### 3.8.4. Accroissement de la part des prairies temporaires dans les successions

Auteur : François Gastal

**Principaux enseignements de cette section :**

* Du fait du stockage de carbone plus important dans les sols de prairie que de culture, les rotations prairie-culture apparaissent comme un levier pour stocker (ou réduire le déstockage) de carbone dans les sols.

* Dans les rotations prairie-culture, le stockage (ou la réduction du déstockage) de carbone dépend de la durée relative des phases prairie et culture.

* Le stockage (ou la réduction du déstockage) de carbone dépend également de la teneur initiale en carbone du sol à la mise en place de la rotation. Les rotations sur sols à faible teneur initiale en carbone peuvent être stockantes à partir d'une durée relative de la phase prairie par rapport à la durée totale de la rotation de l'ordre de 0,3 à 0,5. Les rotations sur sols à teneur initiale en carbone élevée nécessitent une durée de la phase prairie plus importante.

#### 3.8.4.1. Introduction

Les prairies temporaires ont, comme les prairies permanentes (cf. sections 3.5.3 et 3.7), un potentiel de stockage de carbone dans le sol plus élevé que les cultures annuelles, aussi bien en termes de quantité que de vitesse de stockage de carbone (Chan et al., 2011). De ce fait, l'accroissement de la part des prairies dans les rotations prairies-cultures en systèmes de polyculture-élevage, voire leur réintroduction dans les systèmes céréaliers dans lesquels elles ont fortement régressé ou même disparu, sont des leviers potentiels pour stocker du carbone dans les sols (Lemaire et al., 2015).

Les statistiques agricoles françaises distinguent les prairies temporaires (prairies semées en graminées pures ou mélangées à des légumineuses, maintenues sur une durée inférieure à 6 ans), les prairies artificielles (semées en légumineuses pures, principalement luzerne et trèfle violet, également maintenues moins de 6 ans), et les prairies permanentes (ou surfaces toujours en herbe), maintenues au moins 6 ans et souvent beaucoup plus, à végétation naturelle ou semée. Alors que la surface nationale en prairies permanentes poursuit aujourd'hui encore une dynamique de décroissance importante engagée depuis de très nombreuses années, la surface en prairies temporaires s'est stabilisée dans les années 1990, et connait depuis le début des années 2000 une phase d'accroissement. En 2017 et à l'échelle nationale, les prairies temporaires, les prairies artificielles et les prairies permanentes occupaient respectivement 3,00, 0,37 et 9,29 millions d'hectares. Toutefois, les situations régionales sont très diverses. Dans certaines régions comme la Normandie, les Pays de Loire, et dans une moindre mesure la Lorraine et le nord de Midi-Pyrénées, les prairies temporaires et les systèmes de polyculture-élevage ont relativement progressé au cours des 10 dernières années (Schott et al., 2018 ; Fougy et Perrot, 2017). Inversement, dans les grands bassins céréaliers, la dynamique de spécialisation des productions agricoles engagée depuis plus d'un demi-siècle a entrainé une forte régression voire même une quasi disparition des prairies temporaires et artificielles. Une exception notable est le cas de l'est du bassin parisien, où la luzerne est restée cultivée de manière significative en rotation avec des céréales pour l'industrie de la déshydratation. Hormis ce cas particulier, les prairies temporaires et artificielles s'inscrivent essentiellement dans des rotations fourragères pour l'élevage (exemple dominant en Bretagne: rotations prairie-mais), ou dans des rotations prairie-céréale à paille pour les systèmes de polyculture-élevage (notamment en Pays de Loire) ou les systèmes en agriculture biologique. Elles y sont cultivées sur des durées de 3 à 6 ans, de plus en plus souvent en mélange multi espèces incluant graminées et légumineuses.

#### 3.8.4.2. Stockage et déstockage de carbone au cours des alternances de phase prairie et culture

Après l'implantation d'une prairie faisant suite à une phase de culture, la vitesse de stockage de carbone peut être relativement élevée et se maintenir à un niveau de près de 0,5 t C/ha.an sur au moins une dizaine d'années (cf. section 3.5.4.3). Au-delà, la vitesse de stockage du carbone diminue progressivement avec l'âge de la prairie, rejoignant le cas des prairies permanentes de longue durée (cf. section 3.7).
Après le semis de la phase prairie, l'accumulation de carbone dans le sol se fait d'abord dans les horizons superficiels du sol (0-10 à 0-30 cm) puis se propage progressivement, à partir de 2-3 ans, vers les horizons plus profonds (Franzluebbers et al., 2014). Elle concerne des matières organiques plus labiles et à turnover plus rapide que dans le cas des prairies de longue durée plus âgées (Studdert et al., 1997). Un effet positif de la diversité des espèces prairiales semées a parfois été observé (Skinner et Dell, 2016), mais de manière générale il n'y a que très peu de données bien établies concernant l'effet de la nature botanique des espèces prairiales sur le stockage de C. En particulier, la luzerne ne semble pas apporter d'effet plus positif pour le stockage de carbone que d'autres espèces prairiales (Johnston et al., 2017), contrairement à son effet favorable bien établi pour la fourniture d'azote.

La destruction de la prairie et le retour à la phase culture se traduit une perte rapide de carbone du sol, qui peut facilement atteindre -20 à -30% du stock de l'horizon 0-30 cm avant destruction de la prairie, sur une dizaine d'années (Boiffin et Fleury, 1974 ; Vertès et Mary, 2007). La vitesse de perte du carbone du sol décroit progressivement avec le temps, contrairement au cas des successions de cultures annuelles dans lesquelles les pertes de carbone sont relativement stables et plus liées à la température et aux autres facteurs climatiques qu'à la durée depuis le labour et l'implantation.

La dégradation des matières organiques du sol consécutive à la destruction d'une prairie lors du passage vers une phase de culture est plus rapide que leur ré-accumulation consécutivement au passage inverse de ré-installation d'une nouvelle phase prairie après la phase de culture (Johnston, 1986 ; Rasmussen et al., 1998 ; Soussana et al., 2004).

### 3.8.4.3. Stockage du carbone à l'échelle de la rotation

De manière générale, les expérimentations de longue durée disponibles dans la littérature montrent que la teneur (et le stock) de carbone du sol de rotations prairie – culture se situe en moyenne entre la teneur (stock) sous culture et la teneur (stock) sous prairie. L'observation précise dans le temps permet parfois de voir l'oscillation de teneur en carbone du sol au cours de la succession des phases prairie-culture (Figure 3.8.4-1).

