Concernant la France, le (ré-)échantillonnage du réseau RENECOFOR (2007–2012, soit environ 15 ans après le premier inventaire de 1993–1995) a permis de mettre en évidence que les sols forestiers (couche de litière + sol minéral 0–1 m) du réseau ont été un puits de carbone pendant cette période, avec une séquestration moyenne de 0,35 t C ha⁻¹ an⁻¹, dont 0,10 t C ha⁻¹ an⁻¹ dans la couche de litière et 0,25 t C ha⁻¹ an⁻¹ dans les 10 premiers centimètres du sol ; Jonard et al., 2017). Dans l'étude Inra-IGN « Forêt et atténuation du changement climatique », Roux et al. (2017) ont retenu, comme valeur moyenne nationale de séquestration de carbone organique dans les sols forestiers, le tiers de la valeur observée par Jonard et al. (2017) sur le réseau RENECOFOR. Roux et al. (2017) font l'hypothèse d'une diminution de la valeur de séquestration de carbone organique du sol en forêt française métropolitaine avec le changement climatique, et considèrent que le réseau RENECOFOR sous-représente des écosystèmes à faible pouvoir de séquestration, comme les forêts méditerranéennes. Par ailleurs, l'évolution des stocks de carbone du sol dépend fortement de l'histoire de l'occupation des sols forestiers. Il est ainsi bien établi que les forêts sur d'anciennes terres cultivées stockent du carbone de manière soutenue (cf. la section 3.5.4.2, § sur l'afforestation). A l'inverse, l'évolution des stocks de carbone des forêts « anciennes » (occupation forestière > 150 ans) et exploitées est moins bien connue que celle des surfaces plus récemment boisées. Il semble néanmoins que des forêts domaniales, et donc « anciennes » continuent à accumuler du carbone dans leur sol minéral (Pregitzer et Euskirchen, 2004 ; Nitsch et al. 2018). Certaines forêts « anciennes », même si elles n'ont pas été complètement défrichées, ont été plus ou moins surexploitées et perturbées dans le passé (McGrath et al., 2015 ; Naudts et al., 2016). Ces forêts « anciennes » ayant été perturbées au 20ᵉ siècle pourraient présenter aujourd'hui une capacité non-nulle de séquestration de carbone (puits de carbone) du fait des perturbations passées. Au contraire, les forêts anciennes exploitées de manière peu intensive auraient actuellement un stock de carbone probablement proche de l'équilibre. Il convient de souligner qu'il s'agit ici d'une hypothèse basée sur un nombre réduit d'études et qui doit faire l'objet de recherches complémentaires.

Des exercices de modélisation ont également été utilisés pour étudier les changements de stocks de carbone du sol en forêt. Liski et al. (2002) estimaien ainsi que les sols (couche de litière + couche 0-20 cm de sol minéral) forestiers en France métropolitaine représentaient un puits de carbone de 0,33 t C ha⁻¹ an⁻¹ en 1990, soit 37% du puits de carbone total des forêts métropolitaines. Leur étude pointait une influence du climat sur le taux de séquestration de carbone, avec une séquestration plus faible dans les forêts méditerranéennes (Liski et al., 2002). Djikstra et al. (2009) ont modélisé (par deux méthodes différentes validées sur deux sites) un taux de séquestration de carbone positif (valeurs médianes = 0,06 et 0,18 t C ha⁻¹ an⁻¹ selon la méthode utilisée) pour 192 placettes de surveillance des écosystèmes forestiers en situées dans le Nord-Ouest de l'Europe. Les valeurs modélisées de séquestration de carbone étaient supérieures pour les sites situés entre 40 et 60 degrés de latitude par rapport aux forêts de latitude supérieure à 60 degrés.

Compte tenu de ce qui précède, le taux moyen de séquestration (évolution tendancielle ou ligne de base) retenu pour la présente étude a été adapté en fonction du type de forêt considéré. Pour les forêts récentes sur anciennes terres arables (c'est-à-dire issues d'afforestation de grandes cultures au 20ᵉ siècle), le taux de séquestration moyen est probablement supérieur à 0,50 t C ha⁻¹ an⁻¹. Pour les forêts plus anciennes, nous faisons une hypothèse moins conservatrice que Roux et al. (2017) en retenant la moitié de la valeur observée par Jonard et al. (2017), soit environ 0,17 t C ha⁻¹ an⁻¹. Ce choix tient compte du fait que le réseau RENECOFOR sous-représente des forêts ayant un potentiel de séquestration notable du fait de perturbations passées (par exemple les forêts méditerranéennes).

### 3.5.3.2. Évolution tendancielle des stocks de C organique du sol en prairie française métropolitaine et leurs déterminants autre que la gestion prairiale

La variabilité du taux de stockage de C dans les sols sous prairie est importante et liée à la diversité de la nature des sols et des conditions climatiques, à la diversité et intensité des modes de gestion et à la nature de la prairie (âge, diversité du couvert végétal). Après une revue de 24 articles, nous avons identifié cinq pays qui ont conduit des inventaires de sols avec remesure permettant d'évaluer l'évolution des stocks de C en prairies sur la base d'un large échantillon : la Belgique, la Grande-Bretagne, la Nouvelle-Zélande, le Danemark et les Pays-Bas. Nous avons ajouté à cela une synthèse sur le Canada qui regroupe 72 sites, ce qui la rapproche d'un inventaire de sols. Nous avons ensuite sélectionné les publications sur la base de critères de qualité : profondeur de mesure supérieure à 10 cm, mesure effective du carbone du sol sur la même parcelle à deux dates différentes, éviter de compter deux fois les publications basées sur les mêmes mesures... Globalement, pour les quatre publications retenues (Belgique, Royaume-Uni, Canada et Nouvelle Zélande ; voir « Annexe section 3.5.3.2 » pour les raisons du rejet
au cas par cas des autres publications), les mesures directes de l'évolution des stocks de C des sols sous prairies montrent des variations proches de zéro (Tableau 3.5-2). Cependant, si on ne considère que la Belgique et le Royaume-Uni, pays européens au climat et sols proches de la France, on trouve une moyenne de stockage de 0,11 [-0.03 ; 0.17] t C ha⁻¹ an⁻¹. C'est la valeur moyenne que nous retiendrons.

<table><caption>Tableau 3.5-2. Revue de littérature sur le stockage de carbone en prairie tel qu'estimé par les inventaires de sol</caption><thead><tr><td>Pays</td><td>Durée de l'inventaire (années)</td><td>Profondeur d'échantillonnage (cm)</td><td>Stockage estimé à 30 cm (tC.ha⁻¹. an⁻¹)</td><td>Nombre de sites</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Belgique</td><td>46</td><td>30</td><td>0.16 [0.14 ; 0.17]</td><td>164</td><td>Meersmans et al., 2011</td></tr><tr><td>Grande-Bretagne</td><td>29</td><td>15</td><td>0.05 [-0.03 ; 0.14]</td><td>91</td><td>Emmett et al., 2010</td></tr><tr><td>Canada</td><td>4-72</td><td>10</td><td>0.20 [0.16 ; 0.24]</td><td>72</td><td>Wang et al., 2014</td></tr><tr><td>Nouvelle-Zélande</td><td>30</td><td>90</td><td>-0.21 [-0.23 ; -0.20]</td><td>75</td><td>Schipper et al., 2014</td></tr><tr><td>Moyenne</td><td></td><td></td><td>0.05 [-0.23 ; 0.24]</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Moyenne Europe</td><td></td><td></td><td>0.11 [-0.03 ; 0.17]</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

Références : Belgique (Goidts et al., 2009 ; Goidts and van Wesemael, 2007 ; Lettens et al., 2005a, 2005b ; Meersmans et al., 2011 ; Mestdagh et al., 2009), Angleterre (Bellamy et al., 2005 ; Emmett et al., 2010 ; Reynolds et al., 2013), Canada (Wang et al., 2014) ; Nouvelle-Zélande (Schipper et al., 2014 ; Schipper et al., 2010).

Note : l'utilisation des formules de Abdalla et al. (2018) pour homogénéiser la profondeur de stockage entre les études à 30 ou 60 cm ne modifie pas substantiellement le stockage mesuré. Comme ces valeurs ne sont pas des sous-échantillons de prairies françaises, l'intervalle de confiance retenu pour l'ordre de grandeur de 0,11 tC ha⁻¹ an⁻¹ reprend les extrema des intervalles de confiances de pays concernés.

Soussana et al. (2010) communiquaient une moyenne de 0,05 t C ha⁻¹ an⁻¹ distribuée entre -0,25 et +1 pour un ensemble de six études du même type en Europe et Chine, notamment la Belgique. Toutefois, la valeur maximale de 1 t C ha⁻¹ an⁻¹ provenant d'une étude chinoise s'avère ne pas reposer sur un large échantillon de mesure directe mais sur une modélisation basée sur des images satellites. Par ailleurs, les trois publications belges se recouvraient et certaines valeurs anglaises étaient basées sur une taille d'échantillon inconnue et probablement faible. Meersmans et al. (2011), après un travail sur la représentativité des échantillons et sur l'homogénéité des calculs pour la Belgique, estime une valeur moyenne de 0,16 t C/ha/an pour les prairies belges. Soulignons encore une fois l'importante variabilité de ce stockage dans l'espace et dans le temps. Ainsi, en Belgique, les prairies ont stocké du carbone entre 1960 et 1990, mais en ont destocké entre 1990 et 2000 (Lettens et al., 2005b). Par ailleurs, les prairies d'altitude semblent stocker plus de carbone que les prairies de plaine en Nouvelle-Zélande, et moins en Angleterre, compte tenu de précipitations souvent plus élevées qu'en plaine et de l'intensité de l'utilisation, qui reste modérée (Bellamy et al., 2005 ; Schipper et al., 2014) (cf. sections 3.7 et 3.8 pour l'effet des pratiques sur le stockage en prairie).

L'absence de données inventaire pour la France métropolitaine est notable. L'inventaire sol (RMQS) a été réalisé une seule fois au début des années 2000, la seconde campagne d'échantillonnage en cours permettra d'acquérir des données fiables sur l'évolution des stocks de C du sol, particulièrement « manquantes » dans les prairies permanentes.

Les méthodes micro-météorologiques (dites tours à flux) sont aussi utilisées pour établir le bilan C des prairies. Néanmoins, la gamme de variation des valeurs données dans la littérature est très large, allant de -0,35 à plus de +1 t C ha⁻¹ an⁻¹ (e.g. Soussana et al., 2010). Les différences entre méthodes de mesure dites « tour à flux » et « inventaire » sont partiellement liées à une différence sur les compartiments pris en compte. Les méthodes tours à flux prennent en compte l'intégralité de l'écosystème (lessivage, variation annuelle du pool litière et racines), tandis que les « inventaires » se concentrent sur le compartiment (sol <2 mm). Smith (2014) détaille pourquoi, d'après les connaissances disponibles par ailleurs sur la dynamique du carbone dans les sols, des valeurs autour de +1 t C ha⁻¹ an⁻¹ obtenues par les tours à flux peuvent ne pas être représentative du stockage moyen de carbone en prairie mais résulter plutôt d'un effet résiduel lié à un changement d'occupation des sols (de culture à prairie).

Ainsi l'ordre de grandeur à retenir est la valeur proche de 0,11 [-0.03 ; 0.17] t C ha⁻¹ an⁻¹ tirée des inventaires de sol (Tableau 3.5-2).
### 3.5.3.3. Évolution tendancielle des stocks de C organique du sol en terres arables métropolitaines et leurs déterminants autres que la gestion agricole

L'analyse de l'évolution des stocks de C organique des sols cultivés métropolitains s'appuie sur (i) quelques études régionales (Wylleman et al., 2001; Saffih-Hdadi et Mary 2008), (ii) les données de la BDAT<fnref n="7" />, (iii) l'analyse de l'évolution des stocks de C dans des essais de longue durée français (Clivot et al., 2019), (iv) la modélisation de l'évolution des stocks de C des sols de grande culture faite dans différents travaux, y compris ceux de l'étude l'EFЕSE-Ecosystèmes Agricoles<fnref n="8" /> (Thé rond et al., 2017) et au vu (v) de la littérature internationale dans des conditions pédoclimatiques équivalentes.

L'analyse des données de la BDAT (Figure 3.5-3) montre des évolutions contrastées : des tendances à la baisse depuis plusieurs décennies dans certaines régions (Bretagne, Franche Comté, Landes de Gascogne...) et des inversions de tendances (baisses des teneurs puis augmentation ou inversement). Ces évolutions sont expliquées principalement par des changements d'occupation antérieurs (GIS-SOL, 2011; Saby et al., 2008) et par des systèmes de cultures caractérisés par de faibles restitutions (GIS-SOL, 2011). Certains biais inhérents à la BDAT pourraient aussi expliquer ces résultats : présence de parcelles en prairie dans la base de données (estimée à moins de 10%), ce qui pose problème dans les régions où les systèmes de culture mélangent cultures en terres arables et prairies temporaires, choix des parcelles analysées par les exploitants agricoles biaisant l'analyse, tendance à la diminution de la profondeur de travail du sol.

<figure><img src="image_29.png" /></figure>

A : augmentation significative, D : diminution significative, EI : pas assez d'analyse, I : évolution non significative.

<caption>**Figure 3.5-3.** Tendances régionales au stockage ou déstockage de carbone dans les sols cultivés tirées de la BDAT. Cartographie de l'évolution des teneurs en carbone organique pour les 3 périodes. Tiré de Paroissien et al. (in prep).</caption>

Les comparaisons portent sur les analyses de différentes périodes. a) [1990-1994]-[2000-2004] pour la comparaison des analyses récoltées entre 1990 et 1994, et les analyses récoltées entre 2000 et 2004. b) [1990-1994]-[2010-2014] : comparaison des périodes 1990-1994 et 2010-2014. c) [2000-2004]-[2010-2014] : comparaison des périodes 2000-2004 et 2010-2014.

L'analyse des données issues de 60 traitements dans 20 essais agronomiques de longue durée entre 1970 et 2015 (Clivot et al., 2019), correspondant à des contextes pédoclimatiques diversifiés et représentatifs des rotations et pratiques agricoles françaises montre un faible déstockage de -0,20 t C ha⁻¹ an⁻¹, pouvant s'expliquer à la fois par les systèmes de culture mis en place mais aussi par un historique de retournement de prairies. Le suivi de parcelles agricoles dans le nord de la France par Saffih-Hdadi et Mary (2008) entre 1970 et 1997 montrait un déstockage moyen de -0,08 t /ha/an.

La compilation réalisée par Ciais et al. (2010) à l'échelle européenne, assemblant des données de suivis de longue durée et des modélisations indique un déstockage moyen de -0,17 ± 0,33 t C ha⁻¹ an⁻¹ pour la période 1967-2007. En Belgique, les inventaires sols estiment un déstockage moyen de -0,12 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Goidts et al., 2007), de -0,09 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Meersmans et al., 2011). Les inventaires sols qui ne mesurent que les changements de teneur en C (gC/kg de sol) sont également univoques vers un déstockage, en Ecosse (Chapman et al., 2013), en Grande Bretagne (Reynolds et al., 2013), au Danemark (Taghizadeh-Toosi et al., 2014b) ou en Norvège (Riley et al., 2006) et en Bavière (Capriel, 2013), ce qui est également cohérent avec la valeur de Ciais et al. (2010).

<footnote n="7">⁷ Base de données d'analyses des terres</footnote>

<footnote n="8">⁸ Evaluation Française des Ecosystèmes et Services Ecosystémiques</footnote>
Dans le cadre de l'EFESE écosystèmes agricoles, des simulations de l'évolution des stocks de C des sols de grandes cultures ont été réalisées à l'aide du modèle STICS (Therond et al. 2017). Une simulation sur 30 ans en considérant des rotations et pratiques culturales correspondant à celles issues de l'enquête pratiques culturales montre des taux de stockage compris entre -0,5% et +0,4% des stocks (intervalle de confiance 95%) avec un mode entre -0,2 et -0,1%, ce qui correspond à un léger déstockage. Les résultats de ces simulations confirment donc les tendances observées décrites précédemment.

