td>Boues de station d'épuration sur sol sablonneux</td><td>&gt; 10%</td><td>Chambres semi-ouvertes et méthode micro météorologique IHF (integrated horizontal flux)</td><td>Bittman et al., 2005</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Laboratoire</td><td>King, 1973</td></tr><tr><td></td><td></td><td>Laboratoire</td><td>Ryan et Keeney, 1975 ; Terry et al., 1978</td></tr><tr><td>boues de station d'épuration</td><td>56-60%</td><td></td><td>Beauchamp et al., 1978</td></tr><tr><td>lisier bovin en été</td><td>61-99%</td><td></td><td>Lauer et al., 1976</td></tr><tr><td>lisier bovin en hiver en présence de neige</td><td>0%</td><td></td><td>Beauchamp et al., 1982</td></tr><tr><td>lisier bovin</td><td>24-33</td><td></td><td>Vertregt et Selis, 1990</td></tr><tr><td>lisiers porcins et bovins sur prairie</td><td>30-100%</td><td></td><td>Schilke-Gartley and Sims (1993)</td></tr><tr><td>fumier de volaille sur sable limoneux acide</td><td>20-200%</td><td>Laboratoire</td><td>Sintermann et al., 2012</td></tr><tr><td>lisier bovins et porcins</td><td>4-100%</td><td>synthèse de 350 mesures expérimentales au champ</td><td>Sintermann et al., 2012</td></tr><tr><td>lisier porcin</td><td>15%</td><td>Laboratoire</td><td>Chadwick et al., 2001</td></tr></tbody></table>

## Facteurs intrinsèques à la Mafor

### Concentration en azote ammoniacal

La volatilisation est évidemment directement contrainte par la teneur en azote ammoniacal des Mafor (Brunke et al., 1988 ; Sommer et al., 1991a) : elle est généralement très rapide les premières heures voire les premiers jours (Thompson et Meisinger, 2002 ; Carozzi et al., 2013a), puis elle diminue d'autant plus rapidement qu'elle a été forte. C'est pourquoi de nombreux auteurs rapportent des effets de certains facteurs observés plus particulièrement pendant les premières heures (Thompson et Meisinger, 2002), pour la vitesse du vent par exemple pour Sommer et al. (2004), Misselbrook et al. (2005), ce qui tend à les faire apparaître comme prépondérants. Dans certains cas cependant, des conditions climatiques peu favorables à la volatilisation (températures fraîches par exemple)
conduisent à des flux moyens mais relativement continus dans le temps et qui entrainent des pertes élevées malgré tout (Stevens et Logan, 1987 ; Génermont et Cellier, 1997, pertes de 70% sur du lisier bovin).

Quelques cas de dynamique linéaire des émissions d'ammoniac dans le temps sont mis en relation avec une fourniture d'azote ammoniacal par minéralisation de l'azote organique du Mafor pendant la période de volatilisation (ex : boue pâteuse de distillerie dans Parnaudeau et al., 2009). Des cas de volatilisation supérieure à 100% de l'azote ammoniacal apporté par les Mafor s'expliquent aussi par cette minéralisation (ex : jusqu'à 200% pour du fumier de volaille pour Schilke-Gartley et Sims, 1993 ; lisier pour Misselbrook et al., 2005 et Génermont et al., 2003).

## Teneur en matière sèche, viscosité

L'infiltration de la Mafor dans le sol est un facteur déterminant pour la disponibilité en azote ammoniacal à la surface et la volatilisation. Or la teneur en matière sèche des Mafor leur confère leur capacité de rétention en eau et leur viscosité, qui jouent directement sur l'infiltration par gravité dans le sol de l'azote ammoniacal de la fraction liquide des Mafor. Les Mafor liquides moins riches en matière sèche sont ainsi moins soumis à la volatilisation que les Mafor liquides plus visqueux (Sommer et Christensen, 1989 ; Vertregt et Selis, 1990 ; Mannetje et Jarvis, 1990 ; Sommer and Olesen, 1991 ; Schilke-Gartley et Sims, 1993 ; Moal et al., 1995; Braschkat et al., 1997 ; Thompson et Meisinger, 2002 (lisier bovin sur sol nu) ; de Jonge et al., 2004; Sommer et al., 2004 ; Chantigny et al., 2007 ; Parnaudeau et al., 2009) voire solides (compost de fumier bovin dans le cas de Malgeryd (1998)). La volatilisation est même faible (~10% de l'azote ammoniacal apporté) pour des lisiers porcins très dilués (teneur en MS < 2%) (Misselbrook et al., 2004).

La teneur en matière sèche n'explique pas toute l'infiltration : la distribution granulométrique des particules est à l'origine de comportements différents impactant la volatilisation. En particulier, il est reconnu que les lisiers bovins contiennent des particules de plus grosse taille que les lisiers porcins : les particules de grandes taille (> 1 mm) restent en surface et constitue une matrice qui retient l'azote ammoniacal à la surface (Sommer et al., 2006 ; Garcia et al., 2012), alors que les particules plus fines (< 0.025 mm) favorisent l'infiltration. Ainsi, la volatilisation rapportée pour les lisiers bovins est très généralement supérieure à celle des lisiers porcins (Moore and Beehler, 1980 ; Kiely, 1981; Besson et al., 1986; Menzi et al., 1998 ; Misselbrook et al., 2005a; Molloy and Tunney, 1983; Pain et al., 1989). Dans le guide EMEP/EEA guidebook 2009 pour le calcul des inventaires d'émissions d'ammoniac d'origine agricole, le facteur d'émission moyen retenu pour les lisiers bovin est de 55% de l'azote ammoniacal apporté, et de 35% pour le lisier porcin. Pour favoriser l'infiltration de la partie liquide appliquée seule et ainsi conserver sa valeur fertilisante, la séparation de phase est préconisée et son efficacité a été montrée (Vetter et al., 1987 ; Amon et al., 2006 ; Balsari et al., 2008) seulement si suffisamment de fraction solide est enlevée (Dinuccio et al., 2011). Dans le cas où la comparaison a pu être menée, la quantité d'azote ammoniacal volatilisée issue de la fraction liquide plus celle issue de la fraction solide est moindre que celle issue du même lisier non séparé (de 26% pour le lisier bovin de Balsari et al., 2008 appliqué sur prairie de luzerne).

La teneur en matière sèche a en outre un rôle sur la durée de la volatilisation, et donc sur le cumul des pertes : sur des effluents à teneur en matière sèche élevée, la formation plus rapide d'une croûte en surface qui agit comme une barrière aux échanges par diffusion et capillarité entre le sol et l'atmosphère, et réduit significativement la volatilisation dans le cas des lisiers en particulier (Braschkat et al., 1997 ; Vandre et al., 1997 ; Thompson et Meisinger., 2002 ; Garcia et al., 2012). Enfin, la fraction organique de la matière sèche des Mafor peut être chargée négativement, ce qui lui confère une certaine capacité d'échange cationique. La matière sèche est ainsi le siège de l'adsorption d'une partie non négligeable de l'azote ammoniacal du Mafor. Le processus d'échange tend à réduire le taux de volatilisation immédiat mais à prolonger la période de volatilisation. Il peut expliquer que dans certains cas la volatilisation s'arrête malgré des teneurs en azote ammoniacal élevées (Sommer and Jacobsen, 1999).

Du fait de ces deux liens entre teneur en azote ammoniacal et volatilisation d'une part, et teneur en matière sèche, infiltration et volatilisation d'autre part, la dilution est employée comme moyen de réduction de la volatilisation. Des réductions de volatilisation de 33% ; 63% et 77% ont été obtenues pour des dilutions à de lisier porcin de 1:3, 1:1 et 3:1 respectivement par (Gordon et al., 1988). Stevens et al. (1992a) arrivent à des résultats similaires sur lisier bovins.
## Facteurs du complexe sol / Mafor

Il est bien établi que le verrou le plus difficile à lever pour la compréhension et la modélisation de la volatilisation des Mafor est l'ensemble des processus en interaction avec les équilibres physico-chimiques qui pilotent le déterminisme de la proportion d'azote ammoniacal sous forme gazeuse (Sommer et al., 2003). Notons bien que selon le type de Mafor et les pratiques culturales mises en œuvre, la Mafor est plus moins intimement mélangée avec le sol de la parcelle agricole étudiée. En conséquence, ce sont les propriétés physico-chimiques du complexe que forme la Mafor avec le sol dont il est question ici :

### pH

Après le contact avec l'air et la disponibilité en azote ammoniacal, le pH constitue un des facteurs les plus critiques de la volatilisation, du fait de l'équilibre de dissociation acido-basique entre $NH_4^+$ et $NH_3$. Il est ainsi bien établi que la volatilisation est favorisée par un pH alcalin (Freney et al., 1983; Génermont et Cellier, 1997; Sommer et Hutchings, 2001, Misselbrook et al., 2002 ; Sommer et al., 2003 ; Parnaudeau et al., 2009). Le pH du lisier est lié à sa composition, et évolue après l'application : le carbone inorganique dissous (ions carbonates et bicarbonates) se volatilise de la même manière que l'ammoniac mais beaucoup plus rapidement (quelques heures), conduisant à une alcalinisation du complexe sol/Mafor (d'environ 1 unité pH pour des lisiers McDowell and Smith, 1958; Overrein and Moe, 1967; Sommer and Olesen, 1991). La volatilisation d'ammoniac est de ce fait favorisée. L'ammoniac étant un composé basique, sa volatilisation s'accompagne de l'acidification du complexe sol/Mafor, ce qui fait que la volatilisation devrait tendre à s'arrêter d'elle-même. Ces évolutions de pH sont cependant tamponnées par le pouvoir tampon du sol et de la Mafor, qui dépendent de sa composition chimique. Le pouvoir tampon des lisiers en particulier est reconnu comme un facteur important dans la régulation de la volatilisation (Sommer et al., 2003) mais très difficile à modéliser (Sommer and Husted, 1995a).

C'est en grande partie en raison des pH élevés que les digestats de méthanisation obtenus à partir d'effluents animaux présentent des émissions d'ammoniac plus élevés que celles des lisiers bovins et porcins (Ni et al., 2012).

De nombreux essais d'acidification des lisiers ont été pratiqués et ont montré qu'une diminution d'une unité pH à partir de conditions neutres pouvait conduire à une réduction de la volatilisation de plus de 20%. Cependant, du fait de l'expression des autres facteurs sur la volatilisation, il n'est pas possible de donner une valeur seuil permettant de réduire significativement les émissions : pour Jarvis and Pain (1990), l'acidification n'est efficace que si on atteint des pH inférieurs à 6, alors que Stevens et al. (1992a) obtiennent une réduction de 75% pour un pH de 6.5, et que Bussink et al. (1994) estiment qu'il faut des pH inférieurs à 5.

### Adsorption et capacité d'échange cationique

Les ions ammonium ont tendance à s'adsorber sur les complexes argileux du fait de leur charge globale négative, permettant de corréler ce processus avec la Capacité d'Echange Cationique du sol (CEC) (Sherlock and Goh, 1984; Sherlock and Goh, 1985). Ils sont en concurrence pour les sites d'adsorption avec les autres cations du sol (notamment les ions divalents $Ca^{2+}$ et $Mg^{2+}$), mais aussi avec les protons ($H_3O^+$), ce qui rend ce processus d'adsorption non seulement dépendant du pH de complexe sol/Mafor, mais qui l'impacte aussi directement. Lorsque le pH des Mafor est relativement alcalin (>7.5), la matière organique solide contenue dans la Mafor est globalement chargée négativement, constituant une matrice d'adsorption avec sa CEC propre, fonction de la nature et des quantités de cette matière organique (Sommer et al., 2003). La CEC est potentiellement plus élevée pour les Mafor solides, ce qui peut expliquer en partie leur moindre capacité à volatiliser que les Mafor liquides alors qu'elles restent en surface, plus exposées à la volatilisation. Dans certains cas, des ajouts de Mafor à CEC élevée (ex : *lava meal*) à d'autres Mafor riches en azote ammoniacal comme des effluents d'élevage ont permis la réduction significative de la volatilisation de ces dernières (46%, Shah et al., 2012).

### Autres propriétés « chimiques » : activité ionique, précipitation

La teneur en eau de la Mafor a aussi des conséquences directes sur la force ionique du mélange sol/Mafor, qui déplace les équilibres de solubilité et acido-basique contrôlant la volatilisation. Par exemple, la force ionique d'un effluent d'élevage est comprise entre 0,1 et 0,5 mol/l : la concentration en ammoniac est 25% plus faible à 0,5 mol/l qu'à 0,1 mol/l, ce qui conduit à une volatilisation plus faible (Génermont et Cellier, 1997 ; Sommer et al., 2003).

D'autres réactions sont en jeu, comme par exemple la précipitation, les formes les plus répandues étant la calcite ($CaCO_3$) et la struvite ($MgNH_4PO_4.6H_2O$). Cette dernière se forme en milieu basique en présence de phosphore
et de magnésium et peux substituer une partie de l'azote ammoniacal de la Mafor à la volatilisation (5-15% selon Sommer et Husted, 1995b pour des lisiers).

## Facteurs climatiques

La dynamique diurne de la volatilisation, avec des forts flux en milieux de journée, et de flux quasiment nuls la nuit, est en lien direct avec la dynamique diurne des conditions climatiques. A l'échelle des saisons, les travaux de Lauer et al. (1976) sur lisier montrent que la volatilisation est nulle en hiver (janvier), concerne presque tout l'azote ammoniacal du lisier en été (99% en août, et prend des valeurs intermédiaires quoique relativement élevées au printemps (de 60 à 99% en avril-juin). Cette dynamique diurne et cette saisonnalité dont étroitement liées à la dépendance de la volatilisation d'ammoniac aux conditions météorologiques.

## Température

L'augmentation de la volatilisation avec la température a été rapportée par de très nombreux auteurs : elle est directement liée aux deux relations exponentielles des constantes d'acidité et de solubilité de l'azote ammoniacal avec la température, qui font que les équilibres physicochimiques se déplacent vers la formation d'ammoniac gazeux avec l'augmentation de la température. Par modélisation, Génermont et Cellier (1997) Sommer et al. (2003) montrent que le taux de volatilisation d'ammoniac augmente considérablement avec le rayonnement global solaire en premier lieu en raison de son lien avec la température de surface, mais qui augmente aussi l'instabilité atmosphérique ce qui favorise le transfert dans l'atmosphère.

Cas particulier des épandages d'hiver : même si les épandages sur sol gelé sont interdits, il nous a paru intéressant de faire le point sur les épandages en hiver, la situation de gel pouvant se mettre en place après l'épandage. Les pertes par volatilisation peuvent être quasiment éliminées en hiver, pour des températures négatives, avec mise en place d'un couvert de neige sur le lisier. Une fonte rapide de la neige est en outre à l'origine de l'entrainement de l'azote ammoniacal dans les profils de sols (Lauer et al., 1976). Lorsque le lisier est soumis au gel en revanche, les pertes sont plus fortes malgré les basses températures (Midgley et Weiser, 1937). Le gel partiel de la solution de sol entraine en effet une augmentation de la concentration en azote ammoniacal de la solution de sol, la concentration dans la glace étant pratiquement nulle (Midgley et Weiser, 1937) et il n'y a pas d'infiltration. Si tout l'effluent est gelé, la volatilisation s'arrête (Lauer et al., 1976).

## Vitesse du vent et conditions de stabilité

L'effet du vent est double : il contribue au dessèchement de la surface du Mafor et il participe au transfert de l'ammoniac gazeux dans l'atmosphère. Il est généralement montré clairement que la volatilisation augmente avec la vitesse du vent (Brunke et al., 1988 ; Thompson et al., 1990b ; Sommer et al., 1991 ; Génermont et cellier, 1997 ; Sommer et Olesen, 2000). Au-delà d'une certaine vitesse cependant, l'accroissement peut devenir négligeable, particulièrement pour des mesures réalisées avec des méthodes d'enceinte ou de tunnels de ventilation (Sommer et al., 1991), ce qui s'explique par des relations de dominance entre la résistance représentant le taux des réactions chimiques, les transports diffusifs et convectifs de l'azote ammoniacal dans le sol et/ou le Mafor, et les résistances en phase gazeuses (Sommer et al., 2003). De plus, pour les lisiers, la croûte qui se forme en surface est d'autant plus épaisse et donc plus efficace pour réduire les échanges, que la vitesse de vent est élevée.

Dans certains cas, la vitesse du vent, en particulier pendant les premières heures suivant l'épandage, a été identifiée comme un facteur prépondérant (Misselbrook et al., 2005).