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>**Figure 3.8.4-1.** Evolution de la teneur en matière organique du sol dans diverses rotations culture-prairie (durée relative de la phase prairie dans la rotation (i.e. ratio des durées prairie/(prairie+culture))) de 0,33 (« CP67 :33 ») et 0,50 (« CP50:50 »), comparativement à la rotation de culture fertilisée (CC with Fert) ou non (CC no Fert). A noter également l'effet positif de la fertilisation azotée des cultures. D'après Franzluebbers et al., 2014.</figcaption></figure>

Ces expérimentations de longue durée montrent que la teneur en carbone du sol augmente, ou du moins diminue moins vite, dans les rotations prairie-culture que dans le « témoin » succession de cultures sans prairie (Vertès et al., 2007a ; Vertès et Mary, 2007 ; van Eckeren, 2008 ; Smith et al., 1997 ; Singh et Lal, 2005 ; Johnston et al., 2017).

Dans une synthèse à partir de données issues de systèmes agricoles nord- et sud-américains tempérés, Franzluebbers et al. (2014) indiquent qu'il faut une durée relative de la prairie dans la rotation d'au moins 0,33 pour maintenir une teneur en carbone du sol stable sur le long terme. Une baisse de teneur est observée pour des durées relatives de la prairie inférieures et inversement une durée relative d'au moins 0,50 permet d'augmenter la teneur en carbone du sol. Les données de la littérature ne permettent pas de préciser si, au-delà de la durée relative des phases prairie et culture, leur durée absolue est aussi un élément qui devrait être pris en compte.
Les données rassemblées à partir de diverses expérimentations de longue durée conduites en zones tempérées montrent que l'évolution de la teneur en carbone du sol des rotations prairie-culture dépend non seulement de la durée de la phase prairie mais également du type de couvert végétal (prairie ou culture) antérieur à la mise en place de la rotation, ainsi que de l'état initial du sol et notamment sa teneur en matière organique. La compilation de ces données permet de mettre en évidence (Figure 3.8.4-2) que pour maintenir ou augmenter la teneur en carbone du sol, il faut une durée relative de la phase prairie d'autant plus longue que la teneur initiale du sol en carbone avant la mise en place de la rotation était élevée. La rotation maïs-prairie suivie sur 30 années par Vertès et al. (2007a) sur sol à teneur initialement élevée en C, ou les rotations présentées par Studdert et al. (1997) en Argentine, mises en place derrière une prairie permanente laissant une teneur initiale en carbone également élevée (près de 3%), se traduisent par une perte de carbone même pour des durées relatives de la phase de prairie dans la rotation dépassant 0,50. Inversement, les rotations prairie-culture mises en place derrière des successions de cultures établies de longue date et s'accompagnant d'une teneur initiale en carbone du sol plus faible (Johnston et al., 2017 ; Franzluebbers et al., 2014), se traduisent par une augmentation de teneur en carbone du sol pour des durées relatives de la phase prairie plus courtes, entre 0,33 et 0,50.

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>**Figure 3.8.4-2.** Effet de la durée relative de la phase prairie dans la rotation sur le stockage de carbone dans le sol après 30-40 années de traitement, dans différentes conditions de teneur initiale en carbone du sol (Ci, g C / 100 g sol).</figcaption></figure>

Les rotations sur sol à teneur initiale faible (Johnston et al 2017, Ci=0.98%; Franzluebbers et al., 2014, Ci=2.0%) permettent de stocker du carbone de manière positive et durable à partir d'une durée relative de prairie de 0,4 à 0,5, tandis que les rotations sur sols à teneur initiale plus élevée (Studdert et al., 1997, Ci=2.86%; Vertès et al., 2007a, Ci=2.93%) nécessitent des durées de prairie plus élevées pour devenir éventuellement stockantes. La ligne pointillée rouge indique le taux de stockage sur 30 ans (+12%) correspondant à un taux annuel de 4‰.

### 3.8.4.4. Autres effets de l'introduction de prairies temporaires dans les rotations

Les rotations prairie-culture présentent bien d'autres avantages agronomiques et environnementaux que le seul stockage additionnel de carbone dans le sol (Franzluebbers et Gastal, 2018). Elles permettent notamment pour la phase de cultures succédant à la phase prairie : des reports de fertilité (notamment liés à la minéralisation de l'azote du sol et des résidus végétaux dans les semaines et les mois qui suivent le retournement de la prairie, d'autant plus que ces prairies sont riches en légumineuses) ; une amélioration de la structure et de la perméabilité du sol (liées notamment aux structures racinaires pérennes, à la teneur en matière organique plus élevée et à la plus grande abondance de vers de terre sous prairie) ; une réduction de l'usage des produits phytosanitaires (herbicides, pesticides), une réduction des émissions de N₂O (liée à une plus grande présence de légumineuses et en conséquence un moindre besoin de fertilisation azotée) ; elles favorisent de nombreuses composantes de la biodiversité. Ces bénéfices autres que ceux liés au stockage de carbone dans le sol sont également des atouts à prendre en compte pour évaluer la faisabilité du développement des rotations prairie-culture. Il faut toutefois veiller à une bonne gestion des phases de transition, notamment lors du passage prairie vers culture, pour éviter des risques éventuels de lessivage, et prendre également en compte les émissions de N₂O supplémentaires qui peuvent être induites et suivre le retournement de la prairie si la biomasse réincorporée au sol est importante.
### 3.8.4.5. Conclusion : possibilités d'accroissement de la part des prairies temporaires dans les rotations, freins à la mise en œuvre

Un levier majeur pour accroitre le stockage de carbone des sols agricoles, ou du moins limiter son déstockage dans les sols riches en matière organique, est donc d'augmenter la pratique de ces rotations prairie-culture, et/ou d'augmenter la durée de la phase prairie dans ces rotations. En zone d'élevage ou de polyculture élevage, il peut s'agir par exemple d'augmenter la fréquence ou d'allonger la durée de la phase prairie dans les rotations avec maïs ou avec céréales à paille, au détriment des achats d'aliment importés pour le bétail ou au détriment des fourrages annuels dans les zones pédoclimatiques qui ne leur sont pas les plus favorables. En zone de culture céréalière spécialisée, un frein majeur est le débouché de la production prairiale. Des modes d'organisation et d'échange à l'échelle de territoires voire de régions deviennent alors nécessaires pour permettre aux éleveurs de bénéficier du fourrage produit dans les rotations des exploitations céréalières, et inversement permettre aux céréaliers de bénéficier des effluents produits par les exploitations d'élevage (Kronberg et Ryschawy, 2019).

## Références bibliographiques

- Boiffin, J.; Fleury, A., 1974. Quelques conséquences agronomiques du retournement des prairies permanentes. *Annales Agronomiques*, 25 (4): 555-573.

- Chan, K.Y.; Conyers, M.K.; Li, G.D.; Helyar, K.R.; Poile, G.; Oates, A.; Barchia, I.M., 2011. Soil carbon dynamics under different cropping and pasture management in temperate Australia: Results of three long-term experiments. *Soil Research*, 49 (4): 320-328. http://dx.doi.org/10.1071/sr10185

- Fougy, F.; Perrot, C., 2017. Dynamiques d'évolution de la polyculture-élevage dans quatre régions françaises. Colloque « Les polycultures-élevages: valoriser leurs atouts pour la transition agro-écologique ». Agrosup Dijon, les 10 et 11 octobre 2017, 16 p.