Nous retiendrons pour cette étude une valeur de -0,17 t C ha⁻¹ an⁻¹d'évolution tendancielle des stocks de C en terres arables métropolitaines, en sachant que cette valeur pourrait être partiellement expliquée par des retournements de prairie anciens. La deuxième campagne de mesure du RMQS en cours permettra de préciser cette évolution.

### 3.5.4. Effets des changements d'occupation sur les stocks de C des sols

Après avoir considéré de façon générale l'évolution de l'occupation des sols en France métropolitaine, cette section aborde l'impact sur les stocks de C des sols des changements d'occupation. Ne sont considérés ici que les changements d'occupation les plus impactant en termes de modification de stock (dans le sens d'un stockage ou d'un déstockage), soit ceux liés à l'afforestation, aux transitions culture- prairie, à la restauration des zones humides et à l'artificialisation des surfaces.

#### 3.5.4.1. Les changements d'occupation des sols en France métropolitaine

La surface forestière française a beaucoup fluctué au cours du temps, une tendance qui est générale aux pays développés (Pongratz et al., 2008). Le minimum historique français se situe au milieu du 19ᵉ siècle avec une surface d'environ 8-10 millions d'hectares (Cinotti, 1996; Rousseau, 1990). Le passage au niveau actuel (16,9 Mha) s'est fait à la fois via des plans de boisement et via une recolonisation spontanée après déprise agricole de grandes cultures, de prairies ou des landes. Ainsi, près de la moitié de la surface actuellement occupée par des forêts était il y a plus d'un siècle des systèmes non forestiers. Entre 1970 et 2015, la part des terres arables<fnref n="9" /> est passée de 56% à 68% de la SAU, alors que celle des surfaces toujours en herbe diminuait de 41% à 28% (Mignolet et al., 2017 dans Théron et al., 2017). Ces dynamiques ont été accompagnées d'une régionalisation et une spécialisation des productions agricoles, marquées par un recul généralisé des systèmes de polyculture-élevage au profit de systèmes d'élevage spécialisés en zone de montagne et sur une large façade atlantique et au profit de systèmes de grandes cultures dans les régions de plaine à bon potentiel agronomique relatif. Par ailleurs, l'artificialisation (« changement d'état effectif d'une surface agricole, forestière ou naturelle vers des surfaces artificialisées<fnref n="10" /> et les équipements sportifs et de loisirs y compris des golfs ») se fait en France essentiellement aux dépens des surfaces agricoles (Figure 3.5-4) (Béchet et al. 2017). L'artificialisation en France est estimée à 61 200 ha an⁻¹ entre 2006 et 2014 (Agreste et al., 2015). Cette analyse repose sur des enquêtes ponctuelles extrapolées et depuis 2012 sur les données PAC.

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>**Figure 3.5-4.** Sols artificialisés, sols agricoles et sols boisés et naturels en France : échanges entre catégories entre 2006 et 2014

(Source : Teruti-Lucas, fichier en ligne 2017 – Graphisme : Elodie Carl).

Les surfaces indiquées comme "stables" n'ont pas varié entre 2006 et 2014.</figcaption></figure>

<footnote n="9">⁹ Les surfaces en terres arables incluent les prairies temporaires et artificielles qui sont intégrées dans les rotations culturales.</footnote>

<footnote n="10">¹⁰ Les tissus urbains, les zones industrielles et commerciales, les infrastructures de transport et leurs dépendances, les mines et carrières à ciel ouvert, les décharges et chantiers, les espaces verts urbains (espaces végétalisés inclus dans le tissu urbain)</footnote>
### 3.5.4.2. Afforestation

L'afforestation d'un sol a des répercussions sur la séquestration de carbone dans le sol (e.g. Guo et Gifford, 2002; Paul et al., 2002; Berthrong et al., 2009; Laganière et al., 2010; Poeplau et al., 2011). Ces revues démontrent que l'afforestation des sols arables génère un puits de carbone dans la couche de litière et dans le sol. La séquestration de carbone liée à l'afforestation des terres arables est mesurable jusqu'à plus de 60 cm de profondeur avec des taux de séquestration moyens de 0,46 t C ha⁻¹ an⁻¹ (couche 0-20 cm), 0,15 t C ha⁻¹ an⁻¹ (couche 20-40 cm), 0,09 t C ha⁻¹ an⁻¹ (couche 40-60 cm) et 0,05 t C ha⁻¹ an⁻¹ (couche > 60 cm) (méta-analyse globale de Shi et al., 2013). En revanche, l'afforestation des prairies n'entraîne pas de séquestration significative de carbone (Paul et al., 2002; Berthrong et al., 2009; Shi et al., 2013; Gosheva et al., 2017), avec souvent une perte de carbone dans les couches minérales du sol compensée par un gain de carbone dans la couche de litière (Poeplau et al., 2011; Shi et al., 2013; Barcena et al., 2014).

Les effets de l'afforestation sur le puits de carbone des sols sont visibles à long terme. Poeplau et al. (2011) ont montré dans une méta-analyse le puits à long terme (supérieur au siècle) que constitue l'afforestation de terres arables en zone tempérée : l'équilibre du stock de carbone n'est pas atteint 120 ans après l'afforestation. Très clairs sous climat tempéré avec de nombreux cas d'étude, les effets positifs de l'afforestation des anciennes terres arables sur la séquestration de carbone sont également observés en climat plus froid (Europe du Nord), mais avec des taux de séquestration plus faibles (Barcena et al., 2014). A conditions comparables, les anciens sols arables occupés par la forêt de plus longue date contiennent donc plus de carbone organique que ceux à occupation forestière plus récente (e.g. Clark et Johnson, 2011; Leuschner et al., 2014), notamment dans la couche de litière (Compton et Boone, 2000).

Ces effets généraux de l'afforestation (positifs sur des terres arables; négatifs ou nuls sur des prairies) sont confirmés par les cas d'implantation de taillis à courte et très courte rotation. Ainsi, on observe une séquestration de 0,44 t C/ha/an dans le premier cas, et une perte pouvant aller jusqu'à 1,30 t C/ha/an dans le second cas (Arevalo et al., 2011; Don et al., 2012; Dowell et al., 2009; Garten et al., 2011; Lutter et al., 2016; Pacaldo et al., 2013).

### 3.5.4.3. Les transitions culture vers prairie

L'implantation d'une prairie sur une parcelle cultivée se traduit par un stockage additionnel de C dans le sol sur plusieurs dizaines d'années, comme le montrent des dispositifs de longue durée (UK, Johnston et al., 2017; Johnston et al., 1986), ou des parcelles d'historique connu (e.g., Don et al., 2009). Les synthèses et méta-analyses rapportent des taux de stockage additionnels sur la couche 0-30 cm variant de + 0,54 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Conant et al. 2001), + 0,3 à 0,8 t C ha⁻¹ an⁻¹ sur 50 ans (IPCC, 2000), + 0,6 t C ha⁻¹ an⁻¹ sur 30 ans (Loiseau et Chevallier, 2002), ou + 39,8% des stocks sous culture en 20 ans (Poeplau et al., 2011). Par modélisation, Lugato et al. (2014) estiment un stockage additionnel de + 0,4 à 0,8 t C ha⁻¹ an⁻¹. Nous proposons de retenir les valeurs du Tableau 3.5-3 tirées de la méta-analyse de Poeplau et al. (2011) qui nous semble la plus robuste, tant du point de vue du nombre de sites considérés que de la méthode de sélection des articles originels.

<table><caption>Tableau 3.5-3. Variations de stocks de COS lors de changements d'occupation des sols en climat tempéré. Méta-analyse de Poeplau et al. (2011)</caption><thead><tr><td>Transition</td><td>Durée de la transition (années)</td><td>Profondeur de prélèvement moyenne (cm)</td><td>Stockage de COS mesuré (t C ha<sup>-1</sup> an<sup>-1</sup>)</td><td>Nombre d'observations</td></tr></thead><tbody><tr><td>Culture → Prairie</td><td>20</td><td>23,5</td><td>0,92 ± 0,25</td><td>89</td></tr><tr><td>Culture → Prairie</td><td>100</td><td>23,5</td><td>0,59 ± 0,11</td><td>89</td></tr><tr><td>Prairie → Culture</td><td>20</td><td>27,1</td><td>-2,08 ± 0,26</td><td>176</td></tr><tr><td>Prairie → Culture</td><td>100</td><td>27,1</td><td>-0,42 ± 0,05</td><td>176</td></tr><tr><td>Forêt → Culture</td><td>20</td><td>28,5</td><td>-2,31 ± 1,50</td><td>29</td></tr><tr><td>Forêt → Culture</td><td>100</td><td>28,5</td><td>-0,47 ± 0,29</td><td>29</td></tr><tr><td>Culture → Forêt</td><td>20</td><td>28</td><td>0,77 ± 0,36</td><td>70</td></tr><tr><td>Culture → Forêt</td><td>100</td><td>28</td><td>0,80 ± 0,37</td><td>70</td></tr><tr><td>Prairie → Forêt</td><td>20</td><td>38,9</td><td>-0,17 ± 0,25</td><td>100</td></tr><tr><td>Prairie → Forêt</td><td>100</td><td>38,9</td><td>0,24 ± 0,10</td><td>100</td></tr></tbody></table>
La vitesse d'augmentation du stock de C ralentit avec l'âge de la prairie (Franzluebbers et al., 2000; Johnston et al., 2017; Conant et al., 2001; cf. 1.2.1 plus haut) et se fait d'abord dans les horizons superficiels puis se propage progressivement (à partir de 2-3 ans) vers les horizons plus profonds. Un effet positif de la diversité des espèces prairiales semées est parfois observé (Skinner et Dell, 2016), mais de manière générale il n'y a que très peu de références sur l'effet de la nature des espèces. Une restitution au moins partielle de la production aérienne ou de matières organiques augmente le taux de stockage lors de la conversion culture vers prairie (Skinner, 2008).

La transition prairie vers culture se traduit généralement par une perte de 50 à 80% du stock de C initial (revue de Guo et Gifford, 2002); 30 à 50% en 50-100 ans d'après Lal (2008). Une décroissance progressive de la vitesse de perte de C est observée avec le temps. Les pertes de C sont relativement plus importantes en surface qu'en profondeur (Guo et Gifford, 2002). La perte de C et la dégradation des matières organiques sous culture comparativement à la prairie, est liée : (i) au changement de structure et d'aération du sol suite au labour (éventuel) et à la déstabilisation consécutive des matières organiques, (ii) à l'arrêt des restitutions racinaires et aériennes par la végétation suite au labour, (iii) à la non-permanence des restitution durant les phases de culture-sol nu, contrairement à la végétation prairiale pérenne, aux différences d'incorporation éventuelle de résidus (dont les déjections animales); (iv) à l'effet positif de la biodiversité (vers de terre, etc.) qui est fortement réduite en culture comparativement à prairie. L'importance de la dégradation des matières organiques après destruction de la prairie dépend de la quantité initiale de matière organique et des résidus incorporés, ainsi que du travail du sol.

### 3.5.4.4. Restauration de zone humide

#### Valeur des stocks

Les tourbières sont des zones humides qui ont la particularité de stocker durablement du carbone. On distingue généralement les bas-marais (en anglais « Fen »), tourbières plates de plaine ou premiers stades des marais acides, des tourbières de haut-marais (en anglais « Bog »), qui sont des tourbières acides bombées. Dans ces zones tourbeuses, en moyenne, environ 10% de la production primaire n'est pas décomposée et s'accumule sous forme de tourbe à raison de 0,2 à 0,6 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Sagerfors et al., 2008; Nilsson et al., 2008). Au fil des millénaires, les tourbières accumulent donc des stocks considérables de carbone qui représentent actuellement 500 milliards de tonnes de carbone, soit un tiers du carbone de l'horizon de surface des sols à l'échelle planétaire (Joosten, 2009). En moyenne, le stock de carbone d'un hectare de tourbière est de 1 400 tonnes pour une épaisseur de 2 m soit environ 200 t C/ha pour les 30 premiers centimètres (Roßkopf et al., 2015). L'inventaire national de GES français ne distingue pas les tourbières des autres zones humides et leur attribue un stock de 125 t C/ha.

#### Tendance actuelle d'évolution des stocks

Si les tourbières fixent le CO₂ atmosphérique à raison de 0,2 à 0,6 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Nilsson et al., 2008), elles sont aussi des milieux émetteurs de carbone organique dissous, de CH₄ et de N₂O. En conséquence, le bilan global des tourbières en terme d'émission de gaz à effet de serre non dégradées est considéré comme faiblement négatif voire proche de la neutralité (Bonn et al., 2014).

#### Effet des changements d'occupation des sols

Dans ces conditions, l'enjeu en termes de changements climatiques se situe donc essentiellement dans la préservation des stocks de carbone déjà accumulés dans les tourbières plutôt que dans leur rôle de puits de carbone. De façon cohérente, au sein du secteur des terres (LULUCF), la restauration des sols organiques apparaît comme un moyen coût-efficaces pour atténuer le changement climatique (Smith et al., 2008).

La dégradation des tourbières liée aux activités humaines est pratiquement toujours associée à un drainage préalable qui est responsable d'un asséchement estival et d'une augmentation de la décomposition de la matière organique. La restauration de ces écosystèmes consiste donc pour l'essentiel à une remise en eau du milieu par la suppression des drains et par la construction de digues de tourbe. Les études montrent que la restauration hydraulique des tourbières peut conduire à des émissions évitées variant entre 1 et plus de 30 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Bonn et al., 2014). Ces valeurs sont d'autant plus importantes que le milieu est dégradé. Ainsi, la réhabilitation de tourbières transformées en zones de culture ou en prairie est susceptible d'éviter l'émission de 25 à 30 t C ha⁻¹ an⁻¹, alors que la restauration d'une tourbière simplement drainée et abritant encore une végétation classique de tourbière permettra d'éviter l'émission de 1 à 5 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Bonn et al., 2014). Il faut noter que si la remise en eau
des tourbières permet de limiter la libération de CO2, elle est aussi responsable d'une augmentation de production de CH4. Mais différentes études montrent que cette émission n'est importante que pendant les toutes premières années (Bacon et al., 2017). Le suivi des expériences de restauration des tourbières exploitées canadiennes indiquent qu'après une quinzaine années, ces tourbières ont retrouvé des bilans d'émission ou de capture de gaz à effets de serre comparables à ceux d'une tourbière non perturbée (Nugent et al., 2018).

La restauration des tourbières doit être considérée en tenant compte du réchauffement climatique actuel. Pour ce qui concerne les tourbières non affectées par les activités humaines, les différents scénarios d'évolution climatiques conduisent plutôt à une augmentation de la décomposition de la matière organique et donc à une diminution du rôle de puits de carbone des tourbières, les bas-marais étant nettement plus sensibles au réchauffement que les haut-marais (Wu et Roulet, 2014). Il faut cependant préciser que dans les zones situées dans les plus hautes latitudes, l'augmentation de la période de production végétale dans un contexte de réchauffement peut conduire à renforcer le rôle de puits de carbone des tourbières (Petrescu et al., 2015). Dans le cas des tourbières drainées, la hausse des températures et la sécheresse estivale accroissent leur vulnérabilité et pourraient rendre d'autant plus efficace le potentiel de réduction des émissions de GES issues de ces zones humides (Bacon et al., 2017).

### 3.5.4.5. Artificialisation des sols

Les sols artificialisés sont extrêmement divers et en conséquence leurs stocks de C sont très variables (Cambou et al., 2018). Très mal connus, ceux-ci font l'objet d'études en cours. On peut prévoir cependant que la conversion de sols agricoles vers des parcs et jardins se traduira par une augmentation des stocks, ainsi que dans le cas de jardins familiaux et fermes urbaines, en raison d'apports organiques généralement importants. Par contre, l'imperméabilisation est généralement associée au décapage de la couche de surface du sol, ce qui entraîne une perte de C. Les effets de ces changements d'occupation comme le bilan en termes de stocks de C (en tenant compte du devenir des terres excavées et déplacées) restent cependant à établir.