Dans le cas de dessèchement intense cependant, la volatilisation peut être fortement réduite du fait de la formation d'une croûte qui limite les échanges entre le PRO et l'air (Garcia et al., 2012) : Sommer et Olesen (2000) montrent en utilisant un modèle que la volatilisation d'ammoniac est réduite de 50% après dessèchement du lisier apporté e surface par rapport au cas où le lisier reste humide.

## Pluie et humidité du sol

La pluie et l'irrigation (qui relève plus des pratiques culturales développées plus bas) juste après un épandage de lisiers sont généralement suivis d'une réduction des pertes d'azote par volatilisation pour des lisiers (Stevens et al., 1992a ; Sommer et Olsen, 2000 ; Misselbrook et al., 2005 ; Mkhabela et al., 2009 ; Shah et al., 2012) (Tableau 3-1-4) et a même été identifié comme facteur ayant le plus d'influence pour des fumiers (Misselbrook et al., 2005).

Si cette réduction est bien liée à une augmentation de l'infiltration de l'azote ammoniacal, elle peut aussi être temporaire et liée à une dilution de l'azote ammoniacal à la surface (Beauchamp et al., 1982 ; Sommer et Olesen,
2000). En conditions naturelles, la pluie s'accompagne souvent d'une diminution des températures, et l'irrigation peut aussi réduire la température de surface, et il est parfois difficile d'isoler les deux types d'effet.

<table><caption>**Tableau 3-1-4.** Efficacité des pluies et irrigation pour réduire la volatilisation d'ammoniac après épandage de Mafor exemples</caption><thead><tr><th>Mafor</th><th>Surface</th><th>lame de la pluie ou irrigation</th><th>Efficacité de la réduction de la volatilisation en %</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5">irrigation immédiatement après apport</td></tr><tr><td>Fumier bovin frais (MS=19%)</td><td rowspan="3">prairie</td><td>5 mm</td><td>30%</td><td rowspan="3">Shah et al. (2012)<br>Rq : analyse sur les concentrations dans l'air, pas les flux directement</td></tr><tr><td>Fumier bovin composté (MS%=23%)</td><td>5 mm</td><td>65%</td></tr><tr><td>fumier bovin avec digestion anaérobie (MS%=18%)</td><td>10 mm</td><td>93%</td></tr><tr><td>fumier bovin</td><td></td><td>6 mm</td><td>21-57%</td><td>McGinn and Sommer (2007)</td></tr></tbody></table>

Cependant, les apports de produits liquides sur sol humide conduisent à des volatilisations généralement plus faibles que sur des sols humides : Sommer et Jacobsen (1999) ont montré par exemple que les pertes sont réduites de 30% pour un sol sec (teneur en eau volumique de 1%) que pour des sols plus humides (teneurs en eau de 8, 12 et 19%). Cette différence est due à une infiltration accrue dans un sol sec dont la porosité n'est pas occupée par l'eau.

## Pratiques culturales

### Dose d'apport

De la même manière que pour la concentration en azote ammoniacal, la volatilisation est aussi d'autant plus forte que les quantités apportées sont élevées. Cependant, il n'y a pas de relation systématique de proportionnalité entre la dose d'apport et les pertes cumulées. En effet, pour les Mafor liquides apportées en plein à faibles doses, la surface n'est pas complètement recouverte par le Mafor : augmenter la dose conduit à couvrir une surface croissance avec une même hauteur de Mafor, et dans ce cas l'augmentation de la volatilisation est proportionnelle à celle de la dose. Au-delà d'un certain volume seuil qui dépend des propriétés physiques du Mafor (teneur en matière sèche) et du sol (capacité d'infiltration), toute la surface de la parcelle est recouverte, et toute augmentation de dose se traduit par une augmentation de l'épaisseur de Mafor sans augmentation de la surface de contact, et la volatilisation croît moins vite que la dose (Hoff et al, 1981 ; Thompson et al., 1990b ; Frost, 1994 ; Garcia et al., 2012). La valeur seuil rapportée par Thompson et al. (1990b) est de 60 m³/ha pour un lisier bovin. D'autre part, pour des quantités faibles, comme celles vers lesquelles on tend actuellement, le séchage est plus rapide ce qui réduit l'infiltration, et augmente la volatilisation. Cet effet de couverture partielle du sol pour des apports en faible quantité explique pourquoi dans certaines études l'intérêt des apports en bande (voir ci-dessous) pour réduire la volatilisation s'est révélé mitigé (Touchton et Hargrove, 1982 ; Kiely, 1987 ; Frost, 1994) alors qu'elle est efficace pour des applications de lisiers en quantité plus élevée.

### Période d'apport

Du fait de la dépendance de la volatilisation d'ammoniac aux conditions météorologiques, il est préconisé d'apporter les Mafor en fin de journée pour réduire les pertes par volatilisation. Des réductions plus ou moins significatives ont en effet été mesurées : 7,5 % pour du fumier de porc dans la soirée par rapport au matin (Moal et al., 1995), 30 % pour des fumiers bovins laitiers entre 14h00 et 20h30 au lieu du matin entre 07h00 et 10h00 (Gordon et al., 2001) ; ou modélisées : 50% pour des fumier apportés en début de soirée par rapport à midi (Sommer et Olesen, 2000) et 36% pour des lisiers porcins apportés à 20h00 comparé à 8h00 (Smith et al., 2009). Des résultats analogues ont été trouvés sur digestats de méthanisation (Ni et al., 2012) avec des pertes de 13%, 10%, and 4% pour des apports le matin, le midi ou l'après-midi respectivement, mais pas pour es lisiers bovins.

### Présence d'un couvert végétal

Selon sa structure, sa hauteur, et son état, un couvert végétal peut avoir des effets différents sur la volatilisation. Mais de manière générale, le couvert est une prairie ou une culture en croissance, et la volatilisation est réduite pour plusieurs raisons :
- la température de la surface du sous le couvert végétal est réduite par rapport au sol nu, du fait de la diminution du rayonnement incident, et de ce fait les équilibres physico-chimiques conduisant à la volatilisation d'ammoniac sont déplacés dans le sens ne favorisant pas la volatilisation ;
- le vent qui balaye la surface est lui aussi réduit par rapport au sol nu du fait de la présence du couvert, ce qui tend à réduire la volatilisation ;

- un couvert végétal en croissance a d'importants besoins en azote, et l'absorption de l'azote ammoniacal du sol par les racines réduit la quantité d'azote susceptible d'être volatilisé ;

- un couvert végétal est capable d'assimiler l'ammoniac gazeux par ses feuilles (stomates) : cette consommation de l'ammoniac émis contribue à la diminution des émissions au-dessus du couvert végétal.

Ainsi, les études ont cherché à caractériser l'effet global de la présence d'un couvert, ou des effets plus précis du type, de la hauteur ou de l'indice foliaire du couvert végétal au moment de l'apport, mais la conclusion majeure est que plus le couvert est développé, plus la volatilisation est réduite. Ni et al., (2012) montrent qu'un couvert de maïs est moins susceptible à la volatilisation que les couverts de blé ou les prairies. Ils mettent aussi en évidence une relation inversement proportionnelle entre le potentiel de volatilisation et l'indice foliaire du couvert. En compilant des études bibliographiques, Thorman et al. (2008) ont montré ainsi que la volatilisation après apport de lisier en bande était d'autant plus réduite que le couvert était haut, que ce soit pour des applications sur céréales ou sur prairies, mais avec des configurations différentes : 1% contre 5% de réduction par différence de 1 cm de hauteur pour les céréales et les prairies respectivement.

Dans le cas des apports en nappe de produits liquides en présence de couverts végétaux, une partie du Mafor peut être retenu sur les feuilles : la surface d'échange est augmentée et l'azote ammoniacal n'est pas soumis à l'adsorption, et la volatilisation est favorisée. A l'extrême, il peut ne pas y avoir de contact du tout entre le lisier et le sol lors d'apport de lisiers en très faible quantité sur une prairie très dense (Bussink et al., 1994). Ceci explique pour partie pourquoi, de manière générale, les émissions d'ammoniac tendent à être plus fortes sur prairie que sur terres arables (Bussink et Oenema, 1998) : par exemple, Thompson et al. (1990a) observent des pertes 2 fois supérieures sur prairie par rapport à un sol nu.

## Interactions avec les autres interventions techniques

Les apports de produits liquides sont à éviter après le chaulage des sols, qui vise à augmenter le pH des sols, et favorise donc la volatilisation : sur lisier de porc, le cumul des pertes sur un sol récemment chaulé est supérieur de 21-28% à celui d'un sol non traité, avec des flux particulièrement élevés les deux premiers jours après l'apport.

De fait de la tendance des résidus de récolte présents à la surface du sol à réduire l'infiltration des Mafor liquides, les émissions d'ammoniac sont plus élevées pour du lisier apporté sur les chaumes comparées à un apport sur sol nu (Watkins et al., 1972 ; Amberger et al., 1987 ; Döhler et Weichman, 1988), en particulier pour un lisier avec une teneur en matière sèche élevée et donc qui s'infiltre peu (Frost, 1994 ; Génermont et al., 2003) ; des différences pouvant aller jusqu'à 1.5 fois plus pour des apports d'été dans le cas de lisier bovin ont été mesurées (Thompson et Meisinger, 2002).

## Pratiques visant à réduisant la volatilisation

Le premier facteur déterminant la volatilisation est le contact avec l'air, qui joue par sa surface et sa durée : plus ces derniers sont élevés, plus la volatilisation est favorisée. Selon les conditions environnementales, cet effet est plus ou moins prononcé comme l'ont montré des essais comparant des apports sur sol nu ou une prairie avec des apports sur gouttière ou bâche plastique (Hoff et al., 1981 ; Thompson et al., 1990a). Inversement, le contact avec le sol réduit la volatilisation, car la part des Mafor en contact avec le sol ne l'est pas avec l'air, et en outre, les autres processus consommateurs d'azote ammoniacal en concurrence directe avec la volatilisation préviennent plus ou moins durablement la volatilisation (adsorption, nitrification...) (Sommer et Hutchings, 2001 ; Sommer et al., 2003 ; Misselbrook et al., 2005 ; Mkhabela et al., 2009). Ainsi, une grande part de la volatilisation peut être intentionnellement réduite en diminuant l'exposition à l'air des Mafor tout en augmentant le contact des Mafor avec le sol. Il y a plusieurs façons d'y parvenir, en particulier pour les Mafor suffisamment liquides.

### Travail du sol avant l'apport

L'une d'entre elles consiste à favoriser l'infiltration. La volatilisation a en effet tendance à être plus élevée sur sols tassés (Thompson et Messinger, 2002). On observe l'effet analogue aux emplacements de passage des roues en raison du tassement du sol, effet qui peut être sensible pendant 3 ans (Öyen et al., 1995). Inversement, le travail du sol avant l'apport, qui peut être la préparation du lit de semence, augmente la perméabilité de la surface du sol et ainsi l'infiltration des lisiers (Horlacher et Marschner, 1990) et réduit notablement la volatilisation que ce soit pour un apport en plein à la surface (Bless et al., 1991 ; Döhler, 1991 ; Sommer et Ersboell, 1996) ou dans le cas d'un apport en bande (Nyord et al., 2008 ; Rochette et al., 2008).
## Apport en bande

L'apport en bandes en surface par pendillards ou tuyaux trainés, ou avec des patins conduit à déposer les Mafor liquides et pâteuses sur en moyenne 1/3 de la surface donc à une dose en moyenne trois fois plus élevée que l'apport en plein. Il a un double effet : il favorise l'infiltration (Garcia et al., 2012) tout en réduisant la surface de contact avec l'air : il conduit à des réductions qui sont très variables (0 à 95%) de la volatilisation (Tableau 4). Rochette et al. (2008) rapportent par exemple des émissions moyennes de 32, 20 et 15% de l'azote ammoniacal apporté lorsque les lisiers sont appliqués avec des buses-palettes (méthode de référence en général), les patins trainés, ou les pendillards respectivement.

L'apport en bande est encore plus efficace pour réduire la volatilisation d'ammoniac par comparaison avec l'apport par buse-palette s'il est pratiqué en présence d'un couvert végétal, du fait de l'effet de réduction de la volatilisation qu'a aussi le couvert végétal. En outre, ce dernier intercepte une partie plus faible du lisier : 4 et 5% respectivement sur une prairie pour les patins trainés et les pendillards respectivement, contre 14% pour les buses-palette pour Rochette et al. (2008), et dans ce cas, la réduction de l'interception par le couvert explique 58% des différences de volatilisation entre les méthodes d'application.

## Apport en profondeur

La méthode la plus efficace pour réduire les échanges entre la Mafor et l'atmosphère au-dessus du sol est d'apporter la Mafor directement en profondeur dans le sol ou de l'incorporer rapidement après l'apport en surface. Ainsi, un grand nombre d'études expérimentales ont comparé les techniques d'apport qui permettent cet apport en profondeur en particulier pour les engrais de ferme (en particulier : Bussink et Oenema, 1998 ; Langevin et al., 2010 ; Webb et al., 2010) (Tableau 3-1-5). Les résultats obtenus sont assez facilement généralisables à l'ensemble des Mafor.

<table><caption>Tableau 3-1-5. Quelques exemples d'efficacité de réduction de la volatilisation d'ammoniac par la mise en œuvre de techniques adaptées</caption><thead><tr><th>Mafor</th><th>Méthode de réduction</th><th>Efficacité de la réduction de la volatilisation en % par rapport à l'apport par buse palette</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="6">Lisiers bovins</td><td>injection (outil à dents ou à socs)</td><td>95-100%</td><td rowspan="6">Bussink et Oenema, 1998 qui citent : Bless et al., 1991; Bussink & Bruins, 1992; Bussink et al., 1994; Döhler, 1991; Huijsmans et al., 1996; Pain et al., 1989 ; 1990; Sommer, 1992; Stevens et al., 1992; Thompson et al., 1987; Van der Molen et al., 1990a</td></tr><tr><td>injection (outil à disques)</td><td>80-100%</td></tr><tr><td>incorporation dans le sol après application en surface</td><td>35-95%</td></tr><tr><td>acidification avant apport</td><td>30-100%</td></tr><tr><td>apport en bandes</td><td>35-95%</td></tr><tr><td>dilution (ratio lisier:eaue = 1:3</td><td>20-80%</td></tr><tr><td>lisier bovin</td><td>injection à 20 cm</td><td>50-55%</td><td>Hall et Ryden, 1986</td></tr><tr><td rowspan="2">lisier bovin</td><td>injection ponctuelle à 3.6-33.5 cm</td><td>80-98%</td><td rowspan="2">Frost, 1994</td></tr><tr><td>injection ponctuelle à 3.3-6.6 cm</td><td>85-97%</td></tr><tr><td>lisier porcin</td><td>enfouissement à 30 cm</td><td>17-22%</td><td>Hoff et al., 1981</td></tr><tr><td>lisier porcin</td><td>incorporation</td><td>39-93%</td><td>Sommer et Christensen, 1989a</td></tr><tr><td>lisier</td><td>incorporation par herse à disque</td><td>80%</td><td>Hoffman et Ritchie 1993 sur les données de Bless, 1990</td></tr><tr><td>lisier bovin sur prairie</td><td>injection</td><td>66%</td><td>van der Meer et al., 1987</td></tr><tr><td rowspan="3">lisier bovin sur sol nu</td><td>disk arrow</td><td>85-96%</td><td rowspan="3">Thompson et Mesinger, 2002</td></tr><tr><td>chisel plow</td><td>80-85%</td></tr><tr><td>moldboard plow</td><td>98-99%</td></tr><tr><td>boues de station d'épuration après digestion anaérobie</td><td>placement à 2.5 cm</td><td>~100%</td><td>Adamsen et Sabey, 1987</td></tr><tr><td>fumier bovin</td><td>incorporation</td><td>70%</td><td>Brunke et al., 1988</td></tr><tr><td>fumier de volaille</td><td>incorporation immédiate</td><td>85%</td><td>Schilke-Gartley et Sims, 1993</td></tr><tr><td>fumier bovin composté</td><td>incorporation après 4h</td><td>90%</td><td>Malgeryd, 1998</td></tr><tr><td>boues résiduaires de station d'épuration déshydratées</td><td>incorporation immédiate</td><td>88%</td><td>Donovan et Logan, 1983</td></tr><tr><td>fumier bœufs</td><td>incorporation 15 cm</td><td>76-85%</td><td>McGinn et Sommer, 2007</td></tr><tr><td rowspan="2">lisier sur prairie</td><td>apport en bandes</td><td>33% de plus que SSD</td><td rowspan="2">Bittman et al., 2005</td></tr><tr><td>Aerway SSD (subsurface deposition slurry applicator)</td><td>46-48%</td></tr></tbody></table>

L'injection consiste à pratiquer un sillon ou une saignée plus ou moins large et plus ou moins profond(e) selon le type d'injecteur, et d'y déposer la Mafor liquide. Certains outils sont équipés d'un dispositif qui permet de refermer
le sillon d'injection ainsi formé et de réduire encore plus la volatilisation, jusqu'à l'arrêter totalement. La littérature à ce sujet est très riche : pour illustrer cet aspect, nous avons retenu la synthèse de résultats bibliographiques de Webb *et al.* (2010) (Tableau 3-1-6).