- Franzluebbers, A.J.; Gastal, F., 2019. Proposition for building agricultural resilience with conservation pasture-crop rotations). In: Lemaire G., C.P., Kronberg S., Recous S. eds. Agroecosystem Diversity. Chapter 7, Elsevier, 109-121. http://dx.doi.org/10.1016/B978-0-12-811050-8.00007-8

- Franzluebbers, A.J.; Sawchik, J.; Taboada, M.A., 2014. Agronomic and environmental impacts of pasture-crop rotations in temperate North and South America. Agriculture Ecosystems & Environment, 190: 18-26. http://dx.doi.org/10.1016/j.agee.2013.09.017

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- Kronberg, S.L.; Ryschawy, J., 2019. Integration of Crop and Livestock Production in Temperate Regions to Improve Agroecosystem Functioning, Ecosystem Services, and Human Nutrition and Health. In: Lemaire G., C.P., Kronberg S., Recous S. eds. Agroecosystem Diversity. Chapter 15. Elsevier, 247-256. http://dx.doi.org/10.1016/B978-0-12-811050-8.00015-7

- Lemaire, G.; Gastal, F.; Franzluebbers, A.; Chabbi, A., 2015. Grassland-Cropping Rotations: An Avenue for Agricultural Diversification to Reconcile High Production with Environmental Quality. Environmental Management, 56 (5): 1065-1077. http://dx.doi.org/10.1007/s00267-015-0561-6

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- Rasmussen, P.E.; Albrecht, S.L.; Smiley, R.W., 1998. Soil C and N changes under tillage and cropping systems in semi-arid Pacific Northwest agriculture. Soil & Tillage Research, 47 (3-4): 197-205. http://dx.doi.org/10.1016/s0167-1987(98)00106-8

- Schott, C.; Puech, T.; Mignolet, C., 2018. Dynamics of agricultural systems in France: farms and regions have become more specialised since the 1970s. Fourrages, (235): 153-161.

- Singh, B.R.; Lal, R., 2005. The potential of soil carbon sequestration through improved management practices in Norway. Environment, Development and Sustainability, 7 (1): 161-184.

- Skinner, R.H.; Dell, C.J., 2016. Yield and Soil Carbon Sequestration in Grazed Pastures Sown with Two or Five Forage Species. Crop Science, 56 (4): 2035-2044. http://dx.doi.org/10.2135/cropsci2015.11.0711

- Smith, P.; Powlson, D.S.; Glendining, M.J.; Smith, J.U., 1997. Potential for carbon sequestration in European soils: Preliminary estimates for five scenarios using results from long-term experiments. Global Change Biology, 3 (1): 67-79. http://dx.doi.org/10.1046/j.1365-2486.1997.00055.x
Soussana, J.F.; Loiseau, P.; Vuichard, N.; Ceschia, E.; Balesdent, J.; Chevallier, T.; Arrouays, D., 2004. Carbon cycling and sequestration opportunities in temperate grasslands. Soil Use and Management, 20: 219-230. http://dx.doi.org/10.1079/sum2003234

Studdert, G.A.; Echeverria, H.E.; Casanovas, E.M., 1997. Crop-pasture rotation for sustaining the quality and productivity of a Typic Argiudoll. Soil Science Society of America Journal, 61 (5): 1466-1472.

van Eekeren, N.; Bommele, L.; Bloem, J.; Schouten, T.; Rutgers, M.; de Goede, R.; Reheul, D.; Brussaard, L., 2008. Soil biological quality after 36 years of ley-arable cropping, permanent grassland and permanent arable cropping. Applied Soil Ecology, 40 (3): 432-446. http://dx.doi.org/10.1016/j.apsoil.2008.06.010

Vertès, F.; Hatch, D.; Velthof, G.; Taube, F.; Laurent, F.; Loiseau, P.; Recous, S., 2007a. Short-term and cumulative effects of grassland cultivation on nitrogen and carbon cycling in ley-arable rotations. Permanent and temporary grassland: plant, environment and economy. Proceedings of the 14th Symposium of the European Grassland Federation, de Vliegher, A.; Carlier, L. Ghent, Belgium, 3-5 September 2007. Belgian Society for Grassland and Forage Crops, 227-246.

Vertès, F.; Mary, B., 2007. Modelling the long term SOM dynamics in fodder rotations with a variable part of grassland. International Symposium on Organic Matter Dynamics in Agro-Ecosystems, Poitiers (France). 549-550.

Vertès, F.; Menasseri, S.; Morvan, T., 2007b. 25. Long term effect of the length of the grass period in ley-arable rotations on the quality of soil organic matter. In: Conijn, J.G.e., ed. Grassland resowing and grass arable crop rotations. Third and fourth workshop of the EGF-Workin Group "Grassland Resowing and Grass-arable Rorations', Luzern (CHE), 21-24 June 2004; Maastricht (NLD°, 24-26 October 2055. 137-141. http://edepot.wur.nl/301449#page=145
### 3.8.5. Les apports de carbone exogène par les produits résiduaires organiques (PRO)

Auteurs : Sabine Houot et Thierry Morvan

**Principaux enseignements de cette section :**

* Seul le stockage de C associé à de nouvelles sources de C exogènes qui ne sont pas déjà épandues sur les sols doit être considéré lors de l'évaluation des potentialités de stockage additionnel résultant de l'apport de PRO.

* Le stockage additionnel de C lié à des apports de produits résiduaires organiques (PRO) relativement à une situation sans apport varie en fonction des doses et fréquences d'apport, des conditions pédoclimatiques et du degré de stabilité du C des PRO apportés.

* Les PRO ont des efficacités vis-à-vis du stockage de C dans le sol qui peuvent être classées dans l'ordre suivant : effluents liquides agro-industriels et engrais organiques < lisiers et fientes < boues d'épuration ou industrielles non compostées ou fumiers < digestats solides ≤ composts < biochars.

* Sur la base de scenarios d'apports classiques pendant 20 ans, les stockages additionnels pourraient représenter moins de 0,1 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les boues d'épuration, 0,1 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les lisiers, 0,3 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les fumiers, 0,5 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les composts.

* Un gisement supplémentaire de ressources (biodéchets, déchets verts...) serait mobilisable pour accroitre le volume de composts et digestats produits recyclables en agriculture.

* L'analyse de l'intérêt des scénarios envisagés doit prendre en compte non seulement le stockage additionnel de C dans les sols mais aussi l'ensemble des autres postes d'émissions de gaz à effet de serre modifiés (transport, apports d'engrais minéraux...).