### 3.5.5. Conclusion

Les stocks de C des sols de France métropolitaine montrent une variation géographique qui résulte à la fois du type de sol et du climat (y compris altitude) mais aussi du mode d'occupation du sol et des modalités de sa gestion (cf. sections suivantes 3.6,3.7,3.8 et 3.9). Les stocks par unité de surface sont plus élevés sous forêt et prairie que sous grande culture. Cependant, compte tenu des surfaces plus importantes en grande culture, les stocks totaux sont à peu près équivalents pour les trois grands modes d'occupation du sol. Du point de vue de l'atténuation du changement climatique l'enjeu est 1) de préserver les stocks, en particulier là où ils sont élevés (forêt, prairie), et 2) de les augmenter là où c'est possible (en particulier en grandes cultures). A noter cependant que l'effet du mode d'occupation du sol sur l'atténuation du changement climatique ne se limite pas au stock de carbone du sol. Le stock de C contenu dans la biomasse ligneuse, et les émissions de N2O et CH4 doivent aussi être pris en compte. Les changements d'occupation du sol et de modalités de gestion modifient aussi le climat par des effets biogéophysiques (Encadré 3.5-3).

Dans cette section, un effort particulier a été fait pour bien séparer les effets « mode d'occupation » des effets « changement d'occupation » sur les stocks de C des sols de France métropolitaine. Cela a été fait dans la limite des données disponibles, car beaucoup de travaux ne permettent pas de distinguer ces deux effets. Par exemple un stockage de C mesuré sur une prairie est parfois attribué à tort au mode d'occupation « prairie » alors qu'il s'agit en réalité d'un effet « changement d'occupation » si la mesure a été faite après un changement d'occupation culture vers prairie. S'il apparait clair, à partir de la synthèse bibliographique, que les changements d'occupation mènent à des changements importants des stocks de C du sol à court et moyen termes, les évolutions tendancielles actuelles des stocks de C des sols français sous différents modes d'occupation sont plutôt faibles : les sols sous culture seraient globalement légèrement déstockant, les sols sous prairies seraient proches de l'équilibre et les sols sous forêt seraient légèrement stockant. Plusieurs hypothèses peuvent être avancées pour expliquer ces tendances, sans que les données disponibles permettent de trancher. Le léger stockage des sols forestiers pourrait être attribuable à une proportion significative de sols « récemment » afforestés avec un effet changement d'occupation encore mesurable (de fait la surface en forêt a doublé en un siècle et demi), alors que ce serait moins le cas des sols de prairie (de fait la surface en prairie a plutôt régressé qu'augmenté). Un effet « fertilisation CO2 » et/ou « dépôts atmosphériques d'azote » pourrait aussi contribuer à une augmentation tendancielle des stocks de
C du sol. Le léger déstockage des sols cultivés est probablement légèrement pessimiste puisque les inventaires sols incluent une part de prairies récemment retournées et donc fortement déstockantes. Par ailleurs, la restauration hydraulique des tourbières pourrait permettre de préserver des stocks importants de C, mais la mise en place de cette mesure nécessiterait d'améliorer significativement l'inventaire de ces milieux et de leur état de dégradation. Finalement, le mode d'occupation des sols qui évolue le plus rapidement en France est l'artificialisation. Cependant, sont impact sur le bilan des stocks de C du sol à l'échelle nationale reste à établir.

### Encadré 3.5-3. Contribution des effets biogéophysiques à l'évolution du climat

Dans ce chapitre, et plus généralement dans le cadre de cette étude, l'accent est mis sur l'augmentation du stock de carbone organique des sols comme levier d'atténuation du changement climatique. Toutefois, les modifications de propriétés biogéophysiques de surface comme l'albédo, la rugosité ou les modifications de flux d'énergie à la surface (e.g. rayonnement infrarouge, rapport entre flux de chaleurs sensible et évapotranspiration) associés à des changements d'occupation du sol ou de gestion, contribuent selon les cas à renforcer ou à atténuer l'évolution du climat (i.e. le forçage radiatif net). La Figure 3.5-5 propose une représentation conceptuelle de ces deux catégories de processus contribuant au forçage radiatif net pour les grandes cultures : les processus biogéochimiques, dont le stockage de C et les émissions de GES, et les processus biogéophysiques.

Dans certains cas et selon les horizons temporels considérés, ces effets biogéophysiques sur le forçage radiatif net associés aux changements de mode d'occupation et de pratiques de gestion des terres peuvent être équivalents voire supérieurs aux contributions biogéochimiques induites par ces mêmes changements d'occupation et de mode de gestion (Charney et al., 1977 ; Bonan et al., 1992 ; Henderson-Sellers et al., 1993 ; Xue et Shukla 1993 ; Myhre et Myhre 2003). Il est donc nécessaire de considérer conjointement les effets d'ordres biogéochimique et biogéophysique (Betts, 2000 ; Rotenberg et Yakir, 2010 ; Bright et al., 2012 ; O'Halloran, 2012) car les effets biogéophysiques peuvent aller jusqu'à contrebalancer les effets du stockage de C associés aux changements d'occupation du sol ou de gestion. Ainsi, dans deux contextes très différents, en zone boréale et en zone semi-aride, Betts (2000) et Rotenberg et Yakir (2010) ont montré que la compensation de l'effet réchauffant lié à la chute d'albédo engendrée par une afforestation ne se ferait qu'après environ 100 de stockage de C par la forêt nouvellement implantée. O'Halloran (2012) a aussi montré que les effets albédo sur le climat, engendrés par des perturbations (tempêtes, ravageurs, modification de la gestion) seraient équivalents aux effets climatiques liés aux modifications des stocks de C induits par ces perturbations.

La comparaison des contributions biogéochimiques et biogéophysiques sur le climat (effet net) reste toutefois complexe (Anderson-Teixeira et al., 2012 ; Bright et al., 2016) et c'est un domaine de recherche à part entière. Elle nécessite, pour être analysée intégralement, d'avoir recours à des approches de modélisation couplée surface-atmosphère, qui permettent de prendre en compte les effets de rétroaction du climat sur la surface, comme cela a été réalisé par Davin et al. (2014) pour l'étude de l'effet du travail simplifié du sol sur le climat. Ces comparaisons d'effets biogéophysiques mènent d'ailleurs parfois à des résultats qui peuvent sembler surprenants ou contreditifs. Ainsi, en zone tropicale, la déforestation bien qu'elle engendre une augmentation de l'albédo de surface (car les forêts ont un albédo faible comparativement aux végétations basses) conduit à un réchauffement (notamment de la surface en journée) car l'effet biogéophysique dominant est une diminution de l'évapotranspiration, et donc une augmentation du flux de chaleur sensible (Bonan, 2008 ; Bright et al., 2016).

.../
$$ \text{Effet climatique net (forçage radiatif net)} = ( \text{Bilan C} + ( \text{N}_2\text{O} + \text{Opérations techniques} ) ) + ( \text{effet albédo} + f(\text{H/ET}) ) $$

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>**Figure 3.5-5.** Représentation conceptuelle de la contribution des composantes biogéochimiques et biogéophysiques au forçage radiatif net appliqué à une culture d'hiver suivie d'un couvert intermédiaire (CI).</figcaption></figure>

Le cadre rouge regroupe l'ensemble des effets biogéochimiques et correspond au bilan annuel de GES de la parcelle, ce qui englobe le bilan de C (encadré vert). Celui-ci est calculé à partir du flux net de CO₂ (ou NEP) qui est la résultante des flux de photosynthèse et de respiration de l'écosystème. La respiration de l'écosystème (Reco) est composée de la respiration des plantes (Ra) et des micro-organismes du sol (Rh). Les autres entrées de C (C) sont la fertilisation organique et les semences. Les autres sorties de C sont les produits récoltés (Exporté). Les flux de CH₄ sont généralement négligeables (hormis pour les rizières). Les émissions de N₂O (flèches orange), qui entrent en compte dans le calcul du bilan de GES, résultent de l'activité microbienne (nitrification, dénitrification). Les émissions de GES liées aux opérations techniques (flèches violettes) regroupent l'ensemble des opérations réalisées sur la parcelle et en amont (utilisation/entretien des machines et outils, fabrication, transport, stockage des engrais et produits phytosanitaires...).

Le cadre rose représente les effets biogéophysiques sur le forçage radiatif net de la parcelle. Ils sont composés d'effets radiatifs de courtes (rayonnement visible et proche infra-rouge) et longues (rayonnement infra-rouge thermique) longueurs d'ondes et d'effets non radiatifs (transport turbulent de l'énergie entre la parcelle et l'atmosphère). Concernant les effets radiatifs de courtes longueurs d'onde, quand l'albédo (α = la fraction de rayonnement solaire de courte longueur d'onde qui est réfléchie par la surface) augmente, comme en présence de végétation ou résidus de culture par rapport à un sol nu, la fraction de rayonnements de courtes longueurs d'ondes (flèches jaunes) réfléchie par la surface augmente, ce qui entraîne un forçage radiatif (RFα). En conséquence, il y a moins d'énergie à la surface pour chauffer l'atmosphère si l'albédo augmente. Cet effet refroidissant se répercute sur l'atmosphère et peut être assimilé à un piégeage équivalent de CO₂ atmosphérique. Cet effet est modulé par la répartition de l'énergie qui reste à la surface. Si cette énergie est préférentiellement utilisée pour évapotranspirer de l'eau (flèches bleues ; typiquement en présence d'une culture) alors l'effet refroidissant sera accentué. En revanche quand l'énergie restante est préférentiellement utilisée pour produire des flux de chaleur sensible et du rayonnement infra-rouge (flèches rouges ; typiquement en présence de résidus ou de sol nu), alors l'effet albédo est atténué voire compensé. Si l'albédo décroît (ex. passage de résidus ou couvert à du sol nu), alors cela engendre un forçage positif, équivalent à un accroissement de CO₂ dans l'atmosphère. Notez qu'en présence de végétation, la surface de la parcelle est globalement plus froide qu'en période de sol nu car la transpiration des plantes consomme de l'énergie. De ce fait, les quantités d'énergies émises sous forme de rayonnement infra-rouge (et de chaleur sensible) sont globalement plus faibles. Le cadre noir représente le forçage radiatif net (RFnet) de la parcelle agricole qui englobe les forçages radiatifs liés aux effets biogéochimiques et biogéophysiques. (Adapté de Ferlicooq et Cheschia (2015)).

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## 3.6. Etat des connaissances sur des pratiques réputées « stockantes » en forêt

Auteurs : Laurent Augusto, Lauric Cecillon, Laurent Saint André

**Principaux enseignements de cette section :**

* Du fait de stocks unitaires élevés (100 tC/ha sur l'horizon 0-100 cm) et des surfaces concernées (16,9 millions d'hectares) les sols forestiers constituent un réservoir de C important. L'enjeu principal est de préserver ce stock (cf. section 3.5).

* La conversion de terres arables par plantation de peuplements forestiers récents (type accrus naturels sur terres arables abandonnées) avec des essences adaptées aux changements climatiques et à forte production en biomasse constitue un puits de COS fort et durable (> 0,50 tC/ha/an), au même titre que l'afforestation d'anciennes terres arables (cf. section 3.5).

* Certaines pratiques peuvent impacter négativement le stock de COS (préparation du sol avant plantation, contrôle du sous-bois, raccourcissement des révolutions, etc.) mais favorisent la croissance des arbres et donc la séquestration de carbone dans la biomasse. Ces effets contraires rendent difficiles l'évaluation des pratiques qui sont de fait intégrées dans un itinéraire sylvicole complet.

* La récolte intensive de biomasse est susceptible de réduire le stock de COS, notamment lorsqu'aucun menu bois n'est laissé au sol.

* Dans les forêts anciennes et gérées (publiques et privées) de France métropolitaine, aucun levier de gestion ne permet d'augmenter de manière certaine la séquestration de COS observée par rapport à la ligne de base conservative retenue : +0,17 tC/ha/an (cf. section 3.5). Pour ces forêts, l'ambition est de conserver leur capital de séquestration de COS en évitant le sol nu (conserver un couvert végétal que ce soit en régénération naturelle de futaie régulière ou en futaie irrégulière, avec une préparation du sol minimale), et en adoptant des durées de rotation entre deux éclaircies supérieures aux pratiques actuelles.

* Les peuplements forestiers en situation de sur-stockage et en position d'être exploités, ainsi que les peuplements forestiers récents (type accrus naturels sur prairies anciennes), présentent un risque de déstockage de COS mais qui peut être modulé par la gestion sylvicole.

### 3.6.1. Introduction

Les forêts occupent actuellement 16,9 millions d'hectares soit 31% du territoire métropolitain (source IFN ; https://inventaire-forestier.ign.fr).

La section 3.5 a souligné la grande diversité de la forêt métropolitaine française, en termes d'altitude et de climat, de matériau parental et de type de sol, d'essence forestière, ainsi que de type de propriété (privée ou publique). Cette hétérogénéité a généré des modes de gestion sylvicole contrastés d'un site à un autre. A un bout du gradient, les forêts sont gérées de manière relativement intensive (peuplements mono-spécifiques d'âge uniforme ; rotations sylvicoles relativement courtes (i.e. quelques décennies ; renouvellement des peuplements par coupe-rase et plantation ; travaux mécanisés ; taux de récolte de biomasse élevé), avec d'importants exports de carbone du système par l'homme. Ce type de forêts se rencontre notamment dans les pinèdes landaises, les douglasaies limousines et du Morvan et, dans une moindre mesure, dans les hêtraies de plaine. A l'autre bout du gradient, il existe de nombreux peuplements forestiers qui ne sont presque pas gérés, voire qui sont totalement à l'abandon. Ce type de forêts peut se rencontrer principalement dans les zones de déprises agricoles (i.e. nouvelles forêts spontanées), les régions où le parcellaire est très morcelé et où il y a absence d'une filière industrielle pouvant acheter les récoltes, les secteurs très difficiles d'accès (cas de certaines forêts de montagne), et dans les régions où les forêts présentent des récoltes de faibles qualité du fait de la gestion passée (e.g. beaucoup de forêts méditerranéennes dégradées). Ces modes de gestion sylvicole contrastés interviennent directement sur les entrées et les sorties de carbone du sol. Ils sont donc susceptibles de modifier, à la hausse ou à la baisse, les quantités de carbone organique du sol (COS) stockées, mais également les quantités de carbone stockées dans
les autres compartiments des écosystèmes forestiers (bois mort ; biomasse aérienne et souterraine ; e.g. Jandl *et al.*, 2007). Cette section propose un point sur les connaissances concernant l'influence de la gestion forestière, dans l'ensemble de ses composantes techniques et temporelles, sur la séquestration de COS en forêt française métropolitaine. Il est basé sur l'état des recherches scientifiques portant sur les forêts tempérées ou boréales à travers le monde.

Parmi les opérations de gestion sylvicole susceptibles d'affecter la séquestration de COS, on peut distinguer deux grandes catégories de pratiques : la **récolte de biomasse** et la **gestion du couvert forestier**.