<table><caption>**Tableau 3-1-6.** Résumé de résultats d'expérimentations visant à mesurer l'efficacité de la réduction d'émission d'ammoniac par la mise en œuvre de méthodes adaptées d'apport du lisier ; % de réduction des émissions de NH3 par rapport aux apports en surface (Webb et al, 2010)</caption><thead><tr><th>Machine</th><th>Culture</th><th>Nb articles</th><th>Nb exp.</th><th>Moyenne de la réduction (%)</th><th>Moyenne pondérée par le nb d'expérimentations</th><th>Gamme des moyennes de chaque article (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Slot Injec.</td><td>Prairie</td><td>5</td><td>56</td><td>80</td><td>86</td><td>60-99</td></tr><tr><td>Slot Injec.</td><td>Tillage</td><td>5</td><td>9</td><td>70</td><td>49</td><td>23-94</td></tr><tr><td>Deep Injec.</td><td>Tillage</td><td>2</td><td>5</td><td>95</td><td>97</td><td>95-99</td></tr><tr><td>Trail shoe</td><td>Prairie</td><td>2</td><td>37</td><td>64</td><td>65</td><td>57-70</td></tr><tr><td>Trail shoe</td><td>Tillage</td><td>2</td><td>2</td><td>64</td><td>64</td><td>38-90b</td></tr><tr><td>pendillards</td><td>Prairie</td><td>5</td><td>45</td><td>35</td><td>41</td><td>0-74</td></tr><tr><td>pendillards</td><td>Tillage</td><td>7</td><td>16</td><td>37</td><td>48</td><td>0-75</td></tr></tbody></table>

La méthode la plus efficace pour réduire la volatilisation est donc l'injection, pour les effluents liquides. Cependant, sur prairie elle nécessite des tracteurs puissants et peut être à l'origine de baisses de rendement de l'ordre de 10-20% en raison des dommages causés à la prairie par les couteaux de l'injecteur et de la toxicité de l'ammoniac (Kolenbrander, 1981 ; Hall et Ryden, 1986 ; Larsen, 1986 ; Prins et Snijders, 1987). Mais des efforts constants dans ce domaine et une réduction de la profondeur en permettent une meilleur en mise en œuvre.

Dans le cas des Mafor solides, il n'est pas possible d'injecter directement la Mafor dans le sol : un travail du sol permettant l'incorporation dans le sol immédiatement après l'apport en surface (outil à dent ou à griffe, charrue) est très efficace pour limiter les émissions. C'est en tout cas ce qui a été observé pour des fumiers avec une efficacité au moins égale à 95% quel que soit le matériel employé, le type de sol, ou le type de fumier (Webb *et al.*, 2010 qui citent Webb *et al.*, 2006a,b) (tableau 3-1-7). Il en est de même dans certains cas pour des Mafor liquides (sols trop caillouteux par exemple, certains cas de prairies, Mafor liquides mais fibreuses bouchant les canalisations des injecteurs, etc.) et dans les cas où les agriculteurs ne sont pas équipés en matériel d'injection relativement couteux et très spécifique.

<table><caption>**Tableau 3-1-7.** Résumé de résultats d'expérimentations visant à mesurer l'efficacité de la réduction d'émission d'ammoniac par incorporation de lisier et fumier après l'apport en surface ; % de réduction des émissions de NH3 par rapport aux apports en surface (Webb et al, 2010)</caption><thead><tr><th>Machine</th><th>Mafor</th><th>Nb articles</th><th>Nb expérimentations</th><th>Moyenne</th><th>Moyenne pondérée par le nb d'expérimentations</th><th>Gamme des moyennes de chaque article (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Plough</td><td>lisier</td><td>3</td><td>8</td><td>92</td><td>94</td><td>78-99</td></tr><tr><td>Disc</td><td>lisier</td><td>2</td><td>12</td><td>80</td><td>74</td><td>69-90</td></tr><tr><td>Tine</td><td>lisier</td><td>1</td><td>12</td><td>66</td><td>68</td><td></td></tr><tr><td>Harrow</td><td>lisier</td><td>2</td><td>3</td><td>68</td><td>69</td><td>60-69</td></tr><tr><td>Plough</td><td>fumier</td><td>3</td><td>9</td><td>91</td><td>92</td><td>86-95</td></tr><tr><td>Disc</td><td>fumier</td><td>1</td><td>5</td><td>63</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Tine</td><td>fumier</td><td>1</td><td>5</td><td>57</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Harrow</td><td>fumier</td><td>1</td><td>1</td><td>90</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

L'efficacité des techniques mises en œuvre dépend en outre de la profondeur à laquelle la Mafor est apportée at à sa réelle capacité à limiter le contact avec l'air (Smith *et al.*, 2009 ; Carrozi *et al.*, 2013a et b). En effet, dans le cas d'un travail du sol avec des outils à dents ou à disques, une partie de la Mafor reste en contact direct avec l'air. Les incorporations par passage de charrue sont généralement très efficaces en revanche, la quasi-totalité de la Mafor se retrouvant en profondeur. L'efficacité de la réduction de la volatilisation dépend en outre du délai avant l'enfouissement.

## Conclusion sur les pratiques de réduction

L'efficacité des méthodes d'application vues comme méthodes de réduction des émissions d'ammoniac qui sont considérées comme les techniques de réduction de la volatilisation les plus efficaces et les moins coûteuses est
très variable ; cette variabilité est le reflet de la variabilité de la composition des Mafor étudiées, même pour un type de Mafor (ex : cas des lisiers bovins pour Bussink et Oenema (1998)), de la variabilité des conditions environnementales lors des tests et du nombre parfois limité des tests pratiqués. L'analyse de Webb et al. (2010) sur l'efficacité des techniques d'application, montre par exemple que dans le cas de l'étude de Huijsman et al. (2001), 50% de la variation sont réellement liés à l'effet des techniques d'application. En présence d'un couvert végétal, la hauteur du couvert végétal explique une bonne partie de la variance des émissions (47% dans le cas de l'étude de Misselbrook et al., 2002), la réduction de la volatilisation étant d'autant plus forte que la hauteur du couvert augmente (Misselbrook et al., 2002, Huijsman et al., 2001). En outre, la profondeur de l'injection joue aussi un rôle important dans l'efficacité des méthodes employées (Nyord et al., 2008), dans certains cas une profondeur minimum étant garante d'un volume suffisant de lisier apporté dans le sol sans résidu de lisier en surface (Hansen et al., 2003). Le délai entre l'apport en surface et l'incorporation est aussi un élément déterminant l'efficacité de l'incorporation sur la réduction de la volatilisation : des délais même très courts (3-6h) font que la volatilisation est plus élevée d'environ 40% par rapport à une incorporation immédiate que ce soit pour des lisiers (Pain et al., 1991) ou des fumiers (Webb et al., 2004).

Lorsque la volatilisation est maîtrisée, la variabilité des pertes est réduite, ce qui fait que l'usage des Mafor à titre d'engrais azoté est mieux perçu par les agriculteurs.

### 3.1.1.5. Lixiviation

La lixiviation de nitrates est l'entrainement des ions solubles $NO_3^-$ (nitrate) par l'eau qui percole dans le sol au-dessous de la zone racinaire (donc non accessible aux cultures). Le lessivage est l'entrainement par l'eau en profondeur d'éléments non solubles (ex. lessivage des argiles, de matières organique) ; ce terme est souvent employé à tort dans le langage courant pour désigner la lixiviation des nitrates. Dans les zones tempérées telles que la France métropolitaine, la lixiviation a majoritairement lieu en fin d'automne et en hiver (octobre à avril environ) ; dans les zones comme le pourtour méditerranéen, la pluviométrie annuelle peut limiter le drainage et devenir le premier facteur expliquant la variabilité de la lixiviation. Dans les sols à charge variable, beaucoup plus rares en France, qui peuvent adsorber les anions (ex. Andosols), le nitrate peut être retenu par le sol (Payet et al., 2009), alors que le $NH_4^+$ est mobile dans le sol et peut être entrainé en profondeur.

La lixiviation est donc liée à la présence de $NO_3^-$ dans le sol lors du début de la période de drainage et à l'eau drainée : ses déterminants sont donc d'ordre pédoclimatiques et agricoles. Les apports d'azote sous forme minérale ou sous forme de MAFOR (type, dose, période, modalité d'apport et de gestion), ainsi que l'occupation du sol sont donc les facteurs permettant d'expliquer la lixiviation. Le stock de nitrate provenant des MAFOR dans le sol est issu des processus précédemment abordés (minéralisation-immobilisation et volatilisation), de la nitrification (biotransformation de l'ammonium $NH_4^+$ en nitrate) et de l'absorption par le couvert végétal en place.

La lixiviation est mesurée dans des expérimentations au champ : par des lysimètres avec lesquels on mesure la quantité d'eau drainée et la concentration de l'eau en éléments, les bougies poreuses qui mesurent la concentration de l'eau dans le sol, des drains enterrés, des colonnes de sol ou des dispositifs plus indirects comme pour la minéralisation : bilan d'azote à différentes périodes, mesures dans le sol associées à la modélisation (cf 3.1.1.6). On peut déterminer « l'aptitude à la lixiviation » d'une Mafor en estimant l'azote disponible de la Mafor, mais la lixiviation effective n'aura lieu que si les conditions pédoclimatiques et les pratiques agricoles la favorise.

La lixiviation consécutive à l'apport de MAFOR est comparée à celle liée à l'apport d'engrais minéraux dans de nombreux travaux, mais il n'apparait pas de conclusion générale : cela dépend du type de MAFOR, et de la dose apportée et de la période d'apport (Torstensson et Aronsson, 2000 ; Dauden et Quilez, 2004 ; Basso et Ritchie, 2005). Plus les conditions sont propices à la lixiviation (climat humide, sol superficiels et/ou filtrants par exemple), plus le type de MAFOR ou la dose sera déterminant quant à la quantité de nitrate lixivié (Chalk et al., 2013). Que ce soit sous forme minérale ou organique, on peut limiter le risque de lixiviation en apportant l'azote à une « dose agronomique » correcte pour la culture à fertiliser et dans de bonnes conditions. Toutefois contrairement à un apport d'engrais minéral, la difficulté est de connaître la dynamique de mise à disposition de l'azote minéral par les MAFOR au moment où les cultures en ont besoin. En effet, les pertes de N par lixiviation sont directement liées à la disponibilité de l'azote qu'elles contiennent (Webb et al., 2013), donc à leur composition des Mafor (cf section 3.1.1.2). Pour les effluents d'élevage par exemple, Beckwith et al. (1998) constatent que c'est la teneur en N rapidement disponible qui est reliée à l'aptitude à la lixiviation pour 3 types de MAFOR. Ainsi dans cette étude, le fumier de volaille (peu de N rapidement disponible) entraine moins de lixiviation que le lisier
de porc ou les fientes de volailles (plus de N rapidement disponible). Cependant, Lim et al. (2010) ont du mal à identifier des corrélations significatives entre lixiviation de nitrate et composition en étudiant 7 composts sur 3 sols différents lors d'une expérimentation en colonnes de sol ; en revanche, ils déterminent une corrélation significative entre lessivage d'azote total et teneur en N total des composts.

L'effet du traitement des MAFOR est également prépondérant (à rapprocher de l'effet sur la disponibilité de l'azote des MAFOR) : à dose de N total égale, une MAFOR plus stabilisée générera moins de lixiviation que la matière première initiale, au moins à court terme. Par exemple, un compost de fumier induit moins de lixiviation que le fumier initial (Basso et Ritchie, 2005 ; Hepperly et al., 2009). Dans le même ordre d'idée, Mamo et al. (1999) comparent deux procédés de compostage de déchets urbains : la lixiviation la plus importante est consécutive à l'apport du compost dont le traitement a généré le compost avec le plus de N disponible (plus faible C/N et la plus forte teneur en N minéral). D'autres études comparent le compostage de matières premières différentes : Hepperly et al. (2009) déterminent que la litière de volaille compostée induit moins de lixiviation que le fumier de bovin composté, mais ces travaux donnent peu de détails sur le procédé de compostage ou la composition des composts. Plus généralement concernant les composts, Amlinger et al. (2003) rapportent dans leur revue qu'apportés à dose agronomique réaliste, ceux-ci peuvent induire une lixiviation de 0 à 50 kgN-NO₃⁻/ha.

Svoboda et al. (2013) rapportent que les résultats relatifs à la lixiviation induite par des apports de digestats sont rares et contradictoires ; leurs propres travaux montrent que les résidus de digestion de lisiers bovins et porcins induisent une lixiviation similaire aux lisiers non digérés, sous culture de maïs, malgré les caractéristiques différentes entre digestats et lisiers.

De nombreux travaux évaluent l'effet sur la lixiviation de différentes doses de la même MAFOR (ex. Chang et Entz, 1996 ; Bergström et Kirchmann, 2006). La plupart des études essaient de déterminer au-delà de quelle dose le risque de lixiviation est significatif, l'azote n'étant plus absorbé ou valorisé par la culture. Cette « dose agronomique » est bien sûre fonction de la MAFOR utilisée, de la culture fertilisée (Eriksen et al., 1999), des modalités d'apport et du site étudié car le risque de lixiviation est tributaire du drainage. D'ailleurs des travaux de recherche réalisés en Europe du Sud, en climat plutôt sec, comme ceux de Mantovi et al. (2006) ou Dauden et Quilez (2004) montrent que l'effet prépondérant expliquant la lixiviation est celui du climat et non celui des apports d'azote car le drainage est souvent limitant. Dans des conditions d'épandage similaires, certains auteurs ne montrent pas d'effet de la dose, ni sur le rendement ni sur la lixiviation : c'est le cas par exemple de Dauden et Quilez (2004), mais les doses de lisier (ou lisier de porc + engrais minéral) de porc apportées sur le maïs dans cet essai de 3 ans sont très élevées : entre 340 et 730 kg N/ha. En outre, concernant les modalités d'apport, Mamo et al. (1999) montrent que 3 applications annuelles 90T/ ha de compost engendrent moins de lixiviation que la même quantité apportée en 1 fois mais à dose très forte (270 T/ha sur 3 ans). Gottschall et al. (2009) ne montrent pas d'effet de la localisation (apport de surface suivi par une incorporation ou injection directe) sur la lixiviation de nitrate suite à l'épandage de boues de STEP déshydratées, alors que Powell et al. (2011) observent une lixiviation plus importante après incorporation de lisier de bovin qu'après injection ou apport de surface ; dans le dernier cas, l'apport de surface engendre de la volatilisation qui diminue la quantité d'azote disponible pour la plante et pour la lixiviation. En revanche, ces auteurs ne parviennent pas à expliquer le résultat relatif à l'injection qui serait similaire à un apporte de surface, que l'on retrouve dans d'autres travaux sur prairie (Misselbrook et al., 1996 ; Turpin et al. (2007) expliquent cela par la modification de la conductivité hydraulique du sol au fond du sillon d'injection, qui, de surcroit, diminue d'autant plus que le sol est humide.

La période d'apport est également un facteur qui a été beaucoup étudié et il a été montré que la période la plus favorable est le printemps plutôt que la fin d'été ou l'automne (avant début drainage) (ex. Eriksen et al., 1999 ; Goulding et al., 2000, mesures sur 8 ans / 157 ans d'essai), surtout pour les MAFOR contenant de l'azote rapidement disponible (ex. lisier, bous de STEP non traitées), et à des doses supérieures à la dose optimale. Beckwith et al. (1998) examinent plus en détails les apports d'automne-hiver (conditions nord-américaines) de différents effluents d'élevage et montrent des lixiviations supérieures au témoin pour des apports entre septembre et novembre, alors qu'il y a très peu de différence pour des apports de décembre et janvier ; ils montrent également des pertes par lixiviation plus importantes pour les apports de litières de volaille ou de lisier que pour le fumier, sauf en janvier (Figure 3-1-5).
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>**Figure 3-1-5.** Estimation des pertes d'azote par lixiviation (% de l'azote appliqué) après application de lisier et fumier en automne et en hiver. Moyenne des types de cultures.</figcaption></figure>

Comme cela est mentionné plus haut, la lixiviation dépend de la culture fertilisée voire de la rotation culturale dans laquelle la MAFOR est apportée ; Hepperly et al. (2009) montrent les interactions entre MAFOR (fumier et compost) et légumineuses dans une rotation étudiée sur 8 ans, ainsi que la présence ou l'absence de cultures intermédiaires (CI) implantées en hiver. D'ailleurs, Eriksen et al. (1999) observent moins d'effet de l'apport de MAFOR (lisier ou lisier + fumier) que du type de culture dans un essai en système biologique (pâtures/cultures annuelles). De nombreux auteurs préconisent la mise en place de cultures intermédiaires pièges à nitrate (CIPAN) à l'automne lors d'épandages de fin d'été ou d'automne pour limiter significativement la lixiviation (ex. Askegaard et al., 2005). L'effet de cultures intermédiaires (CI) (non légumineuses) réduit la lixiviation de nitrate si la dose de lisier n'est pas trop élevée, sauf les années très sèches qui empêchent une bonne implantation de la CI (Torstensson et al., 2000). Beckwith et al. (1998) confirment ce résultat en montrant peu d'effet de CI et très peu du DCD (inhibiteur de dénitrification) lors d'un apport excessif d'effluent d'élevage. L'effet de l'implantation de CI après apport de lisier pour limiter la lixiviation a été évalué par modalisation dans le chapitre 10 de l'expertise collective « Réduire les fuites de nitrate au moyen de cultures intermédiaires»<fnref n="3" />.