#### 3.8.5.1. Introduction

On entend par matière organique exogène, toute matière organique qui n'est pas directement issue de la parcelle cultivée sur laquelle elle est apportée. Cela exclut donc les résidus de récolte et les cultures intermédiaires traités dans les sections précédentes. Ces sources de matières organiques exogènes sont essentiellement issues d'autres activités et seront appelées produits résiduaires organiques (PRO) pour la suite de cette section. Aujourd'hui les effluents d'élevage représentent 94% des PRO épandus sur les sols agricoles, soit 274 millions de tonnes de matière brute (MB) en 2012 (Houot et al., 2014) dont la moitié sont émis directement par les animaux pendant le pâturage. D'autres PRO d'origine urbaine et industrielle sont également valorisés en agriculture comme les boues d'épuration urbaine épandues à hauteur de 70% en France aujourd'hui (0,7 million de tonnes de matière sèche (MS) épandues), les digestats issus de méthanisation, les composts issus de déchets verts et d'autres déchets urbains (2,2 millions de tonnes de MB épandues annuellement), des effluents industriels (1,8 million de tonnes de MS épandues annuellement)

Ces PRO sont considérés comme des matières fertilisantes au sein desquelles on distingue deux grandes classes : celles qui sont plutôt sources d'éléments nutritifs pour les plantes à court terme (valeur fertilisante des matières) et celles qui vont contribuer à augmenter progressivement les teneurs et stocks de matière organique dans les sols (valeur amendante des matières). Ces deux classes d'effets agronomiques sont liées entre elles (Figure 3.8.5-1). En général, l'intérêt fertilisant azoté des matières diminue quand l'intérêt amendant augmente. Cette variabilité est liée aux caractéristiques de la matière organique des produits, celles-ci étant liées à l'origine de ces matières organiques et aux procédés de traitement ou de transformation qu'elles ont subis avant leur apport au sol. Dans le cadre de cette étude, on s'intéressera à la **valeur amendante des PRO**, définie comme étant leur capacité à entretenir voire à augmenter les teneurs et stocks de matière organique dans les sols.

Parmi les stratégies proposées pour augmenter les stocks de C des sols, Smith et Powlson (2000) avaient déjà estimé précédemment que le retour au sol des 820 millions de tonnes de fumier produits annuellement en Europe représentait une séquestration de 6,8 millions de t de C/an, soit l'équivalent de 0,8% des émissions de C-CO₂ en Europe en 1990. Cependant, seul le stockage de C associé à de nouvelles sources de C exogènes qui ne sont
pas déjà épandues sur les sols doit être considéré lors de l'évaluation des potentialités de stockage additionnel résultant de l'apport de PRO (Powlson et al., 2011).

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 3.8.5-1. Relation entre valeur amendante et valeur fertilisante des PRO (issue de Houot et al., 2014).</figcaption></figure>

L'objectif de cette section est d'analyser la bibliographie pour évaluer les valeurs amendantes organiques des PRO, soit les **potentialités d'augmentation des stocks de C dans les sols via les apports de PRO**. Cette augmentation va dépendre de nombreux facteurs : la fréquence et les doses d'application des PRO, les caractéristiques de la matière organique des PRO apportés et les conditions pédoclimatiques (les caractéristiques physico-chimiques des sols, la température et la pluviométrie vont influencer les vitesses des biotransformations dans les sols après apport). La présentation des résultats disponibles, quantifiés dans des **essais au champ** de moyenne et longue durée (3 à 155 ans), sera complétée par celle des **indicateurs** et méthodes permettant d'estimer cette valeur amendante des PRO. Les autres effets à considérer dans l'évaluation de la pratique de valorisation des PRO (substitution des engrais, émissions gazeuses, flux de contaminants potentiels...) sont présentés en fin de section.

### 3.8.5.2. Méthodes et indicateurs pour évaluer la valeur amendante des PRO

#### 3.8.5.2.1. Essais au champ

Les essais au champ de moyenne/longue durée constituent des outils de choix pour évaluer les effets de pratiques culturales (Jenkinson, 1991; Janzen, 1995). Ils sont donc l'approche la plus adéquate pour évaluer la valeur amendante des PRO. Ces essais permettent de quantifier les effets d'apports réguliers d'un même type de PRO.

La plupart des essais recensés sont de moyenne durée (<30 ans) et montrent des réponses quasiment linéaires des teneurs en C des sols au nombre d'apports de PRO, et donc aux quantités de C apporté via ces apports. Ces cinétiques « linéaires » seront utilisées pour calculer les valeurs amendantes des PRO correspondant aux facteurs de conversion d'apports organiques de PRO en matières organiques du sol.

Ce facteur de conversion (Factoj PRO) est égal au rapport entre d'une part le stockage additionnel permis par l'apport de PRO relativement à une situation sans apport, et d'autre part l'apport de carbone des PRO cumulé sur la période prise en compte par le calcul :

$$ \text{Fact\_conv\_PRO} (\text{gC sol/g C PRO}) = \frac{[\text{Stock C avec PRO} - \text{Stock C dans un traitement témoin}]}{\text{C PRO}} $$
où : - Factoj convj PRO est exprimé en g de C de sol résultant de l'apport de PRO par g de C apporté au sol via les
PRO (gC sol/g C PRO)

- Stock C avec PRO : stock de C mesuré dans l'horizon d'enfouissement des PRO (tC/ha)

- Stock C témoin : stock de C mesuré dans le même horizon dans un traitement témoin sans apport de PRO (tC/ha)

- C PRO : quantité totale de C apportée par le PRO depuis la mise en place de l'essai (tC/ha)

Le facteur de conversion est également souvent exprimé en pourcentage du C apporté par les PRO. On parle alors de taux de stockage. Ce calcul suppose qu'on affecte uniquement au PRO les augmentations de C dans les sols et donc qu'il n'y a pas de différences de production végétale ni de restitution des résidus de récolte entre les traitements témoin et PRO. C'est pourquoi, quand cela est possible, les traitements témoins correspondent à des traitements recevant une fertilisation minérale. Si les rendements sont différents, il est nécessaire de prendre en compte les différences de flux de résidus de récolte (Peltre et al., 2012).

3.8.5.2.2. Indicateurs au laboratoire de l'évaluation de la valeur amendante des PRO

Incubations en conditions contrôlées

La méthode la plus largement utilisée consiste à mesurer en microcosmes de laboratoire la dynamique de minéralisation du C des PRO après apport à un sol. Cette approche expérimentale fait l'objet d'un mode opératoire normalisé (FD U 44-163) en France qui permet de pouvoir comparer les résultats obtenus par différents opérateurs.

Les résultats des incubations sont souvent utilisés pour modéliser les cinétiques de minéralisation du C ou d'évolution du C résiduel en ajustant des modèles mathématiques qui permettent ensuite d'extrapoler les résultats à des durées plus longues. Ces extrapolations peuvent se rapprocher des conditions de plein champ en prenant en compte les conditions climatiques réelles. C'est le cas par exemple du calcul de la proportion h de C résiduel après 1 an dans les conditions climatiques représentatives d'un endroit donné, définie comme étant le coefficient d'humification du PRO (Janssen, 1984), qui peut être assimilé à leur valeur amendante ou au facteur de conversion du C du PRO en C du sol mentionné précédemment. Cependant dans la majorité des cas, cette extrapolation aux conditions climatiques réelles n'est pas faite et les résultats d'estimation de C résiduel sont donnés dans les conditions du laboratoire (Parnaureau et al., 2004; Tambone et al., 2009).