### 3.6.2. Récolte de biomasse

Lors de la récolte, le forestier modifie temporairement (au moins jusqu'à fermeture du couvert) d'une part les entrées de carbone dans le sol (par exemple des chutes de litière diminuées ou supprimées, ou des apports de résidus d'exploitation additionnels), et d'autre part les sorties de COS (par exemple une décomposition accrue de la couche de litière, d'autant plus que le stock de COS initial est important et que la mise en lumière est forte). En France, l'exploitation forestière conventionnelle prélève seulement une partie de la production annuelle de biomasse. Le taux de prélèvement (i.e. le rapport des prélèvements sur la production nette (production brute à laquelle on a soustrait la mortalité)) est en moyenne de 54% (source : https://inventaire-forestier.ign.fr) même si de fortes disparités existent selon les régions françaises et la propriété forestière (privée ou public). Ce taux de prélèvement pourrait être amené à augmenter dans les décennies à venir, la France ayant pour objectif de développer le volet « biomasse » du panel énergétique national. Cette augmentation de la récolte induit de nouvelles pratiques de gestion qui, pour certaines d'entre elles, peuvent être « déstockantes » vis-à-vis du COS en particulier pour les peuplements en situation de sur-stockage de bois.

#### 3.6.2.1. Arrêt des récoltes de biomasse (abandon de la gestion sylvicole)

Avant d'aborder les effets de différentes modalités de récolte de biomasse en forêt, il convient d'étudier les conséquences de l'absence totale de gestion et donc de récolte de biomasse sur la séquestration de COS. Sur des pas de temps courts, relativement aux forêts (quelques décennies au siècle), les études ne relatent pas de séquestration additionnelle due à la non-gestion de forêts anciennes (Cécillon *et al.*, 2017 ; Krueger *et al.*, 2017 ; Schöning *et al.*, 2013 ; Puhlick *et al.*, 2016 ; Powers *et al.*, 2011, 2012), même si des contre-exemples existent (Christophel *et al.*, 2013). Cette absence d'effet apparent s'explique probablement par le fait que les taux de séquestration de COS des forêts très anciennes (plusieurs siècles voire millénaires) sont très faibles (de l'ordre de 0,05 à 0,10 tC/ha/an d'après une chronoséquence (Schlesinger, 1990) ; voir aussi Dean *et al.* (2017) pour une approche par modélisation).

#### 3.6.2.2. Récolte (partielle ou totale) des troncs

La récolte des troncs des arbres constitue la récolte conventionnelle de biomasse en forêt. Cela implique que les autres compartiments de l'arbre (houppiers = branches + feuillage ; souches ; racines) étaient appelés par défaut « rémanents », du fait même qu'ils étaient laissés sur place. A présent, ces compartiments sont également susceptibles d'être récoltés (cf. ci-dessous). En ce qui concerne les récoltes de troncs, on distingue les « éclaircies » et les « coupes rases ». Les premières sont des récoltes partielles du peuplement forestier (souvent exprimé en % d'arbres récoltés) alors que les secondes impliquent la collecte de tous les arbres du peuplement (généralement avant la plantation ou le semis d'un nouveau peuplement).

Il existe une littérature abondante concernant l'effet d'une éclaircie sur les stocks de carbone organique du sol. Il y a ainsi un consensus d'études de cas (Cheng *et al.*, 2013 ; Hoover, 2011 ; Jurgensen *et al.*, 2012 ; Kim *et al.*, 2016 ; Powers *et al.*, 2011 ; Ruiz-Peinado *et al.*, 2016 ; Scott *et al.*, 2004 ; Skovsgaard *et al.*, 2006) et même de synthèses ou de méta-analyses (Noormets *et al.*, 2015 ; Jandl *et al.*, 2007 ; Zhou *et al.*, 2013 ; Achat *et al.*, 2015b) pour dire qu'une éclaircie n'affecte pas significativement les stocks de carbone organique des horizons minéraux du sol (Tableau 3.6-1). Les résultats sont différents pour la couche de litière et les débris ligneux grossiers. Pour ces derniers, les pertes sont importantes (Powers *et al.*, 2011), en moyenne de 20-25% du stock initial (Achat *et al.*, 2015b), soit de l'ordre de 1-4 tC/ha. En ce qui concerne la couche de litière, les éclaircies peuvent avoir un effet négatif, mais qui n'est pas systématique (cf. références ci-dessus ainsi que Bravo-Oviedo *et al.*, 2015 ; Novak et
Slodicak, 2004 ; Powers et al., 2012 ; Vesterdal et al., 1995). Cette hétérogénéité des résultats s'explique par l'intensité de l'éclaircie : les pertes de carbone organique de la litière augmentent linéairement avec l'intensité de l'éclaircie (Achat et al., 2015b). Par exemple, les effets sont négligeables en deçà d'un taux d'éclaircie d'environ 30-40%. À l'inverse, au-delà de 55% d'éclaircie, les pertes en carbone sont de l'ordre de -40% du COS de la couche de litière (Achat et al., 2015b), soit une perte de 2 à 8 tC/ha.

De même que pour les éclaircies, les coupe-rases ont fait l'objet de nombreuses études (e.g. Berg et al., 2009 ; Busse et al., 2009 ; Hoover, 2011). Si leurs effets sur les stocks de COS font l'objet de méta-analyses aux conclusions divergentes (Noormets et al., 2015 ; Achat et al., 2015b ; Johnson 1992 ; Johnson et Curtis, 2001 ; Nave et al., 2010), cela peut s'expliquer par la profondeur de sol considérée et les interactions avec d'autres pratiques de gestion. En effet, lorsque seules la couche de litière et la partie supérieure du profil minéral sont prises en compte (ce qui constitue l'essentiel des données publiées), la coupe-rase diminue significativement les stocks de COS (Achat et al., 2015b ; Johnson et Curtis, 2001 ; Nave et al., 2010), en moyenne de 10-15% des stocks initiaux. Cet effet moyen est accentué par d'autres perturbations liées aux opérations de préparation du site pour la régénération des peuplements forestiers comme le « slash and burn » ou le travail du sol (cf. section 3.6.3.1.2), et par la taille du stock de COS initial (Dean et al., 2017 ; Achat et al., 2015b ; Johnson 1992). Toutefois, lorsque l'ensemble du profil de sol est pris en compte, l'effet moyen de la coupe-rase sur le stock de COS devient non-significatif, même si une tendance subsiste (-6% ; Achat et al., 2015b, soit une perte moyenne supérieure à 5 tC/ha en forêt métropolitaine française ; Tableau 3.6-1) qui pourrait devenir significative si plus de données étaient disponibles. Cette atténuation de l'effet de la coupe-rase avec la prise en compte du profil de sol complet s'explique par le fait qu'une partie du COS qui est perdu en surface n'est pas minéralisé mais redistribué plus en profondeur (par lixiviation, lessivage, ou enfouissement par le travail du sol).

<table><caption>Tableau 3.6-1.- Effet des pratiques de gestion sylvicole sur la séquestration de carbone organique dans les sols forestiers tempérés</caption><thead><tr><th>Actions du forestier</th><th>Sens de l'effet sur le stock de carbone organique du sol</th><th>Magnitude de l'effet</th></tr></thead><tbody><tr><td>Eclaircie</td><td>Dépend du stock de C initial</td><td>/</td></tr><tr><td>Coupe-rase</td><td>Surtout en cas de perturbation du sol</td><td>-5 tC/ha (NS)</td></tr><tr><td>Récolte des souches</td><td>Mal connu sous climat tempéré</td><td>/</td></tr><tr><td>Récolte des houppiers</td><td>Effet fonction du climat?</td><td>-10 tC/ha</td></tr><tr><td>Plantation (comparaison à la régénération naturelle)</td><td>Le groupe « régénération naturelle » inclue des forêts primaires</td><td>-25 tC/ha</td></tr><tr><td>Conversion d'accrus naturels récents par plantation</td><td>Cas des accrus naturels sur d'anciennes terres arables, essences adaptées au CC</td><td>+0.5 tC/ha/an</td></tr><tr><td>Préparation mécanisée du site</td><td>Essentiellement dans la couche de litière</td><td>-4 tC/ha</td></tr><tr><td>Densité de plantation</td><td>Besoin de suivi à long terme</td><td>/</td></tr><tr><td>Diversité du peuplement</td><td>Besoin de suivi à long terme</td><td>/</td></tr><tr><td>Identité du peuplement</td><td>Besoin de suivi à long terme</td><td>/</td></tr><tr><td>Régime sylvicole</td><td>Effet de l'historique du site</td><td>/</td></tr><tr><td>Structure d'âge du peuplement</td><td>Effet de l'historique du site</td><td>/</td></tr><tr><td>Durée de rotation</td><td>Effet de l'historique du site</td><td>/</td></tr><tr><td>Fertilisation azotée</td><td>Effet très variable</td><td>/</td></tr><tr><td>Apport de cendres</td><td>Dépend du stock de C initial</td><td>/</td></tr><tr><td>Apport de produits résiduaires organiques</td><td>Transfert latéral de fertilité et de C</td><td>+20 tC/ha</td></tr></tbody></table>

Hausse du stock de COS

Baisse du stock de COS

Stock de COS invariant

Effet inconnu sur le stock de COS
### 3.6.2.3. Récolte des souches et des racines

La récolte des systèmes racinaires (i.e. les souches avec plus ou moins de racines selon les techniques employées ; nommées ci-dessous « souches » par commodité) est une pratique qui s'est récemment beaucoup développée en Scandinavie afin de répondre à un double objectif : (1) alimenter les filières bois-énergie (Melin et al., 2010) et (2) réduire les risques de maladies pour les nouvelles plantations (les souches étant des réceptacles naturels de champignons pouvant s'attaquer à des plantules ; Vasaitis et al., 2008 ; Cleary et al., 2013). Ce manque de recul a pour conséquence que les connaissances actuelles sont relativement limitées (Walmsley et Godbold, 2010) et pour l'essentiel circonscrit à la Suède et à la Finlande (Persson, 2012 ; voir Zabowski et al., 2008 pour une exception).

Les modèles simulant les récoltes de souches en forêt concluent que cette pratique pourrait réduire – de manière modérée – les stocks de COS (Melin et al., 2009 ; Eliasson et al., 2013). Toutefois, ces simulations sont contredites par les essais in situ. Ainsi, la récolte des souches n'entraine généralement aucun déstockage de COS (Strömgren et al., 2013 ; Jurevics et al., 2016), ou alors d'amplitude très faible et généralement statistiquement non-significative (Hyvönen et al., 2016 ; Tableau 3.6-1), qui peut être compensée par une augmentation de la séquestration de carbone dans la biomasse (Egnell et al., 2015). Ce résultat peut s'expliquer par le fait que les souches et les racines grossières mettent des décennies à se décomposer (Palviainen et al., 2010 ; Shorohova et al., 2008) et que la perturbation des sols induites par la récolte de souches n'entraine pas de sur-minéralisation du carbone du sol (Strömgren et al., 2017 ; Persson et al., 2017). Si la conclusion logique de cet examen de la littérature est que la récolte de souches n'a pas ou peu d'effet sur les stocks de COS, il convient néanmoins d'émettre une réserve. Comme cela a été indiqué plus haut, l'essentiel des connaissances actuelles concerne seulement deux pays européens de forêt boréale. Dans une étude américaine en forêt tempérée, il apparaît que la récolte de souches provoque un déstockage de 24% du COS (Zabowski et al., 2008). Or, une méta-analyse récente sur les effets des récoltes de houppiers conclut à une forte interaction entre le type de forêt et les effets sur les stocks de carbone (cf. ci-dessous). Dans ce cas, l'effet des récoltes des houppiers était bien plus important dans les forêts tempérées que dans les forêts boréales (Achat et al., 2015b). Si le même type d'interactions est extrapolé à la récolte de souches, il reste possible que la récolte de souches ait un effet significativement négatif sur les stocks de COS des forêts tempérées françaises. Ces pertes putatives restent cependant inconnues, faute d'études ad hoc.

### 3.6.2.4. Récolte des houppiers

Les récoltes des houppiers posent des questions importantes concernant la durabilité de la gestion forestière et la fertilité des sols du fait d'une exportation forte en éléments minéraux (Olsson et al., 1996 ; Stupak et al., 2007 ; Thiffault et al., 2011 ; Wall, 2008 et 2012). En ce qui concerne les effets sur les stocks de COS, une méta-analyse récente indique que la perte de carbone est d'autant plus grande que le nombre de compartiments du houppier récoltés est importante (Achat et al., 2015a). Ainsi, c'est la récolte complète des houppiers (branches + brindilles + feuillage) qui conduit aux pertes maximales de carbone du sol (-24% dans la couche de litière). Les pertes sont encore aggravées si, en plus des houppiers, la litière au sol est récoltée (pratique du « litter raking » ou en français « soutrage » ; -45% du COS de la litière et de -11% à -24% de COS dans les horizons minéraux de surface ; Achat et al., 2015a). Sur l'ensemble du profil de sol, la récolte des houppiers entraine en moyenne une perte de 11% de COS (Achat et al., 2015b), soit en forêt métropolitaine française, une perte de COS moyenne supérieure à 10 tC/ha sur l'ensemble du profil de sol (Tableau 3.6-1).

Il convient de nuancer ce résultat moyen car il n'est pas systématique : tous les écosystèmes ayant été l'objet d'une récolte des houppiers ne voient pas leur stock de COS décroitre. Une partie de cette variabilité s'explique par une interaction avec le type de forêt. En effet, les pertes sont très faibles – voire nulles – en forêts boréales, mais augmentent en forêts tempérées via une corrélation positive avec des variables climatiques (température moyenne annuelle, évapotranspiration ; Achat et al., 2015b). Il n'existe pas assez de données pour conclure sur les forêts méditerranéennes.

**En conclusion** de cette section 3.6.2, un consensus scientifique se dégage pour démontrer que la récolte des houppiers en forêt, en plus de poser de sérieuses questions concernant la fertilité des sols, entraîne un déstockage de COS d'autant plus fort que le nombre de compartiments du houppier (branches, brindilles et feuillage) récoltés est important. En revanche, une éclaircie (récolte partielle des troncs) n'affecte pas significativement les stocks de COS lorsque le taux d'éclaircie est inférieur à 35%. Les coupe-rases n'affectent pas non plus de manière
significative (malgré une tendance à la baisse) les stocks de COS à l'échelle du profil de sol, tout comme la récolte des souches, en l'état actuel des connaissances (Tableau 3.6-1).

### 3.6.3. Gestion du couvert végétal de l'écosystème

#### 3.6.3.1. Régénération du peuplement forestier

##### 3.6.3.1.1. Plantation versus régénération naturelle

Deux grands modes de régénération des peuplements forestiers sont pratiqués : la régénération naturelle ou la plantation. Dans deux méta-analyses globales comparant des paires de sites en forêt régénérées par plantation ou en régénération naturelle (i.e. regroupant des forêts primaires ou secondaires), Liao et al. (2010, 2012) ont montré une perte systématique de COS pour les forêts régénérées par plantation par rapport à celles en régénération naturelle. Ces pertes de COS sont significatives dans la couche de litière (stock de carbone organique de 5,1 tC/ha en moyenne sous plantation contre 6,1 tC/ha en moyenne sous régénération naturelle, toutes situations confondues) comme dans la couche de sol minéral (0-30 cm en moyenne, avec 103,9 tC/ha en moyenne sous plantation contre 128,8 tC/ha en moyenne sous régénération naturelle, toutes situations confondues) et ce en tenant compte des changements de densité apparente. Cette différence de stockage pourrait être liée au fait que les forêts en régénération naturelle de ces études sont pour partie des forêts primaires, avec des stocks de COS probablement à l'équilibre. Ces deux méta-analyses ne précisent pas si les pertes de COS observées sous forêts plantées sont plus fortes lorsqu'elles sont comparées à des forêts primaires en régénération naturelle par rapport à des forêts secondaires en régénération naturelle. Ainsi, elles ne permettent pas de conclure si la différence observée avec les plantations est la conséquence du type de régénération et/ou du caractère primaire de certaines forêts.

Par ailleurs, lors de la conversion de forêts récentes (type accrus naturels) par plantation d'essences ligneuses à croissance rapide, une forte séquestration de COS (> 0,50 tC/ha/an) est observée lorsque la forêt se situe sur d'anciennes terres arables (Poeplau et al., 2011 ; Tableau 3.5-3). Les effets positifs sur la séquestration de COS de cette pratique seront durables si les essences choisies sont adaptées aux changements climatiques.