Enfin, comme cela a été analysé dans la littérature sur la minéralisation, **l'apport de MAFOR peut engendrer des pertes de nitrates à plus long terme.** Pour un apport unique, le risque de lixiviation est plus important si l'on prend en compte plusieurs hivers consécutifs à l'épandage, car le fait de n'étudier que la période hivernale suivant l'épandage induit la sous-estimation de la lixiviation liée à l'apport de MAFOR (Thomsen, 2005 in Webb et al., 2013). Hepperly et al. (2009) montrent que des apports répétés de composts et fumiers de bovin pendant 8 ans augmentent le stock d'azote du sol mais aussi la fourniture N du sol et donc le risque de lixiviation, ce qui doit être pris en compte dans le calcul des doses et la fréquence des apports de MAFOR. Les travaux de Gerke et al. (1999) rapportés dans la revue de Chalk et al. (2013), utilisant le modèle danois DAISY calibré avec des expériences d'incubation, permettent de calculer une dose de compost et des scénarios d'application permettant de limiter la lixiviation à long terme (50 ans).

## Cas des biochars et des cendres

Contrairement aux MAFOR contenant de la matière organique décomposable qui peuvent potentiellement induire de la lixiviation car elles libèrent de l'azote, il semble que généralement les biochars réduisent la lixiviation, même si le mécanisme n'est pas clairement élucidé (Knowles et al., 2011) : les hypothèses sont l'adsorption des ions sur les biochars, l'immobilisation de l'azote du sol si le biochar contient des molécules carbonées facilement décomposables, la toxicité de certaines molécules vis-à-vis des microorganismes du sol. Plusieurs études confirment cette tendance : diminution de la lixiviation lorsqu'on ajoute un biochar en quantité importante à un mélange sol+boue (Knowles et al. 2011), mais moins importante dans cas d'un ajout en quantité plus faible à un mélange lisier+sol (Laird et al., 2010). Ding et al. (2010) montrent un effet adsorption de $NH_4^+$ mais les résultats ne sont pas clairs. Un résultat contradictoire de Lehmann et al. (2003) montre que les traitements fertilisés et avec apport de biochar induisent plus de lixiviation que les traitements sans biochar, mais les quantités lixivées sont ici très faibles : moins de 1,5 kgN-$NO_3^-$/ha avec un apport important de biochar (dose correspondant à 10 et 20% de la masse de sol).

<footnote n="3">³ http://institut.inra.fr/Missions/Eclairer-les-decisions/Etudes/Toutes-les-actualites/Cultures-intermediaires</footnote>
### 3.1.1.6. Estimation des flux d'azote liés aux apports de MAFOR par la modélisation

Même si les déterminants des différents processus déterminant la valeur azote des Mafor sont de mieux en mieux connus, il est difficile de prédire avec une précision convenable (utilisable par les praticiens de terrain) le devenir de l'azote des MAFOR en se référant seulement à leur origine ou aux traitements subis. C'est pourquoi de nombreux travaux de recherche visent à corrélater la composition des MAFOR et leur devenir dans le sol. Sur ce sujet, un travail synthétique réalisé en France (Lashermes et al., 2010) a été réalisé en utilisant la méthode des arbres de décision. Ce travail a été rapporté dans l'expertise collective « Flux d'azote dans les élevages » (p250-251, repris dans l'encadré 3-1).

Plus classiquement, on utilise depuis les années 1990 la modélisation mathématique afin de relier la composition des Mafor et leur valeur azotée, voire leurs transformations et transferts dans le sol et/ou vers l'eau et l'atmosphère. Elle est utilisée pour comprendre les processus ou pour prédire, estimer le devenir de l'azote des Mafor. Deux types d'approches sont possibles : d'une part l'établissement de relations empiriques, basées sur des calculs de régressions, qui permet d'établir une relation linéaire ou non entre les caractéristiques des Mafor et un taux ou un paramètre de cinétiques de minéralisation de l'azote ou de disponibilité de n'azote. D'autre part, la modélisation mécaniste qui décrit les processus par des équations mathématiques. Dans ce dernier cas, les modèles sont souvent des modèles dynamiques, simulant les flux d'azote dans le sol, vers l'eau et l'atmosphère à partir des caractéristiques des Mafor.

#### Estimation de l'azote disponible à court terme

Dans les études reliant caractéristiques des Mafor (voire de l'environnement) et minéralisation ou N disponible, la régression simple est très souvent utilisée pour évaluer les corrélations entre la concentration du résidu en certains composés et son taux de minéralisation d'azote. Parmi d'autres auteurs, Nahm (2005), rapporte dans sa revue différentes équations permettant d'estimer l'azote minéralisable ou l'azote disponible issu de l'épandage de Mafor (tableau 3-1-2), en fonction de caractéristiques des Mafor ou de la saison d'apport. D'autres auteurs comme Delin et al. (2012) ont également établi des corrélations entre des caractéristiques de 15 Mafor très variées et leur coefficient d'équivalents engrais. Comme Peltre et al. (2011), il conclut également que la Spectrométrie proche infra rouge (SPIR ; NIRS en anglais) peut être un bon indicateur de la valeur azotée des Mafor, cela nécessitant encore des recherches.

<table><caption>Tableau 3-1-2. Equations de calcul de l'azote disponible (Nahm, 2005) de différents types de Mafor (ndlr)</caption><thead><tr><td>References</td><td>Azote disponible</td><td>Commentaires</td></tr></thead><tbody><tr><td>Parker et Sommers (1983)</td><td>%SN = 6.37*%SON + 4.63 (r=0.77)</td><td>%SN = % of added sludge N mineralized<br/>%SON = % of sludge organic N</td></tr><tr><td>Barbarika et al., (1985)</td><td>POMN = -148.7 + 29.73*SRTIME + 13.63*SREMP</td><td>POMN = Percent organic N mineralization<br/>SRTIME = Spring time<br/>SREMP = Spring temperature</td></tr><tr><td>Sims (1983)</td><td>AN = E<sub>i</sub>Ni + 40 No</td><td>AN = Available N<br/>E<sub>i</sub> = Volatilization of NH<sub>3</sub> and leaching losses during the growing season<br/>Ni = Inorganic N = NH<sub>4</sub><sup>+</sup>-N + NO<sub>3</sub><sup>-</sup>-N<br/>No = Organic N = Total N - Ni</td></tr><tr><td>Bitzer et Sims (1988)</td><td>PAN = 80% Ni + 60 %No</td><td>PAN = Predicted Available N<br/>Ni = (NH<sub>4</sub><sup>+</sup>-N + NO<sub>3</sub><sup>-</sup>-N)<br/>No = (Total N - Ni)</td></tr><tr><td>Douglas et Magdoff (1991)</td><td>PAN = (INORG-N+MOIN)<sub>soil</sub> + (INORG-N+MON)<sub>residue</sub></td><td>PAN = Potentially Available N<br/>INORG-N = Inorganic N<br/>MON = Portion of organic N</td></tr><tr><td>Klausner et al. (1994)</td><td>Y<sub>P</sub> = A(1-exp(-C(B + X + X<sub>m</sub>)))</td><td>Y<sub>P</sub> = Yield or N uptake<br/>X<sub>m</sub> = The fertilizer N equivalence of manure<br/>X = The fertilizer N component<br/>A, B and C = Parameters</td></tr><tr><td>Gordillo et Cabrera (1997)</td><td>PMN = -6.78 + 0.81ON</td><td>PMN = Potentially Mineralizable N<br/>ON = Organic N</td></tr><tr><td>Gilmour et Skinner (1999)</td><td>PAN = (-284 + 24.14*Tissue N)/Rate</td><td>PAN = Plant Available N<br/>PAN is in kg N mg<sup>-1</sup> dry biosolids and tissue N concentration is in g N kg<sup>-1</sup> biosolids<br/>Rate is the biosolids application rate in mg ha<sup>-1</sup></td></tr></tbody></table>
**Encadré 3-1.** Extrait du chapitre 6 du rapport d'expertise collective « Flux d'azote dans les élevages » (p250-251)<fnref n="4" />

De nombreuses références ont été acquises au laboratoire, et plusieurs typologies ont été élaborées sur une large gamme de produits organiques, dont la plus aboutie en termes de démarche et d'effectif est celle proposée par Lashermes et al. (2010) (Figure 6.2.3). Cette typologie permet de déterminer l'appartenance d'un produit à une classe de biodisponibilité fondée sur la prise en compte de critères de composition chimique (teneur en azote organique, No) et biochimiques (fractions données par l'analyse de Van Soest (1963). Elle vise à permettre de mieux prédire le devenir du produit au champ. La même démarche mise en œuvre par Morvan et al. sur un effectif constitué exclusivement d'effluents d'élevage a permis de montrer que la classification pouvait conduire soit à confirmer que les produits d'un même type, comme les fumiers de bovins, se retrouvaient au sein de la même classe, soit à répartir certains produits, tels que les composts, dans des classes différentes (Morvan et al., 2006). Cela signifie que les fumiers présentent une plus grande homogénéité de composition et de comportement que les composts. Des synthèses d'essais conduits au champ ont débouché sur une typologie en 6 classes de biodisponibilité des effluents solides (Bouthier et al., 2009 ; Parnaudeau et al., 2009a) (Figure 6.3).

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>**Figure 6.2.3** : Arbre de décision basé sur la composition chimique et biochimique des matières organiques exogènes (MOE), affectant chacune des MOE dans l'un des 6 classes de la typologie de prédiction de la vitesse de minéralisation</figcaption></figure>

(EOM = MOE ; No : azote organique en g.kg-1 de MOE ; CEL, LIG, SOL : fractions biochimiques exprimées en g.kg-1 de MOE ; N91 : fraction de l'azote minéralisé au bout de 91 jours en conditions d'incubation standard à 28 °C) (d'après Lashermes et al., 2010).

Il faut noter que ces travaux s'inscrivent dans une démarche nationale, rendue possible par la réalisation d'une base de données de l'ensemble des mesures de composition et de minéralisation des produits résiduaires organiques (PRO) réalisées par les laboratoires publics et privés, démarche sans équivalent au niveau international. L'ampleur de la base de données a permis de prendre en compte l'essentiel de la variabilité de composition et de potentiel de minéralisation des produits résiduaires organiques et d'obtenir des résultats génériques. On trouve par contre dans la bibliographie des travaux portant sur la recherche de facteurs explicatifs de la variabilité observée pour un type d'effluent : exemple de l'effet de la litière qui modifie peu le C/N mais agit sur la quantité de lignine et a donc un effet sur l'immobilisation (Beegle et al., 2008). Qafoku et al. établissent également une corrélation très hautement significative entre l'azote potentiellement minéralisable (mesure de laboratoire) et la fraction d'azote soluble à l'eau (r² = 0.86), sur un échantillon de fumier de volailles (Qafoku et al., 2001).

<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>**Figure 6.3** : Typologie obtenue par classification ascendante hiérarchique sur des cinétiques de minéralisation au champ (sol nu) d'effluent organique</figcaption></figure>

<table><thead><tr><td>Cluster</td><td>Mafor</td></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Fumier de bovins composté<br>Compost de déchets verts</td></tr><tr><td>2</td><td>Fumier de bovins composté<br>Compost de déchets verts<br>Co-compost de boue + déchets verts</td></tr><tr><td>3</td><td>Fumier de bovins</td></tr><tr><td>4</td><td>Fientes de volailles,<br>Boues de station d'épuration déshydratées</td></tr><tr><td>5</td><td>Vinasse concentrée</td></tr><tr><td>6</td><td>Fientes de volailles, Boues de station<br>d'épuration pâteuses, effluents de distillation,<br>effluents d'amidonnerie</td></tr></tbody></table>

<footnote n="4">⁴ http://institut.inra.fr/Missions/Eclairer-les-decisions/Expertises/Toutes-les-actualites/Expertise-Les-flux-d-azote-lies-aux-elevages</footnote>
Certains outils d'aide à la décision (OAD) comme MANNER (Chambers et al., 1999) calculent de façon assez simple l'azote disponible pour les cultures et les pertes d'azote vers l'environnement, en tenant compte de facteurs environnementaux et de quelques caractéristiques des cultures fertilisés. Cet outil calcule aussi la disponibilité d'autres nutriments et quelques indicateurs économiques.

Enfin d'autres modèles destinés à calculer la minéralisation de l'azote des Mafor tels que le modèle DECOMPOSITION (Gilmour et Clark, 1988) font appel à la modélisation plus mécaniste, basé sur des compartiments de matière organique décrit par leur C/N, comme les modèles de flux d'azote décrits plus loin dans cette partie. Gale et al. (2006) rapportent une surestimation de la minéralisation des Mafor contenant beaucoup de $NH_4^+$ ou induisant une minéralisation d'azote rapide avec ce modèle. Cependant le modèle est tout de même utilisé pour évaluer l'azote disponible issu des Mafor (Gilmour, 2009).

## Estimation de l'azote disponible à moyen et long terme terme

En 1973, Pratt et ses collaborateurs (in Klausner et al., 1994) proposent un concept, les « decay series », permettant de calculer la mise à disposition de l'N des Mafor au-delà de l'année d'apport. Chaque année, un coefficient de dégradation du pool d'azote organique restant est appliqué à ce pool. Le coefficient diminue chaque année.

Inspirés de ce concept, d'autres modèles simples (ex. Klausner et al., 1994 ; Schröder et al., 2007) ont été conçus pour calculer l'azote résiduel issu des effluents animaux. Le tableau 3-1-3 (Webb et al., 2013) montre des résultats d'un de ces modèles, calibrés avec des données expérimentales.

<table><caption>**Tableau 3-1-3.** Effets résiduels N d'un apport unique et d'apports répétés de fumier exprimé en équivalent engrais minéral (% d'azote total appliqué par an).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Manure type</th><th colspan="3">Repeated manure applications</th></tr><tr><th>1 year</th><th>2 years</th><th>10 years</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cattle slurry</td><td>3-5%</td><td>5-7%</td><td>9-14%</td></tr><tr><td>Pig slurry</td><td>2-3%</td><td>3-5%</td><td>6-8%</td></tr><tr><td>Solid manure</td><td>5-8%</td><td>7-13%</td><td>12-24%</td></tr></tbody></table>

Bien que nécessaires à la compréhension des processus et à la prédiction des flux, les travaux de modélisation sur le long terme sont beaucoup moins nombreux. Cependant, en 1992, l'effet d'apports répétés de fumiers de bovin a été pris en compte dans Century (Paustian et al., 1992), modèle dédié initialement à l'évolution des flux de carbone sur le long terme. Un écart entre résultats observés et simulés au bout de 30 ans a été constaté. L'hypothèse était que la sous-estimation du stockage de N dans le sol était due à la sous-estimation de l'azote lié à la lignine qui devrait s'incorporer à la MO du sol. Le formalisme rejoint celui des modèles dynamiques développés dans le paragraphe suivant.

## Estimation des flux d'azote liés à l'apport de Mafor

Les modèles mécanistes dynamiques simulant la minéralisation du carbone et de l'azote des matières organiques dans les sols sont très souvent des modèles à compartiments (Benbi et Richter, ; Schaffer et al., 2001). Les compartiments représentent les différents types de matières organiques : matière organique du sol, biomasse microbienne, et matière organique exogène. Ces compartiments peuvent être eux-mêmes divisés en sous-compartiments : par exemple, la matière organique exogène peut être séparée en résidus végétaux et exsudats racinaires. De façon générale, chaque compartiment ou sous compartiment est caractérisé par sa taille (quantité d'azote et de carbone la plupart du temps) et une constante de décomposition uniforme. Les flux entre compartiments ou vers l'environnement sont modélisés par différentes équations mathématiques.