Indice de stabilité de la matière organique des PRO

Les approches expérimentales de la valeur amendante sur la base des résultats d'incubations sont lourdes à mettre en œuvre et coûteuses en temps d'expérimentation. C'est pourquoi des relations sont recherchées entre les caractéristiques biochimiques de la MO des PRO, son degré de stabilité et cette valeur amendante des PRO. Lashermes et al. (2009) ont établi une relation entre les valeurs amendantes extrapolées à partir de données d'incubation et les caractéristiques biochimiques des PRO, permettant de calculer l'indice de stabilité de la MO (ISMO) des PRO. Ce résultat a fait l'objet d'une normalisation du mode opératoire de mesure (FD U 44-162)<fnref n="17" />. L'indice ISMO peut être considéré comme un proxi du facteur de conversion du C des PRO en C organique du sol et donc de leur valeur amendante.

$$
\text{ISMO (\% C organique)} = 44.5 + 0.5 \text{ SOL} - 0.2 \text{ CEL} + 0.7 \text{ LIC} - 2.3 \text{ MinC3}
$$

avec SOL, CEL et LIC les fractions biochimiques (respectivement fraction soluble, équivalente à la cellulose et à la lignine exprimées en % MO) mesurées à l'aide de la méthode de fractionnement Van Soest telle que décrite dans le mode opératoire de la norme ; et MinC3, la proportion de C organique minéralisée pendant 3 jours d'incubation en mélange dans un sol.

Egalement basé sur les fractions biochimiques des PRO, le modèle TAO (Pansu et Thuriès, 2003) permet de prédire la cinétique de minéralisation du C et de l'N des PRO et donc le C résiduel dans les sols et le N potentiellement disponible pour les plantes. Plus récemment, Jimenez et al. (2017) ont développé un nouveau protocole de fractionnement biochimique incluant l'extraction d'un compartiment de MO humifiée et qui permet de prédire la biodégradabilité résiduelle d'une large gamme de PRO dont des boues et digestats.

<footnote n="17">¹⁷ Deux indicateurs précurseurs avaient été au préalable élaborés : l'Indice de Stabilité Biologique (ISB) élaboré par Linères et Djakovitch (1993) et le taux résiduel de MO (Tr) développé par Robin (1997)</footnote>
### 3.8.5.3. Effets des apports de PRO sur le stockage de C dans le sol

#### 3.8.5.3.1. Nature de la base de données bibliographique

La méta-analyse de Maillard et Angers (2014) fait ressortir une tendance à observer des valeurs de stockage additionnel résultant d'apports d'effluents d'élevage plus élevées sous climat tempéré que sous climat tropical. Nous avons donc focalisé notre synthèse bibliographique sur une sélection d'essais réalisés dans des conditions de climat tempéré, a priori plus intéressants dans le cadre de cette étude. Cette synthèse intègre cependant des résultats d'essais réalisés en Asie (Chine et Inde), majoritaires en termes de nombre de publications sur la période des 5 dernières années, lorsque le climat pouvait être considéré comme relativement proche du climat tempéré. La liste des références utilisées pour cette synthèse est donnée dans l'Annexe section 3.8.5-1

Les essais mobilisés sont majoritairement conduits en **grandes cultures** (céréales, maïs fourrage, soja). Ce sont pour la plupart des **essais classiques en blocs complets**.

La très grande majorité des résultats sur le facteur de conversion des PRO en C du sol concerne les fumiers (n=60), et les produits compostés (n=47). Les résultats concernant les boues d'épuration (n=10) et les lisiers (n=8) sont beaucoup moins nombreux. On recense également quelques données sur des essais avec tourbe, sciure, digestats, grignons d'olive (résidus de pressage des olives), litières de volaille.

#### 3.8.5.3.2. Limites de l'analyse

La synthèse bibliographique conduit à identifier des lacunes et une hétérogénéité sur les grandeurs mesurées, qui limitent les possibilités d'analyse et d'interprétation des résultats :

- Toutes les références retenues indiquent ou permettent d'estimer le stockage résultant d'apport de PRO, mais l'information sur les quantités de C apportées par les PRO est fréquemment absente et ne permet donc pas de calculer systématiquement le facteur de conversion du C des PRO en C des sols.

- Le stockage résultant de l'apport des PRO est calculé après des durées variables d'expérimentation.

- Il est estimé à partir d'un échantillonnage du sol généralement réalisé sur l'horizon de surface, à une profondeur variant de 15 à 30 cm, cohérente avec la profondeur d'enfouissement des PRO, mais qui peut conduire à sous-estimer le stockage. Le stockage de C sous l'horizon de surface peut être significatif et sa prise en compte conduit à une augmentation relative du taux de stockage de +4 à +24%, selon les produits (Katterer et al., 2014). Le C stocké dans les horizons sous-jacents à l'horizon d'apport peut représenter plus de 50 % du stockage additionnel (essais en Inde, Chaudhary et al., 2017 ; Ghosh et al., 2018).

- Les informations sur la composition des PRO se résument le plus souvent aux teneurs en C et N moyennes sur la durée de l'essai. Dans certains cas, on ne connaît même pas l'espèce animale à l'origine du PRO. L'absence quasi générale d'information sur la composition biochimique des produits utilisés constitue une limitation importante dans l'interprétation des valeurs de stockage, la relation entre composition biochimique et biodégradabilité étant bien établie (Morvan et al., 2006, 2009 ; Peters et Jensen, 2011 ; Lashermes et al., 2009).

- Dans certains articles de synthèse, les auteurs présentent des valeurs moyennes de stockage de C obtenues en regroupant des résultats observés avec des produits de caractéristiques très différentes (fumiers, lisiers et fientes de volailles regroupées dans la synthèse de Powlson et al., 2012)

#### 3.8.5.3.3. Synthèse des résultats

Cette synthèse présente i) les estimations de stockage résultant de l'apport de PRO au sol, calculées lorsque cela est possible par rapport à un traitement de référence soumis à une fertilisation minérale N, de préférence à un témoin non fertilisé en N, et ii) le facteur de conversion du C des PRO (Tableau 3.8.5-1).