Il apparaît donc que, d'une manière générale, la plantation est une pratique d'installation des peuplements qui n'a pas d'incidence négative sur les stocks de COS lorsque ceux-ci sont initialement bas, comme sur des anciennes terres arables. A l'inverse, lorsque les stocks initiaux de COS sont très élevés, il y a un risque de déstockage probablement lié à la perturbation du sol (cf. ci-dessous) et à la suppression temporaire d'apport de litière. Dans ce cas de figure, la régénération naturelle semble plus à même à maintenir les stocks car elle maintient un couvert végétal permanent au sol.

##### 3.6.3.1.2. Préparation du sol lors de la régénération du peuplement forestier

La préparation du site intervient lors de la phase de régénération du peuplement forestier, elle vise à favoriser la croissance et la survie des plants ou des semis, en supprimant la végétation en concurrence avec les essences d'intérêt économique, en améliorant le pédoclimat (humidité, température et aération du sol), en augmentant la disponibilité des nutriments (à condition qu'il y ait un couvert végétal suffisant pour capter les éléments avant qu'ils ne soient lessivés), et en réduisant les dommages causés par les insectes (Schmidt et al., 1996 ; Jandl et al., 2007 ; van Miegroet et Olsson, 2011). La préparation du site comprend l'ensemble des travaux d'aménagements lors de l'installation (i.e. afforestation) ou la régénération (assistée) d'un peuplement forestier.

Les effets possibles sur les stocks de COS liés à la préparation mécanisée du site incluent l'augmentation de la décomposition du COS, l'accélération de l'érosion (Paul et al., 2002), une modification du lessivage du carbone organique dissous ainsi qu'une modification des entrées de carbone dans le sol via des effets sur la végétation (van Miegroet et Olsson, 2011). Ces effets viennent s'additionner aux effets sur la séquestration de COS liés à la récolte de biomasse (James et Harrison, 2016) décrits plus haut.

Plusieurs revues ont étudié l'effet de différentes techniques de préparation mécanisée du site sur la séquestration de COS (e.g. Johnson, 1992 ; Paul et al., 2002 ; Jandl et al., 2007 ; Laganière et al., 2010 ; Nave et al., 2010 ; van Miegroet et Olsson, 2011 ; James et Harrison, 2016). Historiquement, l'effet généralement admis de la préparation mécanisée du site sur les stocks de COS était une décroissance (perte de COS) initiale alors qu'aucun effet n'était
visible à long terme (au-delà de 40-60 ans ; Paul *et al.*, 2002). Dès 1992, Johnson identifiait des effets sur les stocks de COS variables selon le site et la technique de préparation mise en œuvre. Il pointait la difficulté à déterminer si les pertes de COS observées résultaient d'une minéralisation du COS ou d'un simple déplacement latéral lié à l'activité des engins (Johnson, 1992). Malgré les problèmes d'échantillonnage dans les études compilées (Paul *et al.*, 2002), problèmes qui sont accentués par la forte hétérogénéité spatiale des stocks de COS engendrée par différentes techniques mécanisées de préparation du site (Quibel, 2015), quelques tendances ressortent de l'examen de la littérature.

Dans leur revue, Nave *et al.* (2010) identifient le labour comme une technique mécanisée de préparation du site pouvant diminuer les stocks de COS en surface (-20%), notamment dans certains types de sol. Récemment, James et Harrison (2016) ont étendu la base de données de Nave *et al.* (2010) et ont identifié une perte de COS substantielle liée au labour dans la couche de litière (-37% en moyenne avec une forte variabilité, soit une perte d'environ 4 tC/ha en forêt française métropolitaine ancienne ; Tableau 3.6-1), mais pas dans le sol minéral (James et Harrison, 2016). De même, dans une autre une méta-analyse, Laganière *et al.* (2010) ont montré que les plantations d'afforestation ayant subies une perturbation minimale du sol lors de la préparation du site (plantation manuelle ou autre opération non intensive) voient leur stock de COS (couche 0-30 cm) augmenter plus vite (+19%) sur une période de 20 ans que les sites ayant subi une perturbation plus intense (+4%; préparation mécanisée du sol avec labour, formation mécanisée de billon et/ou de tranchées, plantation à l'aide d'engins).

D'autres techniques de préparation du site sont parfois employées, comme l'incinération des rémanents et autres débris végétaux issus de l'exploitation forestière, afin de faciliter la régénération du peuplement forestier. Il s'agit de feux contrôlés et de faible intensité, à ne pas confondre avec les perturbations liées aux incendies de forêts. Néanmoins cette pratique, conduisant à une perte en éléments nutritifs forte (notamment en azote), est réservé à des cas extrêmes de difficulté de régénération. La revue de Johnson (1992) donne quelques éléments quant aux effets de cette pratique de gestion sylvicole sur les stocks de COS, avec généralement peu d'effets observés à long terme sur la séquestration de carbone organique dans les sols. Dans leur revue plus récente, James et Harrison (2016) montrent que le brûlis après récolte diminue les stocks de COS (couche de litière + horizons minéraux du sol, généralement couche 0-30 cm) de manière significative (-15%), avec une perte plus importante dans la litière (-41%). La pratique du brûlis des rémanents et autres débris végétaux peut également être mise en œuvre dans l'objectif de réduire le risque d'incendies de forêts, notamment en zone méditerranéenne, ce qui peut contribuer (lorsqu'il est bien maîtrisé et qu'il n'entraîne pas d'érosion du sol) à maintenir le stock de carbone global de l'écosystème forestier (biomasse sur pied, bois mort, litière et sol) à un niveau élevé de manière durable (Ruiz-Peinado *et al.*, 2017).

Au-delà de leurs effets généralement négatifs sur les stocks de COS, il est important de rappeler que les opérations de préparation du site entraînent souvent une augmentation de la séquestration de carbone dans la biomasse (i.e. en améliorant la croissance des arbres) susceptible de compenser les pertes de COS qu'elles génèrent, voire de constituer un puits net de carbone à l'échelle de l'écosystème forestier (Jandl *et al.*, 2007).

### 3.6.3.1.3. Pratiques de gestion du sous-bois

En forêt, les essences ligneuses d'intérêt économique, dites « commerciales » ou « objectif » sont accompagnées par un riche cortège d'espèces des strates herbacées et arbustives, des mousses, des fougères et autres bryophytes (Frochot *et al.*, 2002). La végétation accompagnatrice peut-être en compétition pour les ressources (lumière, eau, éléments nutritifs) avec les essences d'intérêt économique, pouvant perturber voire empêcher la croissance des jeunes semis ou des jeunes plants. Le contrôle (i.e. la réduction ou l'élimination temporaire) de la végétation accompagnatrice est ainsi une pratique de gestion sylvicole employée pour favoriser la croissance des essences ligneuses d'intérêt économique, principalement durant les stades jeunes des arbres. Cette pratique de gestion peut avoir recours au travail du sol lors la plantation (cf. section précédente sur la préparation du site lors de la régénération des peuplements forestiers), à des paillages, des arrachages manuels ou à des herbicides, ou encore à des animaux exerçant une pression d'herbivorie sur la végétation accompagnatrice. Certaines pratiques de gestion du sous-bois incluent également le remplacement (par semis) de la végétation accompagnatrice spontanée par une végétation potentiellement bénéfique à la croissance des essences d'intérêt économique.

Lorsque le contrôle du sous-bois est ponctuel, ou lorsqu'il est répété sur seulement quelques années, les effets sur le COS ne montrent pas de tendance systématique (Zhang *et al.*, 2014 et 2015; Wang *et al.*, 2014; Wan *et al.*, 2015). A l'inverse, lorsque le sous-bois est contrôlé de manière répétée sur une à plusieurs décennies, une baisse du COS est généralement observée avec une amplitude variable selon les études (Powers *et al.*, 2013;
Shan et al., 2001 ; Wu et al., 2014 ; Dietzen et al., 2017). Malgré la réduction plus ou moins forte du stock de COS liée à la suppression de la végétation accompagnatrice, le stock de carbone organique total de l'écosystème forestier est souvent amélioré (notamment via le compartiment biomasse sur pied, voire celui de la couche de litière) par ces pratiques de gestion sylvicole (e.g. Shan et al., 2001).

Très peu d'études sur l'effet sur la séquestration de COS de pratiques alternatives de contrôle de la végétation accompagnatrice sont disponibles (Zhang et al., 2014 et 2015 ; Bowie et al., 2016). Des études à long-terme et concernant l'ensemble du profil de sol sont donc nécessaires pour évaluer le bilan carbone de ces techniques alternatives.

### 3.6.3.2. Structure du peuplement forestier

#### 3.6.3.2.1. Structure d'âges

On distingue les peuplements forestiers dont les arbres appartiennent à la même classe d'âge (forêt équienne) des peuplements dont les arbres appartiennent à plusieurs classes d'âge (forêt non-équienne). Cependant, la structure d'âges d'un peuplement forestier est en grande partie le résultat du régime sylvicole mis en œuvre (cf. section 3.6.3.3.). Il est donc très difficile de comparer des forêts équiennes et des forêts non-équiennes « toutes choses égales par ailleurs ». Les quelques études portant sur cette comparaison suggèrent que les forêts non-équiennes séquestrent légèrement plus de COS que les forêts équiennes (Pötzelsberger et Hasenauer, 2015 ; Jonard et al., 2017). Toutefois, ces résultats restent difficiles à quantifier et ne sont pas systématiques (Powers et al., 2011 ; Tableau 3.6-1).

#### 3.6.3.2.2. Composition spécifique

La composition spécifique des peuplements peut affecter les stocks de COS au travers de deux leviers : (1) la biodiversité (i.e. le nombre d'espèces d'arbre présentes), et (2) l'identité (i.e. la nature de l'espèce – ou des espèces – présente(s)). Par ailleurs, chacun de ces deux leviers peut avoir une influence sur la séquestration de carbone via deux processus : (i) une croissance plus rapide induisant des flux plus importants de nécromasse vers le sol, et (ii) une modification des conditions physico-chimiques et biologiques du sol pouvant conduire à plus d'accumulation ou de stabilisation de matières organiques.

Il existe à présent beaucoup de travaux comparant la productivité de peuplements mélangés à des peuplements monospécifiques. L'idée généralement avancée par ces études est que la biodiversité augmente la productivité ; c'est le concept de « overyielding ». Bien que ce concept pose des questions méthodologiques qui perturbent les comparaisons entre études (Hulvey et al., 2013), et même si cette tendance est loin d'être rapportée de manière systématique (e.g. Sullivan et al., 2017 ; Grossiord et al., 2014), il semble que la biodiversité puisse augmenter la productivité, ou tout du moins peut la rendre moins sensible aux aléas, notamment climatiques (Jucker et al., 2014 ; Morin et al., 2014). Toutefois, l'effet de la biodiversité sur le carbone du sol est dans le meilleur des cas faible-modéré (Dawud et al., 2016 et 2017 ; Wang et al., 2013), voire non-significatif (e.g. Brunel et al., 2017 ; Wiesmeier et al., 2013). En l'état des connaissances, il est impossible de quantifier le gain en termes de séquestration de carbone du sol. Une gamme raisonnable et conservative de valeurs est 0-10% de gain (Dawud et al., 2016 ; Wang et al., 2013), soit en forêt métropolitaine française, un gain de COS moyen entre 0 et 10 tC/ha sur l'ensemble du profil de sol. Outre le manque de données fiables, l'imprecision relative à l'effet de la biodiversité tient également au fait que les résultats sont extrêmement dépendants du contexte, qu'il s'agisse du climat, du type de sol, ou de l'identité des espèces qui composent les peuplements à forte biodiversité (Brunel et al., 2017 ; Dawud et al., 2017).

D'une manière générale, dans un écosystème donné, l'identité des espèces (espèce *per se*, ou groupe fonctionnel comme les conifères ou les fixateurs d'azote) a potentiellement plus d'impact sur le carbone du sol que la biodiversité (Hulvey et al., 2013 ; Dawud et al., 2016 et 2017). Il existe ainsi de forts contrastes de stockage de carbone lorsque l'identité est manipulée en expérimentations *in situ* (Boca et al., 2014). Un résultat largement documenté est le plus grand stockage de carbone dans la litière sous les conifères (+50% à +150% en moyenne ; Boca et al., 2014 ; Augusto et al., 2015). Toutefois, lorsque l'ensemble du profil de sol est pris en compte, il n'existe plus de différence significative entre les conifères et les feuillus (voir Boca et al., 2014 pour une méta-analyse ; voir par exemple Gahagan et al., 2015 pour un cas d'étude). Ceci suggère qu'il existe des effets de compensation entre la couche de litière et les horizons minéraux du sol (Vesterdal et al., 2008), qui pourraient s'expliquer par une meilleure stabilisation du carbone dans les horizons minéraux sous les feuillus (Wiesmeier et al., 2013 ; Augusto
et al., 2015 ; Soucémarianadin et al., 2018). La productivité des feuillus étant en moyenne plus élevée que celle des conifères lorsque les conditions de sol sont favorables – et réciproquement (Augusto et al., 2014), il est possible que l’identité des espèces qui optimise la séquestration de carbone soit fortement dépendant du sol (Augusto et al., 2015). De même, l’effet du type d’espèces (i.e. conifères versus feuillus) sur le COS est en forte interaction avec le climat (Boca et al., 2014). C’est pourquoi l’état actuel des connaissances ne permet pas de proposer des recommandations pratiques pour mettre à profit ce levier potentiellement important.

3.6.3.3. Régime sylvicole et conduite du peuplement forestier par le gestionnaire

3.6.3.3.1. Fertilisation

Si de nombreuses études ont porté sur l'impact de la fertilisation (essentiellement azotée) sur la croissance des arbres en volume et en biomasse, un très faible nombre s'est focalisé sur le sol et plus particulièrement sur l'effet de la fertilisation sur la séquestration de COS.

Une réponse en « cloche » à la dose de fertilisant (généralement azoté) montrée par Schulte-Uebbing et de Vries (2018) pour la biomasse aérienne est également observée pour le stock de COS des écosystèmes forestiers (Cheng et al., 2018, sur des peuplements mixtes feuillus-résineux ; Ma et al., 2018, sur des peuplements de mélèze). Le maximum observé est en général entre 50 et 100 kgN/ha/an ce qui représente des niveaux de fertilisation peu, voire pas du tout (pour la France) appliqués en forêt. A titre de comparaison, les dépôts atmosphériques – qui sont la principale source de N d'origine anthropique pour les forêts françaises – sont de l'ordre de 3 à 30 kgN/ha/an.

3.6.3.3.2. Amendement calco-magnésien

Le chaulage, pour les écosystèmes forestiers qui croissent majoritairement sur sol acide, permet de remonter le pH du sol, maintenir ou restaurer la fertilité des sols et améliorer le statut nutritif des arbres. Très peu d'études concernent l'effet d'amendements calco-magnésien sur la séquestration de COS.

L'impact sur la teneur en carbone du sol peut être positif (Melvin et al., 2013) ou négatif (Kreutzer, 1995), ou varier selon la forme de l'amendement (Belkacem et Nys, 1995, impact négatif sur les horizons supérieurs avec de l'amendement calco-magnésien et nul avec du gypse) et le type d'humus (pas d'effet sur un humus de type moder, quelle que soit la forme de l'amendement). Il faut noter que les changements interviennent pour la plupart dans les horizons organiques et minéraux supérieurs, avec potentiellement un transfert du C aux horizons inférieurs (Belkacem et Nys 1995).