Les modèles prenant explicitement en compte les Mafor sont relativement peu nombreux et considèrent principalement les effluents animaux (Benbi et Richter, 2002 ; McGechan et Wu, 2001 ; Schaffer et al., 2001 ; Wu et McGechan, 1998). A l'origine les modèles ne considèrent pas les Mafor : il faut alors les adapter, comme cela a par exemple été réalisé pour le modèle Daisy, auquel a été ajouté 3 compartiment permettant de décrire la matière organique des Mafor (Probert et al., 2005). D'autres modèles, conçu pour d'autres types de Mafor, ont été testés et paramétrés en prenant en compte les caractéristiques de leur matière organique. C'est notamment le cas du modèle NCSOIL (Molina et al., 1983) qui a été évalué pour les boues de stations d'épuration (Houot et al., 1996 ; Houot et al., 1998) et les composts urbains (Beraud et al., 2005) ou une gamme de Mafor plus diverses (Corbeels et al., 1999). Dans les travaux précédemment cités, les résultats montrent relativement
souvent des écarts entre mesures et prédictions, notamment en ce qui concerne l'azote ou la biomasse microbienne. C'est pourquoi certains paramètres sont optimisés à partir de résultats expérimentaux (Beraud et al., 2005). Dans le cas où ces modèles sont utilisés pour prédire correctement les flux de carbone et d'azote, une difficulté majeure est l'obtention de paramètres robustes, qui seraient valables pour différents résidus organiques. Cette difficulté est accrue par le fait que certaines caractéristiques des compartiments sont difficiles à mesurer : une façon alternative de procéder pour estimer les valeurs des paramètres du modèle est alors de les optimiser par la « méthode inverse ». Cela consiste à ajuster les cinétiques de minéralisation à celles obtenues expérimentalement, et à optimiser les paramètres que l'on ne peut pas mesurer. Les valeurs de paramètres obtenues doivent ensuite être validées sur des jeux de données indépendants pour avoir une réelle valeur prédictive, ce qui n'est d'ailleurs pas systématiquement réalisé.

Cependant, même si c'est modèles n'ont pas dans l'absolu une valeur prédictive très élevée, ils permettent
toutefois de comparer des Mafor, leur modalités d'apport (Gerke et al., 1999 ; Gabrielle et al., 2005), ou de tester
des stratégies de fertilisation (David et al., 2005).

3.1.1.7. Variabilité de la valeur azotée des Mafor

Ce paragraphe complète les précédents, qui ont donné des résultats pour les Mafor les plus étudiées (travail à partir des articles les plus cités) ou des résultats à portée générique.

Effluents d'élevage : une synthèse très complète, reprise en partie ci-dessus a été réalisée par Webb et al., 2013 ; des résultats synthétiques se trouvent aussi dans le tableau 6.11 (p 250) de l'expertise collective « Flux d'azote dans les élevages » ; http://www6.paris.inra.fr/depe/Projets/Elevage-et-Azote.

Cependant, dans la pratique, il est encore difficile de prédire avec une précision convenable (utilisable par les praticiens de terrain) le devenir de l'azote des MAFOR en se référant seulement à leur origine (mode d'élevage) ou aux traitements subis.

Boues de STEP : leurs caractéristiques très variables (Sims, 1995) induisent une valeur N très variable, qui diminue avec les traitements de stabilisation comme le compostage ; le C/N est bien corrélaté à la minéralisation de N en conditions contrôlées (Parnaureau et al., 2004) ; la valeur N boues des boues digérée aérobie est supérieure à celle des boues digérées anaérobie (Parker et Sommers, 1983 ; Serna et Pomares, 1992) ; on observe parfois une valeur N différentes pour des boues traitées avec le même procédé (Sommers et Gordano, 1984).

Boues et effluents agro-industriels : leur valeur N très variable et difficile à relier à un critère de composition, en conditions contrôlées (Parnaureau et al 2006) et en conditions de plein champ (Parnaureau et al., 2009). Les vinasses de distillerie concentrées ont une valeur N très élevée (si les conditions d'épandage sont favorables), leur azote étant rapidement disponible car leur minéralisation est rapide et importante ; la valeur azotée diminue pour les vinasses diluées, qui peuvent même organiser de l'azote (Parnaureau et al., 2008).

Composts : 2 synthèses, en partie citées ci-dessus, ont été réalisées par Chalk et al. (2013) et Amlinger et al. (2003) ; leur teneur en N plus faible que d'autres Mafor et le taux plutôt faible de minéralisation (5-20%) induisent peu de libération de N pour la culture en place si le compost est bien stabilisé. A moyen et long terme, l'effet est plus important lors d'apports répétés et peut conduire à diminuer la quantité de N apportée aux cultures.

Vermicompost (Chaoui et al., 2003) : les vermicompost induisent une croissance de biomasse aérienne du blé et mais la quantité de N de cette biomasse est inférieures au traitement avec compost sauf si on augmente la dose ; on augmente la biomasse mais pas la quantité de N absorbé.

Cendres et biochars : ils génèrent peu d'azote disponible car ils contiennent peu d'azote ; ils peuvent induire une diminution de N disponible pour les cultures (immobilisation et adsorption, ou toxicité). Constatant que les affirmations concernant les bénéfices liés aux biochars sont variables et pas toujours clairs, Biederman et Harpole (2013) ont réalisé une méta-analyse à partir de 371 études indépendantes qui montre un effet positif de l'apport de biochar sur la productivité (parties aériennes) et l'azote total dans le sol. En revanche, aucun effet significatif ne se dégage quant à l'effet sur la quantité d'azote sous forme minéral dans le sol et la concentration en azote dans les tissus des plantes.

Enfin, Gutser et al. (2005) ont réalisé une synthèse issue de nombreux travaux et ont représenté la variabilité de la valeur azotée de Mafor organiques exprimée en équivalent engrais (Figure 3-1-6).
<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>**Figure 5:** Mineral-fertilizer equivalents (% MFE) for several organic fertilizers characterizing N availability in the year of application.</figcaption></figure>

### 3.1.1.8. Conclusion sur les effets agronomiques et environnementaux des MAFOR concernant l'azote

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. Les MAFOR peuvent également induire une réorganisation de l'azote minéral et donc une diminution de l'azote minéral dans le sol. C'est le cas si elles contiennent beaucoup de C labile relativement à leur teneur en N donc si elles ont C/N élevé, supérieur à 8 ou 10, mais ce critère n'est pas absolu et n'explique pas à lui seul la dynamique de l'azote. 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="5" /> » 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 90% (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 matière organique 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, des effets indirects liés à l'augmentation de matière organique 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 2 sources de N disponibles pour les plantes. Pour les MAFOR plus facilement minéralisables, la part directe est plus importante, pour les MAFOR dont la matière organique est plus stabilisée, c'est la part indirecte qui devient prépondérante, les flux totaux pouvant être du même ordre de grandeur.

<footnote n="5">⁵ « 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>
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 le 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 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) (voir chapitre 4.7).

Les effets agronomiques et environnementaux liés à l'azote pour les différents types de MAFOR sont résumés dans le tableau 3-1-4.

<table><caption>Tableau 3-1-4. Bilan</caption><thead><tr><th>Mafor</th><th>Valeur fertilisante N</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></tr></thead><tbody><tr><td>Lisiers (porc ou bovin)</td><td>+++</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td></tr><tr><td>Fumier</td><td>-/+→++</td><td>+</td><td>+++</td><td>++</td></tr><tr><td>Fientes</td><td>+++</td><td>+</td><td>++</td><td>++</td></tr><tr><td>Compost d'effluent d'élevage</td><td>+→++</td><td>+</td><td>+</td><td></td></tr><tr><td>Boues brutes</td><td>+++</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td></tr><tr><td>Boues compostées</td><td>+→++</td><td>+</td><td>++/+++</td><td>+</td></tr><tr><td>Boues chaulées</td><td>++</td><td>?</td><td>+++</td><td>+</td></tr><tr><td>Boues séchées thermiquement</td><td>+</td><td>?</td><td>0/ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Digestats bruts (liquides)</td><td>+++</td><td>++</td><td>++</td><td>++</td></tr><tr><td>Digestats solides</td><td>++</td><td>+</td><td>+//++</td><td>++</td></tr><tr><td>Digestats compostés</td><td>+→++</td><td>+</td><td>0/ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts DV</td><td>ε→++</td><td>0</td><td>?</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts Biodéchets</td><td>ε→++</td><td>+</td><td>ε</td><td>+</td></tr><tr><td>Composts OM</td><td>+→++</td><td>+</td><td>+</td><td>+</td></tr><tr><td>Cendres biomasse</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr></tbody></table>
### 3.1.2. Accumulation et pertes influençant la valeur fertilisante phosphatée

Alain Mollier et Christian Morel

**Introduction : contexte et quelques rappels sur le phosphore (P)**

Le phosphore est un élément nutritif essentiel à la vie et non substituable (Raghothama, 1999). C'est le deuxième macroélément limitant la croissance des plantes après l'azote. Les végétaux contiennent en moyenne 5 g P / kg de matière sèche. Le phosphore est impliqué dans de nombreux processus métaboliques tels que la photosynthèse, la respiration, les transferts d'énergie et la synthèse des acides nucléiques et rentre dans la composition de structures comme les phospholipides (Vance *et al.*, 2003). Malgré son importance pour la croissance et le métabolisme des plantes, le phosphore est l'élément nutritif majeur le moins accessible et souvent limitant de la production en raison de sa faible disponibilité dans les sols. Bien que les sols contiennent des quantités importantes de P (de 300 à 9 000 kg P par hectare dans l'horizon 0-0,25 m), la biodisponibilité de cet élément pour les plantes est limitée du fait de ses fortes interactions physico-chimiques avec la phase solide du sol.

A la fin du XIXème et début du XXème, nombre de sols étaient, en France, déficients en phosphore suite à des siècles de culture et de bilan déficitaire. L'emploi des engrais phosphatés a permis d'augmenter le rendement agricole et ensuite de maintenir la production agricole à un niveau optimal (Cordell *et al.*, 2009). Pour lever les limitations par le P, l'application d'engrais P minéral fabriqués à partir de roches sédimentaires est une pratique agronomique qui s'est développée au début du XXème siècle. L'agriculture mondiale est devenue fortement dépendante des engrais de synthèse au cours des dernières décennies (Cordell *et al.*, 2009) : les apports d'engrais phosphatés (P) ont été multipliés par 3,5, à l'échelle mondiale entre 1960 et 1995 (Tilman *et al.*, 2002). Ce recours massif aux engrais P notamment a contribué à l'augmentation très forte de la productivité agricole en conditions occidentales notamment, illustrée par un doublement de la production mondiale de céréales entre 1960 et 2000 (Tilman *et al.*, 2002). D'un point de vue environnemental, le phosphore est un facteur déclencheur de l'eutrophisation des écosystèmes aquatiques, terrestres, du littoral voir océanique ("dead zones"). Ainsi d'un point de vue agronomique, la gestion de la fertilisation P des cultures vise à optimiser la production végétale tout en limitant les pertes vers l'environnement.

**Le phosphore est une ressource non renouvelable** extrait des roches sédimentaires. La France, mais aussi quasiment toute l'Europe, n'a pas de gisements sédimentaires de phosphates naturels, minerai généralement constitué d'un mélange de carbonates et de phosphate apatitique, sur son territoire. Les gisements de phosphates naturels constituent la matière première à partir de laquelle sont fabriqués tous les engrais phosphatés. C'est une ressource fossile présente sur terre en quantités finies dont la formation a nécessité plusieurs centaines de milliers d'années. L'Union Européenne dépend à 95 % de l'importation pour ses phosphates qui sont utilisés principalement en engrais et en alimentation animale Richards et Dawsin, 2008) (Figure 3-1-7).

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>**Figure 3-1-7.** Flux de phosphore (kt/an de P) estimés dans l'Europe des 27 en 2006 d'après Richards et Dawson, 2008.</figcaption></figure>
Compte tenu de l'augmentation de la demande associée à la démographie mondiale, au changement de régimes alimentaires et à la production de biomasse non alimentaire, le monde s'acheminé vers un pic d'exploitation et de production des phosphates, comparable à celui de l'exploitation des hydrocarbures. A partir d'une estimation des réserves mondiales et de diverses considérations notamment sur le coût d'exploitation et l'évolution de la demande associée à l'augmentation de la population mondiale, Cordell et al. (2009) ont estimé que ce pic arriverait vers 2035. Ensuite, s'ensuivrait une lente mais constante diminution de la production mondiale de phosphates pendant plusieurs siècles. Même si il n'y a pas consensus sur la période de ce pic, tous les auteurs s'accordent sur ces scénarios.

Une autre donnée importante concernant la ressource en phosphates est qu'elle est très inégalement distribuée à l'échelle globale. Environ 85 % des réserves minières en phosphates sont contrôlées par cinq pays, dont les principaux acteurs sont le Maroc, la Chine et les USA et dans une moindre mesure l'Afrique du Sud et la Jordanie (USGS, 2010). Cette répartition des ressources phosphatées pourrait être à l'origine de tensions géopolitiques dans le futur. Il faut s'attendre à une hausse du prix des engrais minéraux phosphatés. Si le phosphate venait à manquer, les prix alimentaires exploseraient, et avec eux le nombre d'affamés. D'ores et déjà, l'inégale répartition de cette ressource a entraîné des tensions géopolitiques et sociales avec par exemple une augmentation temporaire de 800% du prix des phosphates en 2008.

L'agriculture française exporte chaque année des sols de l'ordre de 620 kt P/an (Senthilkumar et al, 2012 ; Nesme et al, 2012). Le total des entrées de phosphore dans les sols agricoles s'élève à 762 kt P/an apportées à 40 % sous forme de déjections animales (310 kt P/an), 37 % sous forme d'engrais (286 kt P/an), 14 % sous forme résidus de culture (112 kt P/an), 7 % sous forme de boues (24 kt P/an) et de composts urbains (30 kt P/an). D'après ces auteurs, 30 kt P/an sous forme de déchets municipaux incinérés puis enfouis et 16 kt P/an sous forme de boues de STEP incinérées puis enfouies pourraient être recyclés vers les sols. A ces quantités se rajouteraient le P issu des eaux usées qui pourraient être mieux recyclées en améliorant les processus d'épuration des eaux, mais cette fraction est difficile à quantifier (Senthilkumar et al., 2014). Entre 1988 et 2010 à l'échelle de la France, les apports de P en agriculture ont baissé de 48%. Les apports moyens de P par ha de surface fertilisable sont passés de 33,7 kg P/ha à 19,5 kg P/ha (-42%) (Eveillard et Bortoletto, 2011). Comme le montre la Figure 3-1-8, cette diminution des apports de P est liée à une diminution très forte des apports de fertilisants minéraux P par unité de surface fertilisable (de 22,1 kg P/ha en 1988 à 6,8 kg P/ha en 2010 soit -69 %). Les apports de P d'origine animale ont diminué de 7 %. Cette baisse est liée à une légère réduction des effectifs d'animaux d'élevage, particulièrement des ruminants et volailles d'élevage. Les apports de P d'origine animale exprimés par unité de surface fertilisable sont quasiment stables (11,8 kg P/ha). Depuis 2005, il y a une augmentation des apports de P issu de boues de station d'épuration, écumes de sucrerie, composts (boues, ordures ménagères résiduelles et déchets verts), poudre de viandes, vinasse de betterave et importation de fientes, fumiers et composts (0,9 kg P/ha en 2010).

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>**Figure 3-1-8.** Evolution entre 1988 et 2010 des quantités et des sources de P utilisées comme fertilisant dans les parcelles agricoles (adapté d'après les sources UNIFA).</figcaption></figure>
Cependant les « pertes » (transferts vers les eaux, enfouissement) de P restent importantes (Senthilkumar et al., 2012). Elles représentent 137,5 k P an⁻¹, soit l'équivalent de 48 % des importations nettes de fertilisants en France. L'efficience de la chaîne alimentaire est extrêmement faible puisque sur les 780 kt P an⁻¹ apportés au sol (engrais + effluents d'élevage + composts) seulement 78 kt P an⁻¹ sont contenus dans les produits alimentaires effectivement consommés en France. Les pertes via les déchets alimentaires sont importantes puisque environ 50 % du P contenu dans les produits alimentaires commercialisés se retrouvent dans les déchets ménagers. Enfin, le recyclage du P contenu dans les déchets est modeste (40 % pour les déchets municipaux, 30 % pour les eaux usées) (Senthilkumar et al., 2012).

Les MAFOR contiennent entre autre les nutriments nécessaires à la production agricole comme l'azote (N), le phosphore (P) et le potassium (K), éléments majeurs de la production agricole et représentent donc une valeur financière potentielle élevée. Par exemple, Bodet et al. (2001) chiffraient la valeur économique du gisement de NPK de l'élevage français à plus d'un milliard d'euros par an.