Les données présentées dans le Tableau 3.8.5-1 mettent en évidence une très grande variabilité des valeurs de stockage résultant de l'apport de PRO au sol et du facteur de conversion du C des PRO qui reste difficile à interpréter, notamment du fait de l'absence quasi généralisée d'informations précises sur la composition biochimique des produits. L'analyse par régression linéaire multiple réalisée par Zavattaro et al. (2017), dans le cadre de sa méta-analyse sur les fumiers de bovins, conclut à l'absence d'effet significatif de la complémentation en N minéral de la culture, et de la profondeur de travail du sol sur le stockage de C résultant de l'apport de PRO au sol. Cette analyse montre par contre un effet significatif de 3 facteurs sur le stockage de C : i) la durée des essais (P<0,001), avec un stockage résultant de l'apport de PRO au sol significativement plus élevé sur les essais
de 6-10 ans, comparativement aux essais de 11-20 et de plus de 20 ans, ii) le climat (P<0,01), avec un stockage résultant de l'apport de PRO au sol plus faible pour les essais situés à l'ouest de l'Europe, le climat à tendance océanique étant effectivement plus favorable à la minéralisation, iii) dans une moindre mesure la texture de l'horizon de surface (P<0,05), avec un stockage plus important dans les sols sableux.

A partir de scenarios d'apports représentatifs des pratiques agriculteurs pendant 20 ans et en utilisant les facteurs de conversion du C des PRO en C du sol, des valeurs moyennes de stockage additionnel sont calculés dans le Tableau 3.8.5-2. En combinant doses, fréquences d'apports et teneurs moyennes en C des PRO, les composts ont les valeurs moyennes de stockage additionnel les plus élevées (0,48 tC/ha an), suivis des fumiers (0,31 tC/ha an) et lisiers (0,09 tC/ha an), le stockage additionnel étant de 0,02 tC/ha an pour les boues d'épuration.

<table><caption>**Tableau 3.8.5-1.** Synthèse des valeurs moyennes (écart-type entre parenthèses) d'augmentation des stocks de C résultant de l'apport de PRO au sol, exprimées en pourcentage d'augmentation par rapport à des traitements sans apports et synthèse des facteurs de conversion du C des PRO en C du sol, issues d'articles de synthèse, de méta-analyse ou de la synthèse de références bibliographiques ; n est le nombre d'essais considérés (le détail des données mobilisées figure dans l'Annexe section 3.8.5-2) – Durée des essais allant de 3 à 155 ans, médiane : 12 ans.</caption><thead><tr><th>Type PRO</th><th>Source</th><th>n</th><th>Augmentation stock de C (en % du C du sol témoin)</th><th>n</th><th>Facteur de conversion (tC/tC apporté)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Fumier bovin</td><td>Méta analyse Zavattaro et al (2017)</td><td>60</td><td>32</td><td></td><td>n.c.</td></tr><tr><td>Fumier bovin</td><td>Synthèse essais français, Morvan et al (2013)</td><td>14</td><td>26.7 (± 15)</td><td>9</td><td>0.36 (± 0.12)</td></tr><tr><td>Fumiers divers</td><td>Synthèse de références</td><td>41</td><td>53 (±33)</td><td>51</td><td>0.24 (± 0.12)</td></tr><tr><td>Fumiers compostés</td><td>Synthèse de références</td><td>12</td><td>38 (±16)</td><td>9</td><td>0.38 (±0.21)</td></tr><tr><td>Composts biodéchets</td><td>Synthèse de références</td><td>16</td><td>30 (± 17)</td><td>15</td><td>0.39 (± 0.16)</td></tr><tr><td>Composts de boues</td><td>Synthèse de références</td><td>6</td><td>47 (± 22)</td><td>11</td><td>0.42 (± 0.19)</td></tr><tr><td>Autres composts</td><td>Synthèse de références</td><td>11</td><td>43 (± 25)</td><td>11</td><td>0.41 (± 0.24)</td></tr><tr><td>Boues</td><td>Synthèse de références</td><td>11</td><td>65 (± 33)</td><td>11</td><td>0.30 (± 0.14)</td></tr><tr><td>Boues et boues digérées</td><td>Synthèse de Powison et al (2012)</td><td></td><td>n.c.</td><td>20</td><td>0.51 (± 0.07)</td></tr><tr><td>Lisier bovin</td><td>Méta analyse Zavattaro et al (2017)</td><td>23</td><td>17.5</td><td></td><td>n.c.</td></tr><tr><td>Lisiers divers</td><td>Synthèse de références</td><td>5</td><td>7 (± 4)</td><td>8</td><td>0.18 (± 0.08)</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3.8.5-2.** Stockage additionnel lié aux apports de PRO dans des scénarios sur une période de 20 ans d'apports représentatifs des pratiques agriculteurs, et calculé à l'aide des facteurs de conversion présentés dans le Tableau 3.8.5-1.</caption><thead><tr><th></th><th>Dose (t MB/ha)</th><th>Fréquence de retour (an)</th><th>Teneur en C (%MB)</th><th>Flux d'apport de C au sol en 20 ans (t/ha)</th><th>Facteur de conversion (tC sol/t C apporté)</th><th>stockage de C additionnel total (tC/ha)</th><th>stockage de C annuel (tC/ha an)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Fumier</td><td>40</td><td>3</td><td>10.1</td><td>26.9</td><td>0.36</td><td>9.7</td><td>0.32</td></tr><tr><td>Fumier composté</td><td>40</td><td>3</td><td>8.8</td><td>23.5</td><td>0.38</td><td>8.9</td><td>0.30</td></tr><tr><td>Lisier de porcs</td><td>40</td><td>2</td><td>2.7</td><td>10.8</td><td>0.18</td><td>1.9</td><td>0.06</td></tr><tr><td>lisier de bovins</td><td>40</td><td>2</td><td>4.5</td><td>18</td><td>0.18</td><td>3.2</td><td>0.11</td></tr><tr><td>Compost</td><td>30</td><td>3</td><td>17.6</td><td>35.2</td><td>0.41</td><td>14.4</td><td>0.48</td></tr><tr><td>Boue</td><td>10</td><td>3</td><td>3.3</td><td>2.2</td><td>0.30</td><td>0.7</td><td>0.02</td></tr></tbody></table>

## Effluents d'élevage

Les références sur le stockage de C résultant d'apports de fumier de bovins sont nettement majoritaires, suivies par les références sur les lisiers de bovins ; les références sur les autres effluents d'élevage (lisiers et fumiers de porc, fientes et fumiers de volailles) sont par contre très peu nombreuses.

Le facteur de conversion du C des PRO est de manière générale plus élevé avec les fumiers qu'avec les lisiers, avec des valeurs moyennes de 0,24 gC/gC apporté (soit 24% du C apporté) pour des fumiers divers, 36% du C apporté pour les fumiers de bovins, vs 18% du C apporté en moyenne pour les lisiers (Tableau 3.8.5-1). Les
facteurs de conversion du C donnés par Diacono et Montemurro (2010) dans leur synthèse bibliographique varient de 8 à 25% du carbone apporté pour des fumiers, contre des valeurs inférieures à 4% pour des lisiers.