D'une manière générale, l'effet de la fertilisation azotée ou du chaulage sur la séquestration de COS doit être
envisagée sur des temps longs, et à l'échelle de l'ensemble des compartiments de COS des écosystèmes
forestiers. D'autres pratiques d'amendements du sol, non pratiquées en forêt métropolitaine française du fait de la
réglementation, comme l'apport de cendres, ne fait en moyenne pas varier significativement le stock de COS, mais
il existe un risque de déstockage de COS qui augmente avec le stock de COS initial, à nuancer en fonction des
gains potentiels de productivité de biomasse aérienne (Augusto et al., 2008 ; Rosenberg et al., 2010). En revanche,
l'apport aux sols forestiers de produits résiduaires organiques, très rare, a comme en milieu agricole un effet moyen
positif sur le stock de COS (de l'ordre de + 20%, dépendant de la dose apportée, soit en forêt métropolitaine
française, des stocks moyens de COS supérieurs de 20 tC/ha sur l'ensemble du profil de sol), sans influence nette
du type de produit apporté (Marron, 2015 ; Tableau 3.6-1).

3.6.3.3.3. Régime sylvicole (taillis, taillis sous futaie, futaie)

En forêt tempérée, différents modes de renouvellement des peuplements forestiers sont utilisés, on parle de régimes sylvicoles. On distingue ainsi les taillis (dont les arbres sont issus de souche (rejets) et comprennent une à plusieurs tiges) des futaies (dont les arbres sont issus d'une graine et n'ont qu'une seule tige). Entre ces deux régimes sylvicoles, on distingue une stratégie de renouvellement des peuplements intermédiaire : le taillis sous futaie (définitions de l'IFN ; https://inventaire-forestier.ign.fr).

Actuellement, peu de données sont disponibles pour comparer de manière satisfaisante (toutes choses égales par ailleurs) l'effet du régime sylvicole sur les stocks de carbone organique du sol. De plus, il faut noter que le choix du régime sylvicole impacte directement la structure d'âge du peuplement, ainsi que les prélèvements de biomasse ;
les résultats des paragraphes précédents sont ainsi à prendre en considération. Il existe peu d'études permettant d'évaluer les effets du régime sylvicole sur le COS. Parmi les quelques informations récoltées (Slak et Suran, 1981, cités par Nys et al. (2002) ; Nys et al., 2002 ; Bruckman et al., 2016 ; Wäldchen et al., 2013), le régime sylvicole n'influence généralement pas de manière significative la séquestration de COS. Une augmentation du stock de COS sous futaie par rapport au taillis est possible (Slak et Suran, 1981 ; +16%), mais est loin d'être systématique.

### 3.6.3.3.4. Densité du peuplement

Les peuplements forestiers plantés de manière plus dense (i.e. augmentation du nombre d'arbres à l'hectare) ont une biomasse supérieure aux peuplements moins denses. Les plantations plus denses ont donc des entrées de carbone au sol plus importantes (si les écarts de densité sont maintenus dans le temps), ce qui pourrait augmenter les stocks de COS (Laganière et al., 2010). Les effets attendus dans des parcelles plantées de manière dense sont similaires à ceux attendus dans des parcelles subissant des éclaircies plus faibles (cf. section 3.6.2.2.).

Pourtant, dans une méta-analyse, Laganière et al. (2010) ont montré que les plantations d'afforestation ayant été réalisées avec une densité de plantation forte ne voient pas leur stock de COS augmenter plus que les plantations d'afforestation ayant été réalisées avec une densité de plantation faible. De même, aucune différence de stocks de COS n'a été observée dans des plantations de Pins maritimes (forêt des Landes) et de Douglas (massifs forestiers du Limousin et du Morvan) entre des parcelles à forte ou à faible densité de plantation (Cécillon et al., 2017). Il ressort de ces études que la densité des peuplements forestiers, pour autant que le couvert végétal soit maintenu, n'a pas d'effet à moyen terme sur les stocks de COS (Tableau 3.6-1).

### 3.6.3.3.5. Longueur de la révolution

La révolution (laps de temps entre la régénération et la coupe finale) en futaie régulière et en taillis est un paramètre essentiel de la gestion forestière. En général, la révolution est d'autant plus longue que le sol est peu fertile, que la gestion est extensive, que la croissance de l'essence forestière est lente, et lorsque la valorisation des grumes en bois d'œuvre est privilégiée. En fonction des essences, les durées de révolution moyennes vont ainsi de 20-30 ans pour les taillis de feuillus, 35-50 ans pour le pin maritime, 50-60 à 90 ans pour l'épicéa et le douglas, 100 à 150 ans pour le hêtre et le sapin, plus de 150 ans pour le chêne. Du fait des changements climatiques et des effets associés, il est envisagé de réduire ces durées de rotation pour atténuer les risques liés aux tempêtes, incendies ou aux attaques de pathogènes (Roux et al., 2017). Cela revient à faire passer la séquestration de carbone dans l'écosystème à un stockage de carbone dans les produits et augmenter la part de substitution (Fortin et al., 2012). Du point de vue de l'écosystème, le raccourcissement des révolutions peut avoir un impact sur la fertilité du sol et le COS avec une tendance générale à la diminution (Achat et al., 2018). Le peuplement étant renouvelé plus souvent sur le même laps de temps, les exportations de biomasse et d'éléments nutritifs sont plus importantes et les effets liés à la préparation du sol lors de la régénération du sol forestier sur le COS sont également amplifiés. Ainsi, plus la durée de révolution est longue, plus le COS est susceptible d'augmenter, même si l'effet de très longues révolutions (i.e. de plusieurs siècles) restent mal connues avec des résultats variables selon les études (Ji et al., 2017 ; Leuschner et al., 2014 ; Zhou et al., 2006). Ainsi, simultanément, les risques d'aléas liés aux changements climatiques augmentent (et peuvent contribuer à la réduction du stock de COS dans les arbres) avec la longueur de la révolution, alors que plus la révolution est courte, plus les pertes de COS liées à la gestion forestière peuvent être importantes (Seely et al., 2010).

Toutefois, à ce jour, nous ne connaissons pas d'études où des peuplements forestiers sont suivis longitudinalement (et non pas en chronoséquence) sur environ 150 ans et ayant connu une sylviculture intensive (plusieurs révolutions courtes) d'une part ou extensive d'autre part (rotation longue sur le même laps de temps). Seules les études basées sur la modélisation peuvent aborder la question de l'effet de la longueur de la révolution sur le COS (Johnson et al., 2010 ; Wang et al., 2013 ; Seely et al., 2002 ; Achat et al., 2018). Les simulations numériques sont généralement concordantes et indiquent une baisse des stocks de COS avec un raccourcissement des révolutions (par exemple : -15 à -20% au bout de 360 ans ; Johnson et al., 2010), ce qui équivaudrait à une perte de COS moyenne supérieure à 15 tC/ha (données simulées) sur l'ensemble du profil de sol en forêt métropolitaine française (Tableau 3.6-1).

A l'inverse des forêts, des résultats empiriques existent pour les peupleraies en contexte agricole. Wang et al. (2016) dans leur méta-analyse montrent clairement une courbe inversée entre l'accroissement moyen en biomasse et le stockage de carbone dans le sol (schéma qui est probablement général mais pas encore suffisamment étudié à ce jour) aboutissant pour cette essence à un bilan nul à 20 ans de révolution et positif au-delà.
### 3.6.5. Conclusion : combinaisons de pratiques et panorama des possibles

Au préalable, il est nécessaire de rappeler que :

- Du fait de stocks par unité de surface élevés (de l'ordre de 100 tC/ha sur l'horizon 0-100 cm), et des surfaces concernées (31% du territoire métropolitain) les sols forestiers constituent un important réservoir de carbone. De plus, beaucoup de ces sols n'étant pas à l'équilibre, on observe une tendance à l'augmentation de ces stocks (cf. section 3.5). L'enjeu principal est la préservation de ce stock et de son évolution tendancielle positive par des pratiques de gestion sylvicoles durables.

- La recherche de pratiques sylvicoles permettant d'entretenir ces stocks, voire de les augmenter, ne peut pas se raisonner indépendamment du cycle des éléments nutritifs car les forêts sont en très grande majorité sur des sols pauvres, acides avec une recharge en éléments minéraux essentiellement basée sur les apports atmosphériques et l'altération des minéraux du sol. Ainsi, l'intensité des éclaircies, les compartiments exportés (en particulier les menus bois et les feuillages, très riches en éléments minéraux) et la durée de révolution sont des paramètres important pour le maintien de la fertilité des sols.

- Les changements climatiques vont nécessiter d'adapter la forêt (vu les durées de révolution moyenne, c'est un enjeu majeur pour les gestionnaires). Les changements d'essence seront soit progressifs en s'appuyant sur les ressources génétiques forestières et la régénération naturelle (e.g. migration assistée Lefèvre et al., 2014), soit réalisés par plantation avec du matériel végétal adapté aux futures conditions. Cette conversion des peuplements pour tenir compte des changements climatiques (dans un objectif de maintenir voire augmenter la production) pourra avoir des conséquences sur le sol et les stocks de C.

- La gestion forestière a des conséquences sur le cycle du carbone bien au-delà du compartiment sol. Il convient d'en appréhender les effets à long terme sur tous les compartiments de l'écosystème, et d'y ajouter d'éventuels effets de substitution liés à l'usage des produits bois. Ainsi, certaines pratiques peuvent impacter négativement le stock de COS (préparation du sol avant plantation, contrôle du sous-bois, raccourcissement des révolutions, etc.) mais favorisent la croissance des arbres et donc la séquestration de carbone dans la biomasse. Ces effets contraires rendent difficiles l'évaluation des pratiques qui sont de fait intégrées dans un itinéraire sylvicole complet.

L'analyse bibliographique réalisée dans le cadre de ce chapitre montre que très peu de leviers de gestion sylvicoles sont mobilisables pour accroitre le stock de COS des sols forestiers. A l'inverse, le développement de certaines pratiques comme la récolte des houppiers pour la production d'énergie pourrait conduire à une réduction des stocks. Un bilan environnemental global de ce type de pratique est nécessaire.

Compte tenu de la nécessité de simultanément protéger les stocks existants et de favoriser le stockage là où il est possible nous avons distingué cinq grands cas potentiels assortis de recommandations de gestion :

→ Les sols forestiers pour lesquels le taux de stockage de COS est élevé (> 0,50 tC/ha/an)

1. Les forêts « récentes » (afforestation postérieure à 1960) sur d'anciens sols arables constituent un fort puits de COS (voir section 3.5) et le demeureront pour les 40 prochaines années en cas de maintien de l'usage boisé (l'état d'équilibre des stocks de COS n'étant pas atteint 120 ans après l'afforestation) associé à un maintien de pratiques de gestion forestière respectant les stocks de COS et la fertilité des sols (i.e. nécessité de laisser les menus bois au sol lors de la récolte). Pour ces forêts les fonctions de Poeplau et al. (2011) peuvent être utilisées pour quantifier la séquestration de COS. Ces fonctions prédisent le changement relatif des stocks de COS en pourcentage, elles ont été développées en zone tempérée pour la couche minérale du sol et intègrent possiblement la couche de litière.

2. En complément, la conversion par plantation de peuplements forestiers très récents à récents (type accru naturel sur terres arables abandonnées, avec faible valeur ajoutée à terme) avec des essences adaptées aux changements climatiques et à forte production en carbone (croissance élevée et forte densité du bois) constitue un second puits de COS fort et durable (avec peu de risques de décroissance du COS initial qui est déjà à des valeurs faibles sur ces situations).

Pour ces deux cas de figures, il est possible de profiter à la fois des effets de séquestration de C dans l'écosystème (sol et biomasse), et des effets de substitution dans les produits bois via la récolte de biomasse.
→ Les sols forestiers pour lesquels le taux de stockage de COS est modéré (environ 0,17-0,35 tC/ha/an)

3 – Les forêts anciennes (i.e. usage forestier de longue date) et gérées (forêts publiques et privées) constituent un puits modéré de COS comme le démontrent les observations de séquestration de COS en forêt domaniale gérée (+0,35 tC/ha/an ; Jonard et al., 2017). Pour ces forêts, un taux conservatif d'environ +0,17 tC/ha/an peut être retenu par prudence (Dhôte et al., 2016). Ce taux de séquestration de COS peut être considéré comme une ligne de base durable de séquestration de COS dans ces forêts. Notre synthèse montre que pour ces forêts, aucun levier de gestion ne permet d'augmenter de manière certaine la séquestration de COS au-delà de la ligne de base. Pour ce cas, l'ambition est de conserver ce capital de séquestration de carbone dans le sol en (i) évitant les coupes rases (éviter le sol nu par une régénération naturelle, ou la conservation d'un couvert forestier) ou en réduisant leur nombre (avec une préparation du sol minimale et une gestion de la végétation appropriée), et en (ii) adoptant des durées de rotation entre deux éclaircies supérieures ou égales aux pratiques actuelles.

→ Les sols forestiers pour lesquels le taux de stockage de COS est faible avec un risque important de perte de stock

4 – Dans les forêts en situation de sur-stockage de biomasse sur pied (majoritairement en forêt privée) et en position d'être exploitées (i.e. excluant les forêts de protection en montagne ou autres contraintes environnementales), les besoins en bois et en matières renouvelables incitent à les remettre en exploitation. Aucun levier de gestion ne permet d'augmenter les stocks de COS dans ces forêts, il s'agit d'éviter ou de réduire les possibles pertes de COS liées à l'exploitation, et deux solutions principales sont envisageables selon le type de peuplement : (i) pour les forêts mitées et/ou en situation de sur-stockage depuis longtemps, la plantation avec pas ou peu de travail du sol sera la solution la plus rapide et la moins couteuse en perte de COS ; (ii) pour les autres peuplements, des éclaircies de faible intensité et rapprochées pour éviter des dégâts majeurs issus des tempêtes ou des attaques de pathogènes permettront d'éviter un déstockage important du carbone dans le sol. Les peuplements forestiers très récents à récents (type accru naturel) sur d'anciennes prairies (avec faible valeur ajoutée à terme) rentrent aussi dans cette catégorie. La transformation réussie de ces peuplements les intégrera dans le cas 3 des forêts gérées.

5 – Enfin, les forêts soumises à une forme de protection particulière (parcs, difficulté d'accès, réserves, TTM, etc.) à gestion non orientée vers la production de bois vont probablement continuer à stocker du carbone dans les sols à conditions qu'elles ne soient pas affectées trop fortement par les changements globaux ou par un alea (tempête, incendie, épidémie). En revanche, la (re)mise en exploitation de ces forêts pourrait entraîner un déstockage de COS.

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# 3.7. Etat des connaissances sur les pratiques réputées « stockantes » en prairies permanentes

Auteurs : Anne-Isabelle Graux, Katja Klumpp

Principaux enseignements de cette section :

* Les valeurs de stockage de C en prairies permanentes dépendent de l'historique d'occupation du sol, de l'état initial des stocks de C, du pédoclimat, de l'âge, des pratiques agricoles et de la composition botanique de la prairie (nombre et nature des espèces fourragères).

* Les valeurs rapportées par la littérature à l'échelle du globe sont extrêmement variables pour les prairies gérées par l'homme : on trouve une fourchette de stockage de C allant de -1,3 à plus de +1,4 MgC/ha/an sur 0-30 cm), avec des valeurs entre -0,40 à 0,90 tC/ha/an en Europe.

* L'analyse de la littérature montre que l'apport de fertilisant minéraux ou organiques a généralement un effet positif sur le stockage (de l'ordre de 0 à +0,21±0,07 tC/ha/an par rapport à un témoin non fertilisé).

* Les prairies pâturées stockent davantage de C que les prairies fauchées à même quantité de biomasse prélevée (cf. taux d'utilisation).

* En système pâturé, il semblerait que le stockage de C augmente avec le taux d'utilisation de l'herbe jusqu'à un optimum au-delà duquel il décrot.

## 3.7.1. Introduction

La place des prairies à l'échelle nationale se caractérise d'une part par une surface considérable (12,6 millions d'hectares (Mha) en 2017, soit environ 40% de la SAU française), et d'autre part par une dynamique de régression significative depuis les années 60, à un rythme 2,5 fois plus rapide que la réduction de la SAU (12,3 Mha en prairie permanente et 2,5 Mha en prairie temporaire en 1970 par rapport à respectivement 9,3 Mha et 2,9 Mha en 2017, Agreste 2017¹¹). Outre les autres services qu'elles rendent à l'élevage et plus largement à la société, les prairies sont reconnues comme présentant un potentiel à stocker du carbone dans leurs sols et donc à atténuer les effets du changement climatique (Soussana et al., 2010).