## Aspects réglementaires

Du point de vu de la réglementation, les amendements organiques, les teneurs en phosphore ne doivent pas dépasser 3 % de P₂O₅ sur la masse brute (norme NFU 44-095).

La réglementation autorise l'épandage de boues urbaines à raison de 30 t MS ha⁻¹ tous les dix ans à la condition de ne pas dépasser les valeurs limites de teneurs et de flux d'éléments traces potentiellement toxiques. Si on considère que la teneur moyenne du phosphore dans ces MAFOR est de 25 g P (kg MS)⁻¹, 30 tonnes MS représentent un apport cumulé sur 10 ans de 750 kg P ha⁻¹ alors que dans le même temps l'exportation moyenne de phosphore dans les produits récoltés n'atteint pas plus de 300 kg P ha⁻¹ (en considérant des rendements de 10 tonnes de grain par hectare et par an contenant 3 g P (kg MS)⁻¹. Donc, en se basant sur le seuil haut réglementaire, l'épandage de boues de stations d'épurations urbaines conduit à une accumulation importante de phosphore dans les sols. Cette accumulation est un facteur de risque pour les eaux de surface puisque le transfert de ce phosphore diffus agricole vers les eaux de surface contribue, avec les rejets ponctuels d'origine urbaine, industrielle et agricole, à augmenter la concentration des phosphates dans les eaux de surface et déclencher leur dégradation par le processus d'eutrophisation (Pellerin et al., 2005).

Il en va de même pour d'autres formes de MAFOR comme les fumiers. En Angleterre par exemple, le Code des Bonnes Pratiques Agricoles (COGAP Code of Good Agricultural Practice for the Protection of Water, HMSO, London, 1991) recommande un apport annuel maximum de 250 kg N /ha/an sous forme de fumier, ce qui conduit à apporter en moyenne 75 kg P/ha/an, c'est-à-dire 2-3 fois les besoins des cultures. En France c'est 170 kg N « organique » avec la possibilité de fertiliser aussi avec un engrais minéral phosphaté.

## Bilan et limites à l'usage des MAFOR

Alors que les réserves mondiales s'épuisent, il devient nécessaire/obligatoire de recycler le phosphore et de réduire ses pertes. Sur le long terme, il n'y a pas d'autre alternative que de recycler cette ressource (Schröder et al., 2010 ; Bergès, 2013 ; Pellerin et al., 2005).

Les verrous pour l'expansion de l'utilisation des MAFOR comme fertilisant P sont le manque de données sur leur valeur fertilisante en fonction des produits et des contextes pour raisonner leur épandage en agriculture, les incertitudes sur leurs impacts environnementaux

## Corpus bibliographique utilisé

### Construction du corpus

Notre démarche pour la constitution du corpus pour traiter de la valeur fertilisante en P des MAFOR et les risques de fuites vers l'environnement a consisté à croiser 5 requêtes:

1. Liste exhaustive de MAFOR commune à l'ensemble des experts

2. Liste générique en référence au phosphore

3. Liste de composantes agronomiques par rapport aux cultures, agrosystèmes

4. Liste en référence au transfert sol-plante, prélèvement, valeur fertilisante

5. Liste en référence au domaine, milieu d'étude

En excluant des mots-clefs qui collectent des références traitant de milieux ou d'objets hors ESCo.

→ le corpus contenait environ 600 références dont environ 150 ACL + 53 reviews ont été retenues.
## Description du corpus analysé

### Répartition par année du corpus de base (3226 références)

On note depuis le début des années 90 une augmentation quasi constante du nombre d'articles sur le sujet.

<figure><img src="image_13.png" /></figure>

### Contexte géographique :

Les ACL sont principalement produits par les USA-Canada; l'Europe occidentale, et les pays où les problèmes de recyclage et de production agricole sont prégnants (Inde, Nouvelle Zélande...)

<table><thead><tr><td>Countries/Territories</td><td>records</td><td>% of 3212</td></tr></thead><tbody><tr><td>USA</td><td>768</td><td>23.91</td></tr><tr><td>INDIA</td><td>384</td><td>11.955</td></tr><tr><td>CANADA</td><td>254</td><td>7.908</td></tr><tr><td>AUSTRALIA</td><td>241</td><td>7.503</td></tr><tr><td>BRAZIL</td><td>217</td><td>6.756</td></tr><tr><td>PEOPLES R CHINA</td><td>191</td><td>5.946</td></tr><tr><td>GERMANY</td><td>164</td><td>5.106</td></tr><tr><td>SPAIN</td><td>125</td><td>3.892</td></tr><tr><td>ENGLAND</td><td>112</td><td>3.487</td></tr><tr><td>JAPAN</td><td>105</td><td>3.269</td></tr><tr><td>NEW ZEALAND</td><td>103</td><td>3.207</td></tr><tr><td>NETHERLANDS</td><td>83</td><td>2.584</td></tr><tr><td>KENYA</td><td>68</td><td>2.117</td></tr><tr><td>FRANCE</td><td>67</td><td>2.086</td></tr><tr><td>ITALY</td><td>58</td><td>1.806</td></tr><tr><td>SWEDEN</td><td>53</td><td>1.65</td></tr><tr><td>NIGERIA</td><td>45</td><td>1.401</td></tr><tr><td>FINLAND</td><td>44</td><td>1.37</td></tr><tr><td>SWITZERLAND</td><td>38</td><td>1.183</td></tr><tr><td>DENMARK</td><td>36</td><td>1.121</td></tr><tr><td>NORWAY</td><td>35</td><td>1.09</td></tr><tr><td>PAKISTAN</td><td>34</td><td>1.059</td></tr><tr><td>IRAN</td><td>33</td><td>1.027</td></tr></tbody></table>

### Principaux objets des travaux:

* L'ensemble des MAFOR identifiés semblent être présents dans le corpus (lisiers, fumiers, composts, effluents d'élevage, eaux usées de STEP)+(résidus de culture)+(cendres, biochars)+(struvite et autres formes précipitées).

* Données sur leur composition CNP généralement disponible

* Les milieux étudiés concernent principalement les grandes cultures

* La valeur fertilisante P est évaluée soit au laboratoire, soit au champ à court et long terme généralement en référence à une fertilisation minérale NPK. Pas/peu de travaux dédiés spécifiquement à P pour évaluer la valeur fertilisante P (raisonnement des traitements par rapport à la teneur en N conformément à la réglementation qui concerne N)

* Beaucoup de travaux sur les fuites vers l'environnement de P (problématique majeur pour l'usage des MAFOR).

* Beaucoup de travaux sur les effets indirects des modifications des propriétés physico-chimiques et biologiques des sols associées à l'usage des MAFOR et leurs conséquences sur la nutrition P des cultures et les fuites vers l'environnement.
A la lecture approfondie des articles initialement sélectionnés, il s'est avéré que:

De nombreux travaux sur l'utilisation des MAFOR avaient été conduits en dehors des zones tempérées, dans des milieux où la production est généralement limitée par la disponibilité en P des sols, où l'accès aux engrais P minéraux est limité tandis que des sources de MAFOR sont disponibles (zones tropicales et sub-tropicales, Chine). Pour l'ESCo, nous avons retenus les données sur la typologie des MAFOR de ces articles. Concernant les résultats sur les valeurs fertilisantes qui sont difficilement transposables au contexte Européen, nous avons mentionné l'origine géographique de ces résultats.

L'analyse des résultats mentionnés dans les articles de type review a nécessité de lire les articles sources. Ceux-ci ont été rajoutés dans le corpus et cités dans la liste bibliographique.

Parallèlement, ce corpus est complété par de la littérature grise (articles dans congrès internationaux et nationaux; thèses de doctorat d'université; documents ADEME; revue agriculture et environnement INRA; livres (cycles biogéochimiques Acad Sciences); CR Acad. Agriculture...). Ils représentent environ une dizaine de références sélectionnées sur notre expertise du sujet, la qualité des organismes qui ont conduit ces études. Ils apportent en plus de la littérature académique des bases de données détaillées obtenues dans des contextes agricoles Français ou similaires. Ils permettent ainsi d'étayer les tendances observées dans la littérature académique.

### 3.1.2.1. Le cycle du phosphore dans les écosystèmes cultivés

Une représentation générale du cycle biogéochimique du phosphore est proposée dans la Figure 3-1-9 d'après Morel (2009).

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>**Figure 3-1-9.** Représentation générale des flux et des stocks de phosphore engagés dans le fonctionnement du cycle du phosphore à l'échelle d'un écosystème cultivé.</figcaption></figure>

Les chiffres sont donnés à titre d'exemple. Il s'agit d'ordres de grandeur des stocks (en kg P ha⁻¹) et des flux de P (en kg P ha⁻¹ an⁻¹) pour des parcelles labourées et cultivées de longue date sous grandes cultures en climat tempéré. L'apport de P sous forme d'engrais minéraux correspond à la livraison nationale lors de la campagne 2004-2005 (Eveillard, et Bortoletto, 2011).

Cette représentation du cycle biogéochimique du P dans les écosystèmes cultivés intègre l'ensemble des stocks de P dans le sol, des réactions de transformation et des flux de P impliqués dans sa circulation entre les différentes composantes de l'écosystème. Les intrants (I) peuvent être des engrais minéraux ou des produits résiduaires de ferme (fumiers, fientes, lisiers...), des produits résiduaires organiques d'origine urbaine (boues de stations d'épuration, composts...) ou bien encore des dépôts atmosphériques (DA). Les sorties sont les exportations dans les produits récoltés (Pexp), les pertes par migration en profondeur (Mp), par ruissellement et érosion (RER) et écoulement latéral hypodermique (EH). Le nombre et l'intensité des différents flux d'entrées et de sorties, des stocks et de leur transformation qui interviennent dans le fonctionnement du cycle varient suivant le type de sol, son mode d'occupation et les pratiques agricoles.
Les chiffres mentionnés dans la Figure 3-1-8 correspondent à des valeurs moyennes, établies à partir de la littérature (Eveillard, et Bortoletto, 2011), pour des parcelles cultivées sous grande culture, labourées et fertilisées de longue date dans une région à climat tempéré. Les valeurs seraient notablement différentes pour d'autres contextes que ce soit des écosystèmes prairiaux (Stroia, 2007 ; Oberson et al., 1999) ou forestiers (Augusto et al., 2011). Pour ce qui concerne le contexte spécifique de la Figure 3-1-8, le flux annuel, quantitativement le plus important, est le prélèvement de P qui représente de l'ordre de 30 kg P ha⁻¹ dont environ 20 kg P ha⁻¹ sont exportés hors de la parcelle avec les 6-7 t ha⁻¹ de grains récoltés. Parmi les autres flux potentiels de sortie Figurent les pertes par transfert latéral liées au processus d'érosion, de ruissellement et d'écoulement de subsurface ainsi que les pertes par transfert vertical ou lixiviation. Sauf cas particuliers, ils représentent en général moins de quelques centaines de grammes de P par hectare et par an et peuvent être considérés en première analyse comme des flux qui interviennent de manière non significative dans le fonctionnement du cycle. Certains de ces flux peuvent néanmoins devenir parfois très élevés. Par exemple pour les parcelles recevant des doses massives d'effluents d'élevage, les transferts de P par érosion et ruissellement peuvent devenir significatifs et du même ordre de grandeur voire très supérieure à la sortie de P dans les produits récoltés (Pellerin et al, 2005).

Le flux majeur conditionnant la circulation de P au sein de l'écosystème cultivé est généralement le passage du P du sol vers la culture. Ce flux est sous le contrôle de nombreux mécanismes physico-chimiques et biologiques qui déterminent la biodisponibilité du P dans les sols. Le P est prélevé par les racines des plantes dans la solution du sol à l'état ionique dissous (HPO₄²⁻ ou H₂PO₄⁻). Bien que les sols contiennent des quantités importantes de P (de 300 à 9 000 kg P par hectare dans l'horizon 0-0,25 m), la biodisponibilité de cet élément pour les organismes vivants, les plantes en particulier, est limitée du fait de ses fortes interactions physico-chimiques avec la phase solide du sol. Le compartiment central est la solution de sol car c'est par son intermédiaire qu'ont lieu les échanges entre le sol et les organismes vivants. La quantité de P contenue dans la solution de sol est cependant faible: entre 0,05 et 2 mg L⁻¹ de P, ce qui représente entre 0,04 et 1,6 kg P par hectare (pour une teneur en eau volumique de 0,33 m³ m⁻³). La plus grande partie du P est liée à la phase solide, sous forme minérale ou organique: ions phosphates sorbés à la surface de constituants du sol, P entrant dans la constitution de minéraux phosphatés tels que les phosphates de fer, d'aluminium ou de calcium, P entrant dans la constitution de molécules organiques tels que les inositols hexaphosphates par exemple. La biodisponibilité du P est de ce fait fortement contrôlée par les échanges de P intervenant entre ces compartiments et la solution du sol *via* des transformations de type physico-chimique d'adsorption/désorption ou complexation avec certains constituants du sol (argiles, oxyhydroxydes de fer et d'aluminium, matière organique, carbonates), de diffusion intra-particulaire, de précipitation/dissolution des minéraux phosphatés ou de type biologique de minéralisation/organisation (Hinsinger, 2001 ; Shen et al., 2011).

Comme pour la minéralisation de l'azote organique, la minéralisation du P organique est réalisée par les microorganismes du sol, et la vitesse et le mode de minéralisation sont régulés par les conditions environnementales et la qualité des produits organiques. Les variations de l'humidité du sol et de la température influencent l'activité microbienne et donc sont susceptibles d'affecter la minéralisation du P. La minéralisation nette du P (P libéré de la matière organique) est généralement corrélée positivement à la teneur en P des produits et négativement corrélée au rapport C/P (Hundal, et al., 1987), la teneur en lignine ou le rapport lignine/P (Lupwayi et al., 2007 ; Lupwayi et Haque, 1999).

### 3.1.2.2. La fertilisation phosphatée des plantes de grandes cultures

La fertilisation phosphatée a pour objectif de compléter l'offre du sol en phosphore phytodisponible et de remplacer les sorties de P dans les organes récoltés et exportés (rendement en grains ou autres et, éventuellement les résidus de culture lorsqu'ils ne sont pas restitués. Le raisonnement de la fertilisation phosphatée des plantes de grandes cultures est essentiellement basé sur deux types de connaissances :

- des courbes de réponses mettant en relation un indice de rendement avec la teneur de P phytodisponible du sol (Morel et al., 1992 ; Hilton et al., 2010 ; Denoroy et al., 2010); Les courbes de réponse permettent d'établir des seuils analytiques au-delà desquelles soit il n'y pas d'augmentation de rendement soit il y a une perte de rendement.

- des relations décrivant l'évolution sur plusieurs décennies de la teneur de P phytodisponible dans le sol en fonction du bilan cumulé entre le P apporté et celui exporté hors de la parcelle par les organes récoltés (Boniface et Trocme, 1988 ; Messiga et al., 2010). Pour un sol donné, cette relation dépend de la méthode utilisée pour
quantifier l'offre du sol phosphore phytodisponible. Pour une méthode donnée, elle dépend du type de sol. Avec l'extraction Olsen, la proportion du bilan recouvré à l'analyse varie entre 5 et 15% suivant le pouvoir fixateur du sol (Boniface et Trocme, 1988).

Quand le sol contient suffisamment de phosphore phytodisponible, on peut faire une impasse de fertilisation dont la durée est proportionnelle à l'écart entre la teneur mesurée et le seuil d'impasse. Dans de nombreux essais de longue durée conduits sur la fertilisation phosphatée cette durée d'impasse était de plusieurs dizaines d'années (Martinez, 1990 #5934). L'essentiel des connaissances acquises pour raisonner la fertilisation phosphatée des cultures à partir de l'interprétation des analyses du P phytodisponible du sol sont désormais intégrées dans un logiciel appelé REGIFERT, pour références REGlonales et FERTilisation raisonnée (Denoroy et al., 2004). Les principales évolutions des deux dernières décennies ont été : i) de remettre en cause le dogme de l'effet « vieille graisse » (Gachon, 1977) avec pour conséquence l'abandon des notions d'entretien et de correction qui s'y rattachait. ii) d'utiliser l'extraction Olsen comme méthode d'analyse chimique du P du sol (Fardeau et al., 1988) ; iii) de reconsidérer les teneurs en P des organes récoltés (Table-plaquette du COMIFER). Ces évolutions du raisonnement de la fertilisation phosphatée des grandes cultures ont conduit à réduire la fumure. Ainsi, les préconisations de fumure avec REGIFERT sont inférieures de moitié à celles des anciens systèmes de prescription (Pellerin et al., 2000).