## Composts

Le compostage des effluents d'élevage augmente le facteur de conversion du C, avec une moyenne de 38% du C apporté (Tableau 3.8.5-1). Cet effet du compostage sur les valeurs moyennes de stockage est confirmé par des résultats d'essais sur lesquels le produit composté et non composté sont comparés : i) des proportions de 25% et 31% du C de fumiers respectivement non compostés et compostés sont retrouvées dans le sol après 25 années d'apports (Johnston, 1975 in Haynes et Naidu, 1998), ii) Morvan et al. (2003) calculent également un taux de stockage du C nettement supérieur avec du fumier de bovins composté, comparativement au même produit non composté (42% vs 29%). Cependant, comme les teneurs en C des fumiers compostés sont plus faibles que celles des fumiers non compostés, le stockage additionnel calculé au Tableau 3.8.5-2 est identique pour les fumiers compostés ou non pour les scénarios agronomiques considérés.

Pour les composts issus de déchets verts, de biodéchets, de boues d'épuration, les valeurs moyennes du facteur de conversion du C des composts varient de 40 à 42% du C apporté, selon la nature des produits compostés (Tableau 3.8.5-1), et sont dans la même gamme que pour les composts issus d'effluents d'élevage. Ces proportions correspondent aux valeurs les plus élevées des produits organiques, du fait du processus de stabilisation de la MO au cours du compostage. On observe cependant que la gamme de variation du taux de stockage est peu différente de celle des autres PRO, et que les valeurs moyennes sont peu impactées par la nature initiale des produits. Ces taux de stockage sont en accord avec la valeur moyenne de 41% du C apporté proposée par Powlson et al. (2012).

## Boues d'épuration urbaine

La moyenne du facteur de conversion du C des boues d'épuration calculée dans le cadre de cette synthèse est de 30% (Tableau 3.8.5-1), valeur inférieure à celle de 40% rapportée par Katterer et al. (2014). Pan et al. (2018) rapportent des valeurs moyennes de 37% mesurées à partir d'essais de 16 ans au nord des Etats-Unis.

On observe comme pour les autres PRO une forte variabilité de l'effet des apports de boues sur le stockage de C résultant de l'apport de PRO, avec des valeurs de facteur de conversion du C des PRO comprises entre 11 et 55%, gamme comparable à celle donnée par Brown et al. (2011) (1 à 43%). Ces résultats contrastés s'expliqueraient en partie par la composition chimique des boues. Dans une étude visant à caractériser au cours d'incubations de quelques mois de mélanges sol-boues en conditions contrôlées de laboratoire, le comportement de minéralisation de différents types de boues d'épuration urbaines ou industrielles, ayant subi des post-traitements de déshydratation, de digestion anaérobie ou de compostage, la biodégradablité des boues varie de 18 à 66% du C organique et est inversement corrélée à la teneur en lignine (Parnaureau et al., 2004).

## Digestats de méthanisation

Dans une synthèse bibliographique, Nkoa (2014) rapporte que la valeur amendante des digestats est mal connue, et il existe très peu de résultats d'essais au champ de moyenne/longue durée, à l'exception de quelques références sur les boues digérées (Powlson et al., 2012). La transformation en biogaz de la fraction biodégradable des effluents d'élevage ou l'utilisation de biomasses végétales (résidus de cultures, cultures intermédiaires) conduit à s'interroger sur la diminution potentielle des apports de matière organique au sol. Moller (2015) dans une revue bibliographique, ne rapporte pas d'effet négatif de l'introduction de la méthanisation sur les teneurs en carbone des sols. Wentzel et al. (2015) n'observent pas de différences de teneurs en carbone organique dans des parcelles recevant des effluents d'élevage digérés ou non.

L'effet des apports de digestats sur les stocks de C du sol est donc généralement estimé à partir de mesures respirométriques, qui renseignent sur le degré de stabilité des MO après digestion anaérobie. Les quelques valeurs d'ISMO disponibles pour des digestats confirment l'intérêt de cet indicateur qui a été utilisé pour confirmer l'absence d'effet négatif de l'introduction de la méthanisation sur les teneurs en carbone organique des sols (Bodilis et al., 2015).

La MO du digestat est plus stable que celle des matières entrantes en raison de la transformation des fractions labiles en biogaz. Cette stabilisation de la MO s'accompagne d'un enrichissement relatif en lignine et en longues chaines aliphatiques, et d'une diminution des fractions lipidiques et des polysaccharides (Marcato et al., 2009 ; Tambone et al., 2009). Cette évolution des caractéristiques biochimiques au cours de la digestion anaérobie est
similaire à ce qui est observé au cours du début de compostage (Marcato et al., 2009). Dans une étude comparant différents composts de déchets verts et biodéchets et des digestats d'effluents d'élevage et résidus de culture ou biodéchets, Tambone et al. (2010) conclut à des valeurs amendantes similaires pour les composts et digestats. Le post-traitement par compostage après digestion anaérobie augmente encore la stabilité des digestats et ralentit leur minéralisation dans les sols.

## Biochars

Les biochars sont des produits organiques issus de la pyrolyse de biomasse. Il existe différents types de biochars en fonction du procédé dont ils sont issus (torréfaction, pyrolyse lente ou rapide, gazéification, carbonisation hydrothermale...). La stabilité du C des biochars varie selon le procédé d'obtention et la biomasse d'origine. Une partie du C des biochars peut rester labile et stimuler l'activité de la biomasse microbienne (méta-analyse de Biederman et Harpole, 2013). La synthèse de Spokas (2010) met en évidence une variabilité des durées de demi-vie des biochars (moins de 100 ans à plus de 1 000 ans), le rapport moléculaire O/C étant un bon indicateur de cette stabilité. L'importance du procédé d'obtention du biochar est confirmée par l'étude de Bruun et al. (2012) : la pyrolyse rapide laisse des fractions de la biomasse traitée non pyrolysée, ce qui explique la biodégradabilité plus importante mesurée pour le biochar issu de pyrolyse rapide (5,5% du C du biochar minéralisé dans le sol après apport) par rapport à un biochar issu de pyrolyse lente (seulement 2,9% du C minéralisé). Mesuré comme précédemment au cours d'incubations en conditions contrôlées de laboratoire, le C résiduel des biochars issus de carbonisation hydrothermale est beaucoup moins stable avec 13 à 16% du carbone minéralisé (Bamminger et al., 2014). Dans tous les cas, les valeurs amendantes seraient donc élevées : 80 à 85% pour les biochars issus de carbonisation hydrothermale, 95% pour les biochars issus de pyrolyse rapide et 97% pour ceux issus de pyrolyse lente. La méta-analyse de Wang et al. (2016) confirme ces valeurs amendantes élevées et montre que l'apport de biochar peut avoir des effets contrastés sur la minéralisation de la matière organique du sol : stimulation à court terme mais ralentissement de la dégradation à plus long terme par des processus de protection physique (Maestrini et al., 2015 ; Hernandez-Soriano et al., 2016). Un essai au champ de 5 ans avec des doses importantes d'apport de biochars (30 à 90 t /ha) montre au contraire une stimulation de la décomposition des résidus de récolte (Dong et al., 2018). Le suivi des charbons dans des sols maintenus en jachères nues de plusieurs dizaines d'années montre que les biochars pourraient avoir une dynamique de décomposition plus rapide que ce que montre la plupart des études faites à plus court terme (Lutfalla et al., 2017).