Cette section s'intéresse uniquement aux prairies permanentes (ou surfaces toujours en herbe), aux modes actuels de gestion de ces prairies et aux surfaces associées. Elle dresse l'état actuel des connaissances de l'effet des pratiques de gestion des prairies permanentes sur le stock moyen de carbone organique des sols, dans le but d'identifier les pratiques les plus propices au stockage de C (« stockant », « déstockant », ou sans effet significatif). Cette analyse est conduite en se limitant aux références obtenues dans des climats relativement comparables aux climats de la France (Europe, Amérique du nord, zones tempérées de l'Amérique du sud, de l'Australie et de la Nouvelle-Zélande), sauf si spécifié différemment.

Deux méthodes permettent d'estimer le stockage de C sous prairie permanente: i) la méthode dite par inventaire du sol qui mesure la variation du stock de C du sol au cours du temps, « delta stock C » et ii) la méthode des fluctuations turbulentes ou eddy-covariance, basée sur l'utilisation d'une tour à flux qui mesure les échanges de C entre la végétation, le sol et l'atmosphère, « Flux C ». La méthode « Flux C » considère le C stocké dans l'intégralité de l'écosystème (plante-sol-animaux) alors que la méthode « delta stock C » se base sur la différence de C du compartiment sol fin tamisé à 2 mm entre deux dates et pour une profondeur donnée, par exemple 0-30 cm (cf. section 3.5). Cette section se base sur la littérature utilisant la méthode dite « delta stock C », méthode de référence. L'analyse de l'ensemble de la littérature montre que les valeurs de stockage de C dépendent de la méthode de mesure utilisée, avec des valeurs nettement plus élevées pour la méthode « Flux C » que pour la méthode « Delta Stock C ».

<footnote n="11">¹¹ Agreste, 2017. Surfaces, productions, rendements de cultures fourragères, résultats 2016 définitifs et 2017 provisoires. http://agreste.agriculture.gouv.fr/IMG/pdf/saa2018T13bspca.pdf</footnote>
### 3.7.1.1. Une grande variabilité du stockage dans les prairies

L'analyse de la littérature recensée à l'échelle du globe dans le cadre de l'étude montre une large gamme de valeurs de stockage de C, allant de -1,3 à plus de +1,4 t C ha⁻¹ an⁻¹ (les valeurs négatives correspondant à un déstockage de carbone) (par exemple Conant et al., 2017, Sandermann et al., 2015, Abdalla et al., 2018, Franzluebbers et Stuedemann 2009). Cette fourchette montre que les prairies peuvent dans certaines situations déstocker des quantités importantes de carbone, ou n'en stocker que très peu. Les prairies ne sont par conséquent pas des puits perpétuels de carbone et il convient de pouvoir identifier les situations qui favorisent le stockage de C sous prairie (Smith, 2014).

La variabilité de ce stockage du C dans les sols de prairies est liée à la diversité de l'âge des prairies, à la diversité de nature des sols et des conditions climatiques (Cf. sections 3.2 et 3.5), à la diversité des modes de gestion de la prairie, et à la diversité de nature et de composition botanique des prairies elles-mêmes.

Du point de vue des processus, le stockage de C dans les sols de prairie dépend à la fois de la productivité nette de l'écosystème qui détermine elle-même les entrées de C de l'atmosphère vers la végétation et le sol (combien peut-on stocker ?), et du temps moyen de transit du C dans les différents compartiments composant la prairie (pendant combien de temps peut-on stocker?) (Soussana et Lemaire, 2014 ; Jones et Donnelly, 2004).

En jouant sur la productivité des prairies et les entrées de C vers le sol (en quantité et en qualité) ainsi que sur les flux de C internes au sol, les pratiques de gestion modifient le stockage de C en prairie.

Le nombre et le type d'espèces végétales composant les prairies permanentes influencent également le stockage de carbone. Il semble que les prairies à flore complexe permettent un stockage de C plus élevé (Hungate et al., 2017 ; Lange et al., 2015). Ce stockage augmente en effet avec la richesse spécifique de la prairie et avec la présence de légumineuses (Steinbeiss et al., 2008 ; Cong et al., 2014 ; Mueller et al., 2017 ; Rutledge et al., 2017). Cet effet est probablement lié à une diversité de systèmes racinaires (plus ou moins denses et profonds), ainsi qu'à une augmentation de la disponibilité en azote en présence de légumineuses et à l'augmentation de la productivité primaire qui en découle. Le type de voie photosynthétique a également une influence significative sur le stockage de carbone en prairie, les prairies de graminées en C4 ayant tendance à stocker plus de carbone dans le sol que les prairies en C3 ou les prairies mixtes (Abdalla et al., 2018).

La composition spécifique et fonctionnelle des prairies évolue sous l'influence des pratiques de fertilisation et d'exploitation de l'herbe par la fauche et le pâturage. Une classification fonctionnelle des prairies a été proposée sur la base de caractéristiques morphologiques des plantes ou traits dits fonctionel(les) permettant de distinguer les espèces végétales composant les prairies permanentes suivant leur capacité d'acquisition des nutriments et leur tolérance à la défoliation (Cruz et al. 2010 ; Fort et al. 2016 ; Leuschner et al., 2013). Les pratiques de fertilisation et d'exploitation de l'herbe jouent donc directement mais également indirectement sur le stockage de C en modifiant la composition botanique et fonctionnelle des prairies.

### 3.7.1.2. Méthodologie de l'analyse de la bibliographie sur les pratiques stockantes en prairies

L'influence des pratiques est potentiellement un levier important à mobiliser dans le cadre de l'objectif d'un stockage additionnel de 4 pour 1000 d'ici 2050 (Minasny et al., 2017 ; Plan Climat, 2017¹²). La simple amélioration d'une pratique en prairie pourrait en effet a priori permettre d'augmenter le carbone organique des sols en prairie de l'ordre de 14% en conditions tempérées (Ogle et al., 2004).

Parmi le corpus bibliographique analysé, 71 situations issues de 15 références bibliographiques ont été retenues car utilisant la méthode dite « delta stock C » et comprenant suffisamment d'informations sur les pratiques agricoles utilisées (chargement animal, fertilisation azotée, biomasse récoltée) pour une analyse des données dans le cadre de cette section. Ces références incluent des synthèses bibliographiques publiées dans des revues internationales de rang A ou dans des revues scientifiques françaises, axées soit sur les liens entre prairies et cycle du carbone soit sur les liens entre élevage et azote. Nous concluons cette section par une proposition de pratiques a priori « stockantes » en prairies permanentes à mettre en place dans le cadre de l'initiative 4 pour 1000, et discutons des possibilités et freins à leur mise en place dans les différents contextes pédoclimatiques des prairies françaises métropolitaines.

<footnote n="12">¹² www.unicem.fr/wp-content/uploads/plan-climat-2017.pdf</footnote>
Le lecteur peut se reporter à la section 3.5 pour une description des différents types de prairies et de l'évolution de leurs surfaces, ainsi que pour connaitre les effets du pédoclimat et de l'historique cultural (type et durée de l'occupation du sol) sur les stocks actuels de carbone organique des sols de prairie permanente (section 3.5.3.2). Le lecteur peut également se reporter à la section 3.8.4 où sont décrits les effets liés à l'âge de la prairie et à l'accroissement de la part de prairies temporaires dans les successions culturales.

En complément de cette section, le lecteur peut se reporter aux ouvrages ou chapitres d'ouvrage suivants (Marshall et al., 2018 ; Lemaire et al., 2018 ; Lorenz et Lal, 2018 ; Singh, 2018) publiés pendant l'étude qui abordent des aspects plus larges que l'effet des pratiques sur le stockage de C des prairies.

## 3.7.2. Effet des pratiques courantes

### 3.7.2.1. Tentative de hiérarchisation des pratiques a priori « stockantes »

Les pratiques de gestion de la prairie liées aux apports de fertilisant minéraux et organiques, aux modes d'exploitation de l'herbe (pâturage, fauche, mixte) et à l'intensité de son utilisation vis-à-vis du potentiel de production de la prairie ont un impact important sur le stockage du carbone (Soussana et al., 2004 ; McSherry et Ritchie, 2013). A l'échelle des systèmes d'élevage, l'utilisation des surfaces par les ruminants et l'épandage des effluents produits en bâtiment ou au pâturage influencent également ce stockage (Soussana et Lemaire, 2014). Une hiérarchisation de l'effet de différentes pratiques a priori « stockantes » en prairies a été proposée sur la base de méta-analyses (Conant et al., 2001, 2017). D'après Conant et al. (2017, Figure 3.7-1), parmi les pratiques les plus étudiées, la plus forte augmentation du stockage de C en prairie semble permise par l'implantation d'une prairie après une culture (transition culture-prairie). Cette transition n'est pas discutée plus avant ici car il s'agit d'un changement d'affectation des sols, sujet traité dans la section 3.5.

Viennent ensuite des pratiques qui jouent principalement sur un meilleur transfert du C vers le sol i) via la stimulation de la production nette, qui participe à un meilleur enracinement et à la fourniture de matière organique au sol, ou ii) via le mode et l'intensité d'exploitation de l'herbe (qui jouent sur la quantité et qualité des litières végétales). Ces pratiques englobent la fertilisation (minérale et organique), le semis de légumineuses, les pratiques comme le pâturage recyclant directement une partie des nutriments prélevés sur les prairies pâturées via les déjections animales. Dans cette synthèse, l'analyse des effets du pâturage intègre une grande diversité de techniques testées : réduction de l'intensité d'utilisation par diminution du chargement animal, différents types de pâturages (tournant, pâturage de courte durée, pâturage saisonnier etc.) qui ne conduisent pas toutes à stocker davantage de C dans les sols.

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>**Figure 3.7-1.** a) Stockage annuel de carbone par hectare de prairie et b) modification de la concentration en carbone du sol associé à chaque pratique potentiellement stockante. (d'après la méta-analyse de Conant et al., 2017). Le nombre d'études (n) utilisées pour calculer la moyenne est indiqué pour chaque pratique.</figcaption></figure>

Très peu d'études abordent les effets de l'introduction de nouvelles espèces fourragères productives, ou de l'introduction de vers de terre ou encore de l'irrigation des prairies (très peu courante en France) sur le stockage de C (Conant et al., 2017 ; Hunt et al., 2016). Peu d'études abordent la question spécifique de l'effet des légumineuses (Rutledge et al., 2017) ou des espèces à racines profondes (Dignac et al., 2017) comme seul facteur d'étude du stockage de C en prairie. Les synthèses comparatives de l'effet des pratiques sur le stockage de C en prairie permanente ne s'intéressent pas à l'effet spécifique de la fauche. Quelques études ont tout de même montré
que le stockage de C en prairie fauchée était inférieur à celui de prairies pâturées (Soussana et al., 2010) avec une variabilité liée à la fréquence et à la date des fauches qui jouent sur la production primaire et donc sur les entrées de C vers le sol (i.e. Gos et al., 2016).

Ce sont ces pratiques de stimulation de la production nette (essentiellement via la fertilisation) d'une part, de gestion de l'exploitation de l'herbe d'autre part, qui sont a priori les plus prometteuses en termes d'amélioration du stockage de C en prairies permanentes et qui sont actuellement les plus documentées. Elles ont donc été retenues et sont analysées ci-après.

### 3.7.2.2. Effet de la fertilisation

La fertilisation est un facteur clé de régulation du stockage de C sous prairie (Soussana et Lemaire, 2014). Les prairies permanentes peuvent recevoir différents éléments minéraux (N, P, K, Mg, Ca, S) sous la forme d'engrais (azotés, phosphatés, potassiques) et d'amendements (magnésie, soufre et chaux). Parmi ces apports en éléments minéraux, l'effet des engrais N, P et K et du chaulage sont les plus étudiés. Peu d'études abordent les effets de la combinaison de ces éléments relativement à l'utilisation d'un unique élément (Eze et al., 2018; Fornara et al., 2013; Kidd et al., 2017; Poepleau et al., 2018). De façon générale, la fertilisation minérale semble stimuler le stockage de C, mais avec des nuances suivant la formulation de l'engrais (N, NP, PK, NPK etc.) et sans qu'il y ait de réel consensus entre les études sur la formulation la plus efficace pour le stockage de C. Il semble que l'ordre de grandeur du stockage additionnel par rapport à une situation non fertilisée s'échelonne de 0 à +0,3 t C ha⁻¹ an⁻¹ (Poepleau et al., 2018). Ce stockage est en effet dépendant du type de sol, du mode d'exploitation de l'herbe (fauche, pâturage), des doses ajoutées (faibles, modérées, fortes) ainsi que de la durée d'application et de la profondeur du sol analysée. Un apport modéré d'engrais N et P stimule la productivité du couvert végétal et augmente les flux de C depuis l'atmosphère vers le sol et ainsi le stockage de carbone sous prairie (Soussana et Lemaire, 2014; Poepleau et al., 2018; Fornara et al., 2013, 2016). Un apport élevé peut également stimuler la minéralisation de la matière organique des sols et par conséquent réduire a contrario le stockage de C dans le sol (Jones et Donnelly, 2004). Il semble que 1,15 kg de NPK soit nécessaire pour stocker 1 kg de carbone (Kätterer et al., 2012; Poepleau et al., 2018).

La réponse du stockage de C à la fertilisation dépend également de la nature minérale ou organique de l'engrais utilisé. Sur une parcelle donnée l'application d'engrais organiques permet a priori un stockage de C supérieur à celui obtenu par l'emploi d'engrais minéraux (respectivement de l'ordre en moyenne de 0,82 t C ha⁻¹ an⁻¹ vs. 0,54 t C ha⁻¹ an⁻¹) (Conant et al., 2017) qui est lié à l'apport de C supplémentaire apporté par les engrais organiques (cf. section 3.8.5, Fornara et al., 2016; Kidd et al., 2017).

L'analyse de la littérature mobilisée dans le cadre de l'étude semble confirmer un effet bénéfique de la fertilisation pour le stockage de C en prairie permanente (Figure 3.7-2) (cf. aussi la méta-analyse d'Eze et al., 2018). Elle semble indiquer l'existence d'une relation non-linéaire entre la quantité d'azote apportée annuellement et le stockage de carbone. Toutefois, cette relation dépend de la façon dont l'herbe est exploitée (pâturage, fauche ou gestion mixte, voir aussi Figure 3.7-5). Dans le cas de prairies fauchées, il semble que 1,2 kg de fertilisant azoté (y =0,0012x ; R²=0.6) soit nécessaire pour stocker 1 kg C ha⁻¹ supplémentaire, ce qui semble cohérent avec les valeurs de la littérature (cf. Kätterer et al., 2012; Poepleau et al., 2018).

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>**Figure 3.7-2.** Taux de stockage de C moyen (et écart-type associé) des prairies permanentes, estimé par mesure de la variation du stock de C du sol sur 0-30 cm et 0-60 cm (n=65), selon la fertilisation azotée minérale et organique apportée annuellement (kg N ha⁻¹ an⁻¹) (A.) et selon le mode d'exploitation (pâturage, fauche) (B.).</figcaption></figure>
Bien que le chaulage contribue à augmenter la respiration du sol, il se traduit également par une augmentation des entrées de C issues de la végétation vers le sol. Ces entrées de C additionnelles intègrent des pools de C stable (organo-minéraux) et augmentent de fait le stockage de C dans les sols chaulés de 2 à 20% par rapport à des sols non-chaulés (Fornara et al., 2011; Paradelo et al., 2015 ; Eze et al., 2018 ; Egan et al., 2018). Néanmoins, l'effet du chaulage semble être limité aux sols acides qui se trouvent principalement dans les sites fortement lessivés où les précipitations annuelles sont importantes, et à des situations où l'intensité d'utilisation de l'herbe est modérée.