Des avancées dans la caractérisation de la quantité de phosphore phytodisponible du sol couplée à la
modélisation quantitative pourraient permettre d'aff propriétés des iner encore le conseil de fertilisation. Un point
faible du raisonnement porte sur l'analyse de terre. Une extraction chimique, quelle qu'elle soit, est insuffisante
pour rendre compte et expliquer la variabilité expérimentale des courbes « diagnostic » d'un ensemble de
dispositifs de longue durée (Messiga et al., 2010). Un réactif chimique (ou même plusieurs mélangés) ne peuvent
rendre compte du fonctionnement de la racine, des mécanismes mis en œuvre pour absorber les ions phosphate
et de leurs cinétiques. En utilisant une approche mécaniste hiérarchisée pour quantifier le P disponible du sol, qui
chiffre les ions phosphate dissous et ceux susceptibles d'équilibrer au cours du temps la solution sous l'effet d'un
gradient de concentration, Denoroy et al. (2010) ont obtenu une amélioration de la capacité explicative du
comportement des cultures avec une courbe « diagnostic » indépendante du site.

3.1.2.3. Teneur et spéciation du phosphore dans les MAFOR et éléments majeurs associés

Les MAFOR contiennent des éléments fertilisants (N, P, K, oligoéléments) nécessaires à la croissance et au développement des plantes cultivées ainsi que des éléments ayant une valeur amendante (C, Ca, Mg) qui améliore les propriétés physiques, chimiques et biologiques des sols.

Comme pour l'azote la valeur fertilisante P d'une MAFOR correspond au P issu de l'apport de cette MAFOR qui est ou va être disponible sous une forme de P minérale (HPO4²⁻ ou H2PO4⁻) susceptible d'être prélevée par les racines d'une culture. Ces ions phosphates peuvent être initialement présents dans la MAFOR, soit provenir de la minéralisation du P organique de la MAFOR, soit être issus de la mobilisation de P minéral et/ou organique du sol induite par des effets indirects de la MAFOR sur les propriétés biogéochimiques du sol (modification du pH, apport de C et N, apport ions...). L'apport de P par la MAFOR peut donc contribuer au prélèvement par la culture, à augmenter le stock de P du sol et être ainsi soumis aux différents flux du cycle biogéochimique du P (voir Figure 3-1-9).

Le premier déterminant de la valeur fertilisante P de la MAFOR est donc sa teneur en P. La teneur en P total des MAFOR est généralement déterminée sur des échantillons séchés et calcinés, puis minéralisés par attaque acide (0.5 M H₂SO₄). Le phosphore est alors dosé par colorimétrie ou spectrométrie par torche à plasma (ICP). **La teneur en P total** ne renseigne pas sur les formes de P qui composent le produit et donc pas sur la biodisponibilité en P de ces produits.

Dans la littérature, différentes méthodes d'ex extractions séquentielles utilisées sur les sols ont été adaptées pour les MAFOR. Par l'utilisation d'extractants chimiques variables, différentes fractions de P sont extraites et analysées. Des méthodes visent à séparer le P en 4 fractions: les phospholipides, P inorganique, P organique soluble en milieu acide et le P "résiduel" (Barnett, 1994 ; Peperzak, et al., 1959). Plus récemment, la méthode de fractionnement chimique développée par Hedley et al. (1982) a été adaptée et modifiée pour les fumiers (Sharpley et Moyer, 2000). Dans cette approche le P est extrait à l'eau (ou par une résine), au carbonate de
sodium (NaHCO₃), à la soude (NaOH ou NaOH-EDTA, Bowman et Moir, 1993) et à l'acide HCl ou H₂SO₄, (Saunders et Williams, 1955). Le P organique dans chaque extrait est estimé par différence entre le P total (Pt) et le P inorganique (Pi).

La technique de spectroscopie par résonance magnétique nucléaire (RMN) du ³¹P permet de renseigner sur la spéciation du P (Cade-Menun, 2005). Cette méthode semi-quantitative permet d'identifier les espèces chimiques suivantes du P dans l'échantillon : P sous forme inorganique : orthophosphates, polyphosphates, pyrophosphate, phosphonates et phosphates précipités ; P organique: orthophosphate monoester (inositol phosphates, sucres phosphatés, les mononucléotides, ATP), orthophosphates diesters (phospholipides, ARN, ADN, acide techoïde). Une limite de la méthode est qu'elle nécessite une extraction généralement à la soude (NaOH) qui peut hydrolyser une partie du P organique.

Des méthodes par hydrolyse enzymatique permettent également de renseigner sur la composition du P organique. L'utilisation de différentes enzymes permet de classer les composés du P organique en différents groupes. Par exemple, la phosphatase acide ou alcaline hydrolyse les orthophosphates monoesters en général, tandis que la phytase hydrolyse spécifiquement une orthophosphate monoester, l'acide phytique (myo-inositol hexakisphosphate) (He et al., 2004 ; Turner et al., 2002 ; Toor et al., 2003).

## Teneur totale

Le Tableau 3-1-5 présente une synthèse bibliographique de l'ordre de grandeur de la teneur en P, en C et en N des MAFOR. La teneur en P des produits de recyclage issus du traitement de lisier, d'eaux usées, d'effluents agroalimentaires est la plus élevée des MAFOR bien qu'inférieure aux engrais. La teneur la plus faible est 100 fois plus faible que celle du TSP et du DAP.

<table><caption>**Tableau 3-1-5.** Ordre de grandeur des teneurs en P, C, N (en g/kg MS) suivant les MAFOR en comparaison des engrais</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>teneur P</th><th>teneur C</th><th>teneur N</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>Engrais TSP</td><td>197</td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>Engrais DAP</td><td>210</td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>Engrais phosphate naturel</td><td>118</td><td></td><td></td></tr><tr><td>MOYENNE</td><td>Produits de recyclage</td><td>115</td><td>nd</td><td>41</td></tr><tr><td>MOYENNE</td><td>Cendres</td><td>63</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>MOYENNE</td><td>Boue de STEP</td><td>19</td><td>311</td><td>28</td></tr><tr><td>MOYENNE</td><td>effluents d'élevage</td><td>10</td><td>271</td><td>27</td></tr><tr><td>Moyenne</td><td>Déchets de homard</td><td>9</td><td>157</td><td>11</td></tr><tr><td>MOYENNE</td><td>Composts</td><td>6</td><td>279</td><td>21</td></tr><tr><td>Moyenne</td><td>résidus de la transformation de pomme de terre</td><td>2</td><td>338</td><td>11</td></tr></tbody></table>

En fonction de cette composition chimique, les épandages de MAFOR apportent donc aux sols des quantités d'éléments très différentes. Les engrais n'apportent en général que du P alors que pour un même apport de P, les MAFOR apportent des quantités de C et de N extrêmement variables. Le tableau 3-1-6 donne des exemples d'apport en C et N correspondant à une fertilisation phosphatée annuelle de 30 kg P/ha (correspondant à ~70 kg P2O5/ha).

<table><caption>**Tableau 3-1-6.** Apports en C et N (en kg/ha) correspondant à une fertilisation phosphatée annuelle de 30 kg P/ha avec différents MAFOR</caption><thead><tr><th></th><th>C apporté</th><th>N apporté</th></tr></thead><tbody><tr><td>Produits de recyclage</td><td>nd</td><td>11</td></tr><tr><td>Cendres</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>Boue de step</td><td>497</td><td>45</td></tr><tr><td>effluents d'élevage</td><td>790</td><td>79</td></tr><tr><td>Déchets de homard</td><td>565</td><td>39</td></tr><tr><td>Composts</td><td>1397</td><td>106</td></tr><tr><td>résidus de la transformation de pomme de terre</td><td>6457</td><td>210</td></tr></tbody></table>

De même, si l'épandage de MAFOR est raisonné sur le C ou l'N, un même apport de C (ou de N) se traduira par des flux de phosphore parfois inférieurs, équivalents ou souvent très supérieurs aux besoins des cultures.
Formes du phosphore

Alors que les engrais contiennent en général une seule forme de phosphore, le phosphate monocalcique (Ca(H<sub>2</sub>PO<sub>4</sub>)<sub>2</sub>) pour le triplesuper phosphate (TSP), le diammonium phosphate (NH<sub>4</sub>)<sub>2</sub>HPO<sub>4</sub>) pour le DAP, le phosphate apatitique extrêmement insoluble des phosphates naturels, le phosphore est présent dans les MAFOR sous différentes formes. La caractérisation de toutes ces formes est délicate en raison de la multitude des combinaisons organo-minérales dans lesquelles le groupement phosphate peut être associé. Il n'existe pas de méthodes d'analyses qui permettent d'identifier et de quantifier précisément et complètement la multitude des composés présents dans les MAFOR.

Dans les cendres et les produits de recyclage le P est présent sous formes phosphates inorganiques. Suivant les procédés d'obtention, le P présent dans les cendres est sous forme de phosphates de calcium insoluble comme la chloroapatite, de phosphates de magnésium comme la farringtonite et des phosphate de calcium et de magnésium comme la standfieldite (Nanzer et al., 2012). Dans les produits de recyclage extraits d'eaux usées domestiques, de lisiers, d'urine, d'effluents d'élevage, par différents du traitement (acidification puis ajout de MgO ; ajout de carbonates), le phosphore précipite sous forme de minéraux plus ou moins bien cristallisés comparables à de la struvite (Massey et al., 2009 ; Cabeza et al., 2011 ; Antonini et al., 2012 ; Capdevielle et al., 2013), de la dittmarite (Massey et al., 2009) et/ou différentes formes de phosphates calciques allant jusqu'à l'hydroxyapatite (Massey et al., 2009 ; Cabeza et al., 2011 ; Manas et al., 2012a ; Manas et al., 2012b).

Dans les MAFOR telles que les boues de STEP, les composts urbains et les effluents d'élevage, le phosphore est présent sous des formes minérales et organiques. Bien que les formes varient en fonction de la nature du MAFOR et des procédés de traitement, on peut signaler que :

- Les formes minérales sont très majoritaires. Par exemple, pour un ensemble de 74 boues de stations d'épuration urbaines la proportion moyenne de P présent sous forme inorganique est de 82% avec des valeurs comprises entre 56% pour une boue biologique et 100% pour une boue biologique, digérée puis traitée thermiquement (Guivarch et Morel, 2001).

- Une fraction minoritaire du phosphore est sous forme organique. Toujours en considérant l'exemple précédent des boues de stations d'épuration urbaines, la teneur moyenne du P présent sous forme organique est de 18%.

Des proportions similaires ont également été observées dans différents types de composts (Traore et al., 1999 ; Frossard et al., 2002).

Les formes minérales et organiques varient en fonction de la nature du MAFOR et des procédés de traitement. Le phosphore est présent soit en solution, soit associé aux constituants solides du MAFOR. La filière de traitement des eaux usées domestiques et des boues dans les stations d'épuration urbaines modifie considérablement la solubilité du P de la boue (Guivarch et Morel, 2001). La proportion de P en solution varie d'un facteur proche de 10 000 entre des boues biologiques non traitées et des boues traitées aux sels de fer ou d'aluminium et/ou chaulées (Figure 3-1-10). Dans le même temps la mobilité des ions phosphates associés à la phase solide de la boue augmente avec l'insolubilisation du P montrant toute l'efficacité des traitements mis en œuvre pour « piéger » des ions phosphates par ajout de réactifs comme les sels de fer, d'aluminium et de carbonates de calcium (Sommelier et al., 1996). Les ions phosphate sont adsorbés sur des sites de réaction des carbonates de calcium et des oxihydroxides de fer et d'aluminium voire précipités sous formes de minéraux phosphatés plus ou moins bien cristallisés, comme des phosphates calciques ( brushite, phosphate tricalcique, octocalcique et apatitique ou des phosphates de calcium amorphes) ou des phosphates de fer comme la vivianite après ajout de FeSO<sub>4</sub> (Frossard et al., 1996). Avec une déphosphatation biologique par des bactéries aérobies du genre Acinetobacter qui, en conditions d'anaérobiose, peuvent stocker des quantités importantes de P sous forme de polyphosphates.
<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>**Figure 3-1-10.** Evolution de la solubilité du phosphore dans les boues de statiosn d'épuration en fonction des traitements (Guivarch et Morel, 2001).</figcaption></figure>

Symboles : ▲ **Boues produites sans apport ni de fer ni calcium** ; ■ **boues produites avec ajout de sels de fer** ;
♦ **boues produites avec ajout de calcium** ; ♦ **boues produites avec ajout de calcium et de fer** ; ♦ **boue produites avec ajout d'aluminium** ; ♦ **boues sèchée sur lit**.

Les composés organiques identifiés dans les boues sont essentiellement des esters phosphatés comme des inositols phosphates et des phospholipides (Sommelier *et al.*, 1996).

## Les digestats

Source: ADEME, 2011

**Les digestats d'origine agricole et de matières végétales:** Leurs teneurs en P total sont extrêmement variables. Elles varient de 4 à 20 g P/kg MS selon la nature et le mélange des intrants. Les teneurs les plus élevées sont observées pour des digestats issus de la méthanisation du lisier de porc et des sous-produits animaux. A l'opposé les teneurs les plus faibles sont associées à des digestats issus de la méthanisation de biodéchets et de déchets verts.

**Les digestats d'origine urbaine:** Les teneurs en P total des digestats issus de la méthanisation de boues de traitement des eaux usées BTU (21,2 g P/kg MS) sont supérieures à celles des autres substrats. Les teneurs en P sont en moyenne plus élevées dans des digestats à base de BTU ayant subi un post-traitement, à l'exception du compostage. La déshydratation, le séchage et le chaulage des BTU méthanisées présentent des teneurs en P plus élevées par rapport au compostage. Lors de la méthanisation, une partie du phosphore (1/3 environ) est solubilisée dans la fraction liquide pour ensuite former des substances minérales comme la struvite (MgNH4PO4) et le phosphate de calcium (hydroxyapatite).

## Fumiers et lisiers

### Fumiers de volaille

Les teneurs en P total des **fumiers de volaille** sont en moyenne de 14,2 g P/kg MS (ET=0.95) avec des rapports C/P=21 et C/N=8 (Slaton *et al.*, 2013).
Les teneurs en P dans les litières de volailles (14.65 g P/kg MS) sont supérieures à celles des fumiers de bétail et de chèvres (Azeez et Van Averbeke, 2010). Les C/N; C/P et N/P plus faibles dans les litières de volailles par rapport aux fumiers de bétail et de chèvres suggèrent une minéralisation plus rapide des litières de volailles, tandis que pour les autres produits ont peut s'attendre à une immobilisation.

### Fumiers de vaches laitières (dairy manure)

<table><thead><tr><th rowspan="2">Effectif n</th><th colspan="4">P total g P / kg MS</th><th rowspan="2">références</th></tr><tr><th>Valeur min</th><th>Valeur max</th><th>Moyenne</th><th>Ecart type</th></tr></thead><tbody><tr><td>13</td><td>4.1</td><td>18.3</td><td>9.1</td><td>3</td><td>He et al., 2004</td></tr><tr><td>15</td><td>6</td><td>16</td><td>9.3</td><td>3</td><td>Barnett, 1994</td></tr><tr><td>24</td><td>1.5</td><td>7.8</td><td>3.5</td><td>2</td><td>Sharpley et Moyer, 2000</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td>5.5</td><td></td><td>Sui, et al. 1999</td></tr></tbody></table>

Les teneurs en P et N des fumiers de volailles et des lisiers de porcs sont les plus élevées en moyenne, 27,8 et 32,6 g P/kg respectivement (Sharpley et al., 2004). Concernant le P, il s'agit majoritairement de P inorganique : 63 % pour le fumier de vaches laitières et 92-84 % du P total pour les lisiers de porcs et fumiers de volailles compostés ou non (Sharpley et Moyer, 2000 ; He et al., 2004) voire 100 % (He et al., 2009).

Il y a une grande diversité de composition entre les lisiers et composts, qui dépend de l'alimentation des animaux, des conditions d'élevage, du matériel utilisé pour le compostage et des conditions de stockage du fumier. Le coefficient de variation des teneurs en P et N est similaire entre les lisiers et composts (21,4 % - 18,5 %) excepté pour le fumier de vaches laitières (>50%) (Sharpley et al., 2004).

### Les biochars

La composition et les propriétés physico-chimiques des biochars dépendent des matériaux utilisés et des conditions de pyrolyse (concentration en oxygène et température) (voir table 1 de Atkinson et al. (2010) les valeurs sont incluses dans le tableau en annexe 3-1-1 de la section 3.1) 0,2 g P/kg MS biochars d'engrais verts à 73-480 g P/kg MS biochars déchets d'élevage de volaille). L'influence des produits utilisés pour la production des biochars est importante. Les biochars issus de produits d'origine animale (boues, litière d'élevage) ont des teneurs en P très supérieures à celles de biochars issus de produits végétaux (bois, résidus de culture). De plus, pour un même produit on peut observer une grande variabilité de teneur en P du biochar en fonction de l'origine du produit et du processus de fabrication.