### 3.7.2.3. Effets du mode et de l'intensité d'exploitation de l'herbe

Les effets du pâturage (et partiellement de la fauche) sur le stock de C sous prairie passent par ses conséquences sur i) l'état du couvert (intensité de prélèvements, sélection, piétinement), ii) le retour de matière organique au sol *via* les restitutions animales et la litière végétale, et iii) la modification de la structure et la chimie du sol ainsi que de l'activité des enzymes et des communautés de micro-organismes du sol. La végétation des prairies pâturées présente une hauteur de végétation et une qualité nutritive plus variables (zones de refus) qu'en fauche. Cette variabilité dépend également de la sévérité du pâturage, de la fertilisation (minérale et organique) et des espèces végétales elles-mêmes (présence de légumineuses notamment) qui jouent sur l'alimentation du sol en biomasse végétale aérienne et racinaire et ne répondent pas de la même façon aux pratiques de gestion (Cruz et al., 2010 ; Zhou et al., 2017 ; Li et al., 2017).

Les animaux au pâturage ingèrent jusqu'à 60% de la production primaire aérienne des prairies. La part du carbone non-digestible (25-40% de la matière sèche ingérée) se retrouve dans les déjections animales, principalement les fèces (Soussana et Lemaire, 2014). Elle est retournée dans les bâtiments d'élevage ou au sol durant le pâturage et contribue à fertiliser ce dernier et à stimuler la production de biomasse végétale. Les systèmes d'élevage les plus productifs s'appuient sur un pâturage fréquent qui favorise la production d'organes végétaux jeunes, riches en protéines et pauvres en fibres, et sur le semis d'espèces fourragères hautement digestibles. L'ensemble aboutit à maximiser la digestibilité de l'herbe et à diminuer les retours de C au sol.

Dans le cas de prairies fauchées, environ 80% de la production primaire aérienne produite est récoltée et exportée pour la production de foin ou d'ensilage d'herbe. Une partie du C exporté peut retourner sur la prairie via un épandage de fumier ou de lisier (cf. section 3.8.5).

Les effets du pâturage et de la fauche sur le cycle du C en prairie incluent donc (cf. Soussana et Lemaire, 2014) :
(i) le rôle de l'intensité et de la fréquence de défoliation qui joue sur la productivité et la digestibilité du couvert, affectant eux-mêmes les retours de C au sol *via* la litière végétale et les restitutions animales;

(ii) le rôle des restitutions animales qui, à un chargement modéré, peuvent favoriser le cycle des nutriments et augmenter la productivité primaire du couvert végétal, en particulier dans le cas de prairies implantées sur des sols pauvres en nutriments;

(iii) le rôle du piétinement des animaux qui réduit la surface foliaire du couvert et sa capacité à capturer du CO₂ atmosphérique, et peut altérer à de forts chargements les propriétés physiques et hydrologiques des sols, mais également la faune du sol et de fait le stockage de C (Billota et al., 2007).

Plusieurs synthèses récentes se sont intéressées en particulier aux effets du pâturage sur le stockage de carbone en prairie (Pineiro et al., 2010 ; McSherry et Ritchie, 2013 ; Soussana et Lemaire, 2014 ; Lu et al., 2017 ; Zhou et al., 2017 ; Abdalla et al., 2018 ; Eze et al., 2018 ; Byrnes et al., 2018). L'intensité d'utilisation de l'herbe peut être approchée au travers du chargement animal à l'hectare ou du nombre annuel de journées de pâturage (exprimées en UGB.jours pâturées par hectare et par an), ainsi qu'au travers du nombre annuel de fauches et plus généralement du degré d'utilisation ou d'exploitation de l'herbe. C'est essentiellement l'effet de l'intensité du pâturage sur le stockage de C en prairie, au travers d'un gradient de chargement animal, qui est abordé dans la littérature analysée. En revanche, peu d'informations sont disponibles sur les effets comparatifs du type (continu, tournant etc., cf. Byrnes et al., 2018) et de la saison de pâturage, ainsi que sur les effets liés à l'espèce et à la race, ou encore à l'alimentation (concentrés et fourrages distribués en complément de l'herbe).

Ainsi, à de faibles intensités de pâturage, il semble que les animaux favorisent le cycle de l'azote dans le sol et la productivité primaire nette du couvert, conduisant à une augmentation du stockage de C (Zhou et al., 2017). En revanche, des intensités de pâturage plus élevées peuvent conduire à une diminution du stockage de C dans le sol. Plusieurs synthèses émettent l'hypothèse d'une relation non linéaire entre l'intensité de pâturage et le stockage
de C sous prairie, avec l'existence d'un optimum correspondant à une intensité faible à modérée du pâturage (Lemaire, 2012 ; Soussana et Lemaire, 2014 ; Chen et al., 2015 ; Soussana et al., 2014 ; Zou et al., 2015). Toutefois la nature de cette relation apparaît notamment conditionnée par le type de climat et de sol (Abdalla et al., 2018 ; Eze et al., 2018) et demande à être confirmée.

La littérature rassemblée dans le cadre de l'étude a été analysée en faisant la distinction entre la méthode de mesure (« Flux C » vs « delta Stock C ») et les prairies uniquement pâturées et uniquement fauchées. Les résultats ont été regardés en séparant les données suivant le rendement (cf. la quantité d'herbe récoltée et/ou ingérée par les animaux) de la prairie (avec des classes < 2 t MS/ha/an ; de 2 à 5 t MS/ha/an, de 5 à 10 t MS/ha/an, et > 10 t MS/ha/an) (Figure 3.7-3).

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 3.7-3.** Taux de stockage de C moyen des prairies permanentes estimé par la mesure de la variation du stock de C du sol en surface (0-30 cm) (n=47) en fonction de la quantité d'herbe récoltée ou ingérée (t MS/ha/an) et du mode d'utilisation de l'herbe (fauche, pâturage) dans le cas d'un rendement faible (< 2 t MS ha⁻¹ an⁻¹, en bleu), modéré (2 à 5 t MS ha⁻¹ an⁻¹, en rouge), intense (5 à 10 t MS ha⁻¹ an⁻¹, en vert) ou élevé (> 10 t MS ha⁻¹ an⁻¹, en violet).</figcaption></figure>

Le rendement pour le pâturage correspond aux quantités estimées d'herbe ingérées par le bétail, estimées en fonction du chargement animal (une unité gros bétail de 600kg) et de la durée de pâturage communiquée dans les références bibliographiques. En prenant un compte une profondeur du sol plus importante que celle utilisée pour la figure (0-60 cm au lieu de 0-30 cm), le taux de stockage de C moyen est respectivement de 0,11 ± 0,1, 0,38 ± 0,2, 0,30 ± 0,1 t C ha⁻¹ an⁻¹ et 0,36 ± 0,1 t C ha⁻¹ an⁻¹ pour les 4 niveaux de rendement : <2, de 2 à 5, 5 à 10 et >10 t MS ha⁻¹ an⁻¹.

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>**Figure 3.7.4:** Stockage annuel de carbone par ha et par an de prairies en fonction du degré et du mode d'utilisation de l'herbe faible (0-0.5), modéré (0.5-0.8) et intense (0.8-1) pour la fauche (n=19) et le pâturage (n=46), toutes fertilisations confondues et pour l'horizon 0-30 cm.</figcaption></figure>

L'analyse de la littérature mobilisée dans le cadre de l'étude semble ainsi confirmer que pour des niveaux d'utilisation de l'herbe équivalents, les prairies uniquement pâturées stockent *a priori* davantage de C que les prairies uniquement fauchées (Figures 3.7-3 et 3.7-4). Cela est vraisemblablement dû au fait que le pâturage exporte moins de C que la fauche et restitue en partie le C exporté *via* les déjections animales. Les résultats de notre analyse sont concordants avec les essais long-terme disponibles dans la littérature qui montrent que la prairie
pâturée stocke potentiellement plus de C que la prairie fauchée (Senapati et al., 2014; Koncz et al., 2017; Mestdagh et al., 2006). Néanmoins, les valeurs de stockage moyen de chacune des deux pratiques sont très proches (prairie uniquement pâturées $0,26 \pm 0,08 \text{ t C ha}^{-1}\text{an}^{-1}$ (n=53), prairies uniquement fauchées $0,23 \pm 0,07 \text{ t C ha}^{-1}\text{an}^{-1}$, (n=18)), ce qui explique les concordances dans la littérature. De même, pour les effets d'une gestion mixte (fauche + pâturage), qui sont moins clairs, certains travaux indiquant un niveau stockage de C intermédiaire (Mestdagh et al., 2006) ou inférieur (Soussana et al., 2010) à celui des prairies uniquement pâturées ou uniquement fauchées.

En complément, de quantité d'herbe récoltée et/ou ingérée par les animaux (rendement), le taux d'utilisation de l'herbe produite a été calculé comme le rapport entre le rendement et le potentiel de production de biomasse (Figure 3.7-4), lui-même estimé à partir des précipitations et de la température moyenne annuelles en utilisant le modèle Miami (d'après Grieser et al., 2006). Notons que le modèle utilisé (Miami), très simple, a tendance à sous-estimer la production potentielle des prairies dans certains cas.

D'après les données analysées, le stockage de C augmente avec le taux d'utilisation de l'herbe jusqu'à un seuil optimum au-delà duquel le stockage de C diminue (Figure 3.7-4). En prairies permanentes pâturées on observe cette augmentation jusqu'à un taux d'utilisation de 50 à 80% (ici modéré). Les prairies permanentes pâturées présentent en général un taux d'utilisation inférieur à celui des prairies fauchées (d'où l'absence d'un taux d'utilisation < 50% pour les prairies fauchées, Figure 3.7-4).

L'analyse de la réponse combinée (stockage de C, fertilisation N et taux d'utilisation de l'herbe, Figure 3.7-5) montre que l'utilisation de l'herbe est liée à l'apport d'azote : pour une même quantité de fertilisation apportée, le stockage de C semble augmenter avec le taux d'utilisation de l'herbe jusqu'à un seuil optimum au-delà duquel le stockage de C diminue. De la même façon, pour un taux d'utilisation de l'herbe donné, le stockage de C semble décroitre avec la fertilisation jusqu'à un seuil au-delà duquel il augmente. En outre, le taux de stockage de C moyen à l'optimum d'utilisation de l'herbe augmente avec la fertilisation N (Figure 3.7-5).

<figure><img src="image_36.png" /></figure>

**Figure. 3.7-5.** Taux de stockage de C moyen en fonction du taux d'utilisation de l'herbe (rapport entre la biomasse prélevée par la fauche et le pâturage sur la biomasse produite, sans dimension) et de la fertilisation azotée minérale et organique apportée annuellement (kg N/ha/an) excluant les données avec un taux d'utilisation de l'herbe < 0.1 (« rangeland »). Le stockage de C est estimé par la méthode de la variation du stock de C du sol (« delta stock C »). La figure permet de visualiser les points disponibles et ceux qui correspondent aux prairies uniquement fauchées (points rouges) et uniquement pâturées (points bleus) ainsi que leur représentation en 3 dimensions (modèle de Lorentzian) tous modes de gestion confondus : n=57, R²=0,52, p<0,001.

Le choix du mode de pâturage (continu, tournant) est souvent lié aux conditions pédoclimatiques locales ainsi qu'au système de production (laitier, viande, bovin/ovin). L'analyse des données de l'étude montre que, à taux d'utilisation comparable, le mode de pâturage (continu, tournant) semble influencer le stockage de C dans le cas de prairies ayant reçu un engrais azoté, avec un stockage de l'ordre du double dans le cas d'un pâturage continu (données non montré). En revanche, dans le cas de prairies non-fertilisées, les niveaux de stockage semblent être équivalents entre les deux modes de pâturage. Une méta-analyse récente a au contraire mis en évidence les effets bénéfiques pour le stockage de C d'un pâturage tournant par rapport à un pâturage continu (Byrnes et al., 2018), avec toutefois un nombre d'études et d'observations limité pour sans doute bien distinguer les effets du climat et du mode de pâturage.

D'après les données recensées dans l'étude, les niveaux de stockage moyens semblent confirmer les conclusions de Byrnes et al., (2018) montrant un stockage plus faible dans le cas d'un pâturage continu (0,19 ± 0,08 t C ha⁻¹ an⁻¹, n=18) que dans le cas d'un pâturage tournant (0,47 ± 0,09 t C ha⁻¹ an⁻¹, n=30). Toutefois, l'utilisation
de l'herbe (rapport entre la biomasse prélevée au pâturage et la biomasse produite) semble avoir un effet, montrant un stockage plus favorable dans le cas d'un pâturage tournant avec un taux d'utilisation moyen entre 0,5 à 0,8 qu'avec un taux plus élevé (Figure 3.7-6).

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 3.7-6.** Taux de stockage de C moyen en pâturage continu (n= 18) et tournant (n=25) en fonction du taux d'utilisation de l'herbe pour tous les niveaux de fertilisation confondus.</figcaption></figure>

Toutefois il y a peu d'observations disponibles pour analyser avec certitudes tous les facteurs en interaction (cf. aussi Byrnes et al., 2018). Il est important de noter qu'il existe une grande diversité de conduites de pâturage tournant et continu et qu'il est sans doute dangereux de les regrouper et de vouloir les opposer. En outre, ces deux modes de conduite sont souvent associés à des conditions pédoclimatiques et de végétation particulières qui interfèrent avec les effets du mode de pâturage sur le stockage de C.

Au-delà, l'intensification de l'utilisation des prairies, à travers une manipulation conjointe de la productivité et du chargement animal, conduit à des réponses complexes en termes d'impacts environnementaux : lorsque le degré d'intensification augmente, les impacts positifs comme un plus fort stockage de C sont progressivement contrebalancés par des impacts négatifs liés à une production excessive de différentes émissions azotées (NH₃, N₂O) (cf. Soussana et Lemaire, 2014). Il semble qu'un seuil d'intensification de la prairie puisse être déterminé au-dessus duquel une intensification supplémentaire se traduit par des risques environnementaux inacceptables et une diminution/aliénation des services écosystémiques rendus par la prairie (Lemaire, 2012 ; Soussana et Lemaire, 2014).

### 3.7.3. Conclusions

#### 3.7.3.1. Les lacunes de connaissances identifiées

L'existence d'une grande de diversité de pratiques mais aussi de leur nécessaire combinaison pour produire de l'herbe rend complexe l'analyse des différents facteurs qui entrent en jeu dans le stockage de carbone en prairie. Cette analyse est rendue d'autant plus complexe que ce stockage est aussi dépendant du stock initial de carbone des sols, de l'âge et de la composition botanique de la prairie, mais aussi des conditions pédoclimatiques locales. Il reste encore beaucoup d'incertitudes sur les effets des pratiques et de leur combinaison, en interaction avec les autres facteurs d'influence, sur l'aptitude des prairies à stocker du C, en particulier sur le long terme. Les conclusions de cette section reposent sur l'analyse des connaissances actuelles en la matière et pourraient être remises en question par de futurs travaux. Cette analyse a permis d'identifier en particulier un certain nombre de lacunes de connaissances mais aussi de faiblesses dans l'analyse de l'effet des pratiques sur le stockage de C en prairie.

Il y a peu de travaux publiés sur les effets du pâturage et de la fauche en conditions tempérées (climat dit froid et humide) permettant de faire une analyse détaillée des effets de l'intensité et/ou du mode d'utilisation de l'herbe (ex. pâturage tournant, au fil, continu, période(s) /date(s) de pâturage ou fauche) sur le stockage de C en prairie permanente.

Se pose également la question de la variable proxy pertinente à utiliser, et de son estimation, pour exprimer le degré d'utilisation de l'herbe. Dans la littérature analysée, la variable proxy concernant le pâturage est souvent