La pyrolyse augmente la teneur en P lorsqu'elle est réalisée à des températures entre 450 et 550°C. En effet, le C se volatilise à basse température (100°C) alors que le P nécessite des températures d'au moins 700°C pour se volatiliser. Conséquences, les rapports C/P et N/P sont généralement très faibles (7 et 0,5 en moyenne respectivement) sauf pour les biochars issus de bois ou de résidus de culture qui sont pauvres en P (C/P=100-3400).

La température influence la formation des micropores associée à la déshydratation des produits. L'augmentation de la porosité conduit à multiplier par 3 les surfaces réactives et influence la rétention en eau et les interactions avec les nutriments dont le phosphore.

#### 3.1.2.4. Influence des MAFOR sur la disponibilité du P du sol pour les plantes

L'évaluation de l'efficacité du P des MAFOR a été faite en utilisant un grand nombre d'approches méthodologiques et d'indicateurs. Le principe est identique à celui de l'évaluation du P des engrais phosphaté. L'effet de l'apport d'une source de phosphore sur une grandeur donnée est exprimé en pourcents de l'effet obtenu avec le même apport fait sous une forme de référence d'engrais. Cette dernière est une forme d'engrais caractérisée par une solubilité élevée dans l'eau et le citrate d'ammonium neutre. La forme souvent utilisée comme engrais de référence est le triple superphosphate.

Les indicateurs utilisés sont variés. Schématiquement, le P apporté au sol peut affecter des indicateurs relatifs à : - la croissance et le développement de la culture ainsi que sa nutrition phosphatée. Les indicateurs utilisés sont généralement une production de biomasse, une teneur en P des organes récoltés, un prélèvement total de phosphore dans des organes récoltés. A l'aide d'une technique de marquage isotopique, l'indicateur d'efficacité peut être la part de phosphore originaire de l'apport, qui a été prélevée par la plante.
- la fraction phytodisponible du P du sol dont on a présenté auparavant la diversité des méthodes.

L'efficacité relative (ER-P%) du P apporté sous forme de MAFOR est calculée en utilisant un des indicateurs précédents et la relation suivante :

$$ER-P\% = \frac{(MAFOR testée-Contrôle non fertilisé)}{(Engrais de référence-Contrôle non fertilisé)} \quad \text{Equation 1}$$

Lorsque l'indicateur utilisé est la quantité de phosphore prélevé par la plante, l'efficacité relative est souvent appelée valeur fertilisante phosphatée (VFP%) du produit testé ou coefficient d'équivalence engrais. Cette grandeur exprime la phytodisponibilité du P du MAFOR par rapport à celle la forme d'engrais de référence.

Les conditions de l'évaluation sont également extrêmement diverses. L'idéal serait de disposer pour chaque MAFOR d'essais au champ conduits sur différents types de sol et de culture pendant plusieurs années. Pour des raisons de coût, il est impossible d'établir la VFP% dans les conditions du champ compte tenu du nombre et de la diversité des MAFOR. En France, plusieurs essais ont été mis en place SOERE-PRO Ensisheim (boues de STEP) (Morel et al., 2013), La Jaillière (Arvalis) (engrais de ferme), Qualiagro (composts), EFELE (effluents d'élevage), INRA Colmar (boue d'épuration urbaine, biodéchet, effluent d'élevage)

Pour raisonner l'apport du P des MAFOR sur grandes cultures il est indispensable de construire un référentiel, le plus complet possible, de la VFP pour un grand nombre de produits. Pour ce faire, des études en pots de culture sont réalisées avec une plante-test cultivée sur une période de 2 à 3 mois. La plante-test est cultivée sur un sol témoin (=contrôle non fertilisé), sur la même terre recevant la même dose de P, soit sous forme de MAFOR, soit avec la forme d'engrais de référence. La culture est généralement réalisée dans des conditions climatiques contrôlées en optimisant l'alimentation hydrique (de l'ordre de 70 à 80 % de la capacité au champ) et en apportant une solution nutritive contenant tous les nutriments à l'exception du phosphore afin de satisfaire les besoins de la plante. Ces études en pots de culture permettent de chiffrer la valeur fertilisante à court terme, d'identifier les produits ayant une faible valeur fertilisante pour éventuellement les étudier dans les conditions du champ afin de connaître les valeurs fertilisantes à long terme.

## Valeur fertilisante phosphatée des MAFOR dans des essais au champ.

Les essais de plein champ représentent la seule approche expérimentale fiable et pertinente pour véritablement évaluer *in situ*, et sur le moyen-long terme, la phytodisponibilité du P de MAFOR et leur valeur fertilisante phosphatée. C'est d'ailleurs l'approche qui a été privilégiée pour établir celle de différentes formes d'engrais minéraux phosphatés en fonction des sols et construire les règles de raisonnement de la fertilisation phosphatée (Boniface et Trocme, 1988 ; Morel et al., 1992 ; Gallet et al., 2003).

Des essais de longue durée ont été mis en place dans les années 70-80 pour étudier et analyser l'effet de l'épandage de MAFOR sur les rendements des cultures, la nutrition phosphatée, les modifications du statut phosphaté du sol, et en particulier la disponibilité du P, et les propriétés physico-chimiques. Les MAFOR étudiées étaient des boues floculées avec de la chaux, du sulfate d'alumine et/ou du chlorure ou sulfate ferrique (Sikora et al., 1982 ; McCoy et al., 1986 ; Sommelier et al., 1996).

Ces résultats ont été obtenus avec des apports cumulés de boues allant de 100 à 200 t de matière sèche par ha en quelques années soit des niveaux 50 à 100 fois supérieurs aux doses communément pratiquées et autorisées aujourd'hui (30 t MS ha⁻¹ pendant 10 ans). Le P apporté représentaient des doses considérables, de l'ordre de 2 000 kg P ha⁻¹ soit environ un siècle d'exportation de P par des grandes cultures cultivées en continue. Par ailleurs, les caractéristiques de ces produits ne sont pas représentatives de celles des MAFOR actuels. De telles doses induisaient aussi des modifications importantes des propriétés du sol en ajoutant du phosphore avec les MAFOR mais aussi beaucoup de carbone avec un rapport C/N relativement élevée, des sels de calcium, de fer et/ou d'aluminium dans les sols (McCoy et al., 1986 ; Sikora et al., 1982). Cette « transformation » du sol rend délicate toute analyse et interprétation des résultats puisque avec la forme de référence les propriétés du sol (à l'exception du statut phosphaté) ne sont que peu ou pas perturbées.

Pour l'analyse de la valeur fertilisante phosphatée de MAFOR, des essais au champ plus récents et représentatifs des produits et des pratiques actuelles ont été retenus. Du fait du mode de raisonnement des apports de MAFOR généralement fondés soit sur leur teneur en C ou N, l'apport de phosphore varie largement suivant le MAFOR et diffère de celui de l'engrais de référence. En ne prenant pas en compte la différence de P
apporté, l'effet d'un MAFOR sur la nutrition phosphatée ou sur un indicateur de disponibilité du P du sol pour les plantes peut évidemment être supérieur, voire très supérieur, à celui de la forme de référence apportée à une dose beaucoup plus petite. Pour prendre en considération ces écarts d'apports de P entre traitements, susceptibles d'affecter la production de biomasse et la quantité de P prélevé et exporté hors de la parcelle, l'analyse la plus appropriée consiste à comparer la variation d'un indicateur de phytodisponibilité du P dans la couche arable de sol pour un même bilan de P. Ce dernier est calculé de manière simplifiée comme la différence, cumulée après chaque année d'expérimentation, entre le P apporté et celui exporté dans les récoltes puisque les autres entrées et sorties de P sont généralement négligeables.

Par exemple, l'effet de l'épandage de boues de stations d'épuration urbaines sur des indicateurs de disponibilité du P du sol est présenté dans la Figure 3.1.2.5 pour un essai qui a duré 11 ans (Morel et al., 2013). Deux types de boues, une biologique (SS1) et une biologique chaulée (SS2), y étaient étudiés en comparaison du triple superphosphate (TSP). La couche travaillée (0-20 cm) du sol a une texture limono-argilo-sableuse, un pH de 6.0, une teneur en MO de 18,6 mg kg⁻¹ sol et une densité apparente avant préparation du sol de 1,6 g cm⁻³. Le stock de phosphore phytodisponible a été évalué, sur des échantillons prélevés pratiquement tous les ans, en déterminant l'ensemble des ions phosphates dissous et diffusibles<fnref n="6" /> sur une période de un an; et la quantité de P extrait par la méthode Olsen. Durant les 11 années d'expérimentation, l'augmentation du stock de P phytodisponible a été proportionnelle au bilan cumulé de phosphore (Figure 3-1-11). Les droites de régression ne diffèrent pas significativement entre traitements pour chacune des deux méthodes d'analyse ; en conséquence la valeur fertilisante phosphatée des deux boues est donc égale à celle du triple superphosphate que les boues soient chaulées ou non. Un résultat similaire a été obtenu dans un essai suédois suite à des épandages successifs de boues biologiques, biologiques chaulées et biologiques chaulées traitées sels de fer (Morel et al., 2005 ; Kvarnström, 2001).

<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>**Figure 3-1-11.** Variations du stock d'ions phosphate dissous et diffusibles sur une période de 1 an ($Q_W+P_r(1\text{yr})$) (gauche) et de $P_{\text{Olsen}}$ (droite) en fonction du bilan des entrées et des sorties de P.</figcaption></figure>

Chaque point est la moyenne de 4 blocs ; SS1 : boues biologiques non chaulées ; SS2 : boues biologiques chaulées ; TSP : triplesuperphospbate.

Ce type de résultat a également été observé pour d'autres types de boues urbaines comme des boues biologiques traitées avec des sels de fer (Kvarnström, 2001). De même, pour des apports de litière de volaille, une droite unique relie entre la teneur en P du sol (P-Total, P-Olsen, P extrait eau) avec le bilan simplifié de P (apports moins les exportations) pour des apports de P sous forme de **litière de volaille** ou de triple super phosphate. Il en résulte que le P apporté par les litières de volaille à la même valeur fertilisante P que le TSP, **coefficient-équivalent engrais de 100%** (Shepherd et Withers, 1999).

<footnote n="6">⁶ Diffusible : se rapporte ici au mécanisme de diffusion à l'interface solide-solution du sol. La diffusion est un mécanisme très général mais qui se rapporte ici au déplacement des ions phosphate entre la phase solide du sol et la solution sous l'influence de différences de concentrations entre les deux phases. L'existence de ce gradient fait que les ions phosphate se déplacent dans le sens d'homogénéisation du milieu.</footnote>
## Valeur fertilisante phosphatée des MAFOR estimée dans des biotests.

Le nombre et de la nature des MAFOR est en constante augmentation. Il est impossible pour des raisons pratiques et financières d'établir la valeur fertilisante phosphatée de chacun d'eux dans des essais au champ suivis sur une dizaine d'année. Pour étudier et établir la valeur fertilisante phosphatée d'un grand nombre de produits, on utilise des biotests qui consistent à étudier la production de biomasse et le prélèvement de phosphore par une plante cultivée dans des pots de culture pour des conditions expérimentales standardisées. La température, la lumière et l'humidité du sol sont généralement à des niveaux optimaux pour la croissance des plantes. Une solution nutritive basale contenant en particulier de l'azote, du potassium et les principaux oligoéléments est ajoutée afin que le phosphore puisse être considéré comme le seul élément limitant de la production de biomasse.

Le prélèvement de phosphore par les plantes est le résultat de l'interception par les racines d'une fraction du phosphore phytodisponible du sol et du phosphore ajouté sous forme de MAFOR. Le prélèvement total est donc la somme de deux prélèvements, celui originaire du phosphore phytodisponible du sol et celui provenant de l'apport. La valeur fertilisante phosphatée suppose que la contribution du phosphore du sol est invariante et égale à la quantité de phosphore prélevé du traitement témoin. En cas d'interaction positive ou négative de l'apport (MAFOR ou forme d'engrais de référence) sur l'interception par les racines, la variation de prélèvement (MAFOR testée – contrôle non fertilisé) est différente de la quantité effectivement prélevée du produit. Si l'interaction est positive comme par exemple dans le cas d'un sol déficient en phosphore phytodisponible, la croissance des racines est plus ou moins stimulée suivant le degré de carence en P et le prélèvement de phosphore phytodisponible du sol sera plus élevée que celui du témoin. La variation de prélèvement (MAFOR testée – contrôle non fertilisé) surestimera dans ce cas la part du MAFOR dans la nutrition phosphatée de la plante. Cette situation a par exemple été observée lors de l'évaluation de la valeur fertilisante du P de phosphates naturels (Morel et Fardeau, 1989 ; 1990). L'emploi d'une technique de marquage permet de quantifier exactement d'une part la quantité de P prélevé soit de l'apport, soit du phosphore disponible du sol et d'autre part d'apprécier s'il y a eu ou non une interaction, positive ou négative, en calculant l'écart entre le P prélevé en présence ou en l'absence d'apport.

L'étude de Mohanty et al. (2006) illustre parfaitement l'intérêt du traçage isotopique pour comprendre la complexité des effets qui se produisent sur l'absorption par une culture du phosphore apporté sous forme de MAFOR dans le système (sol×MAFOR×plante). Ce travail explique aussi la variabilité des valeurs rencontrées dans la littérature. Il souligne également le décalage qui peut exister entre une VFP% calculée en considérant la variation de prélèvement ou en déterminant à l'aide du traçage isotopique la quantité exacte de P prélevé du produit. Quatre MAFOR (un fumier de bovins, un fumier de volailles, un vermicompost, une boue d'une station d'épuration urbaine) étaient testés en pots avec une culture d'arachide. Le triplesuperphosphate était la forme d'engrais de référence. Le tableau 3-1-7 présente pour les différents traitements la quantité de phosphore totale prélevé en différenciant l'origine de ce prélèvement soit le sol soit l'apport. A partir de ces valeurs, on a calculé la contribution de P de l'apport à la nutrition phosphatée (Pdff%), qui est le rapport exprimé en pourcents de la quantité de P prélevé du produit divisée par la quantité totale de P prélevé, et l'écart de prélèvement du P du sol avec et sans apport.

<table><caption>Tableau 3-1-7. Quantité totale de phosphore prélevé selon les traitements subis par la Mafor</caption><thead><tr><th rowspan="2">(Mohanty, 2006 #5919)</th><th>P-Total</th><th>P-Apport</th><th>P-sol</th><th>Pdff%</th><th>écart PfS -Ps0</th><th>VFPi%</th><th>VFPni%</th></tr><tr><th>mg P/pot</th><th>mg P/pot</th><th>mg P/pot</th><th>%</th><th>mg P/pot</th><th>%</th><th>%</th></tr></thead><tbody><tr><td>témoin 0</td><td>37.4</td><td>0.0</td><td>37.4</td><td>0</td><td>0</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Fumier de ferme</td><td>64.2</td><td>14.3</td><td>49.9</td><td>22%</td><td>12.5</td><td>68%</td><td>207%</td></tr><tr><td>Fumier de volailles</td><td>90.1</td><td>12.6</td><td>77.5</td><td>14%</td><td>40.1</td><td>43%</td><td>407%</td></tr><tr><td>vermicompost</td><td>50.0</td><td>11.9</td><td>38.1</td><td>24%</td><td>0.7</td><td>73%</td><td>97%</td></tr><tr><td>Boue de station d'épuration urbaine</td><td>43.0</td><td>22.9</td><td>20.1</td><td>53%</td><td>-17.3</td><td>163%</td><td>43%</td></tr><tr><td>TripleSuperPhosphate</td><td>50.4</td><td>16.5</td><td>33.9</td><td>33%</td><td>-3.5</td><td>100%</td><td>100%</td></tr></tbody></table>

La VFP% calculée en utilisant le marquage isotopique et désignée par VFPi% est le rapport du Pdff% du MAFOR au Pdff% du TSP. Le calcul habituel de la VFPni% (sans utilisation du traçage isotopique) est fait avec l'équation 1.

La VFPni% est comprise entre 407 % pour le fumier de volaille et 43 % pour la boue de station d'épuration. La VFPi% est de 163 % pour la boue de station d'épuration et de 43 % pour le fumier de volaille. Suivant que l'on utilise la VFPi% ou la VFPni% les conclusions sont parfaitement contradictoires. Par exemple, la VFP% du fumier de volaille est soit très supérieure (4 fois) à celle du TSP en utilisant l'approche sans isotope, soit inférieure de