## Autres PRO

Les travaux sur les PRO d'origine agro-industrielle sont relativement peu nombreux. Parnaudeau et al. (2006) mesurent une forte biodégradabilité des effluents agro-industriels liquides qui conduirait à des facteurs de conversion en C du sol inférieurs à 20% du C apporté. Cependant certains PRO industriels peuvent présenter des taux de stockage plus élevés comme les boues de désencrage avec 40% du C de boues stocké dans le sol 2 ans après l'apport (Chantigny et al., 1999).

Les potentiels de stockage de C des résidus issus de la production de biocarburants ont été approchés via des mesures respirométriques de 30 à 60 jours. Ils varient entre 20 et 70% (Galvez et al., 2012 ; Cayuela et al., 2010a ; Schouten et al. 2012).

Enfin, beaucoup de sous-produits animaux sont utilisés comme engrais organiques, dont on peut considérer que leur contribution au stockage de C est faible. Cayuela et al. (2010b) montrent en effet que la biodégradabilité de ces produits est généralement importante : 56% du C pour la farine de plume hydrolysée, 41% pour le sang séché, 21% pour la poudre de corne, 58% pour la poudre d'os. Les taux de stockage varieraient entre 40 à 70% du C apporté. Cependant, les doses d'apport étant faibles car calculées sur la base des teneurs en azote élevées de ces produits, les flux de C total apporté sont faibles et donc le stockage additionnel est faible.

### 3.8.5.4. Impact des filières de traitement amont sur le potentiel amendant des PRO

On a vu que les traitements en amont modifiaient le potentiel amendant des PRO épandus. Dans un objectif de déterminer les meilleures options pour restituer et stocker du C dans les sols, il est intéressant de comparer les effets des modes de traitement amont sur le C restant ensuite dans le sol.

Ainsi Bruun et al. (2006) comparent des composts et digestats issus des mêmes biodéchets à l'aide de scénarios simulés avec le modèle Daisy. Après 50 ans, les proportions de C restant dans le sol après apport de compost ou
digestat sont dans les mêmes ordres de grandeurs, entre 20 et 40%, les conditions de scenarios (sols, systèmes de production...) ayant plus d'impacts que les PRO épandus.

Même si le potentiel amendant des digestats ou des composts est supérieur à celui des matières premières initiales, étant donnée la perte de fraction labile au cours des traitements, plusieurs travaux ont cherché à comparer ces potentiels amendants par rapport à la matière première. Thomsen et Christensen (2010) montrent une restitution de C au sol par un maïs fourrage à hauteur de 19%, contre 30% quand il est préalablement digéré par les animaux mais sans prendre en compte la part du C digérée par les animaux. Des travaux plus complets (Thomsen et al., 2013) comparent la part de C retenue lorsque le fourrage est appliqué directement sur le sol, passé dans un méthaniseur, digéré par des animaux ou digéré par des animaux puis passé au méthaniseur. Au final la part de C retenue par le sol est similaire dans tous les scénarios, soit 12 à 14% du C initial des végétaux. En comparant fumier et biochar issu de ces fumiers, Schouten et al. (2012) montrent que le facteur de conversion du C des fumiers apportés directement au sol serait de 53 à 55% contre seulement 15% quand ce sont les biochars qui sont apportés. En effet 83% du C des fumiers ont été perdus en amont de la production de biochar (digestion anaérobie puis pyrolyse). Bien que le C des biochars soit beaucoup plus stable que celui des fumiers initiaux, le bilan de C pour les sols serait donc plus intéressant en cas d'apport direct des fumiers initiaux.

### 3.8.5.5. Autres effets à prendre en compte dans l'évaluation du bilan C complet et du bilan environnemental du retour au sol des PRO

D'autres flux de C sont à prendre en compte pour faire un bilan GES plus complet du retour au sol des PRO : les émissions de gaz à effet de serre après épandage (N₂O), la substitution des engrais minéraux azotés par ces épandages de PRO qui peuvent avoir des coefficients équivalent engrais variant de 0 (cas des biochars par exemple) à 80% (cas des digestats par exemple). Cette substitution des engrais permet d'éviter les émissions liées à la production des engrais azotés, fortement consommatrice d'énergie fossile et donc émettrice de GES (Smith et al., 2007). Ce bilan GES peut être fait à l'échelle de la parcelle ou prendre en compte la filière de traitement amont.

Plus généralement, il est important de prendre en compte les autres effets potentiels liés aux apports de PRO et de faire un bilan environnemental complet de la pratique. Nous citons par exemple : la substitution des engrais P et K, l'amélioration de la structure du sol et une meilleure infiltration, l'augmentation de l'activité biologique... mais également les apports de contaminants minéraux, organiques, des germes pathogènes éventuels... Tous ces effets sont largement détaillés dans le rapport de l'ESCo Mafor (Houot et al., 2014).

### 3.8.5.6. Conclusion : quelles possibilités d'accroissement des stocks de carbone organique du sol par l'apport au sol de nouvelles sources de carbone exogène ?

La quasi-totalité des effluents d'élevage produits en France retournent au sol et il n'y a donc pas de possibilité d'accroître les stocks de C organique des sols par une mobilisation supplémentaire de ce gisement. On observe cependant qu'une part croissante de ces effluents subit des transformations avant épandage, allant d'une simple séparation de phase à une digestion anaérobie, dont les conséquences sur la composition des produits et le stockage de C après retour au sol doivent être étudiés. D'autres produits organiques comme les boues d'épuration ne reviennent que partiellement au sol, le reste étant incinéré. Sous réserve que l'épandage puisse être fait sans risque de contamination des sols, il y a là un gisement supplémentaire de carbone qui pourrait être mobilisé pour accroitre le stockage de C dans les sols. L'analyse bibliographique a par ailleurs confirmé l'intérêt, en termes de stockage additionnel de C, d'autres produits organiques comme les composts et les digestats. Ces produits sont actuellement presque toujours recyclés en agriculture mais les volumes produits sont faibles. La mobilisation de nouvelles ressources comme les biodéchets et les déchets verts et leur transformation par compostage ou méthanisation permettraient d'augmenter les volumes produits et donc le retour au sol. Un chiffrage des volumes mobilisables est nécessaire mais difficile à faire compte tenu de la multiplicité des étapes et facteurs à considérer (réseau de collecte, type de tri, mode de transformation...). L'acceptabilité sociale des scénarios envisagés doit cependant être soigneusement considérée. Enfin l'analyse tout juste esquissée dans le paragraphe précédent montre que la mobilisation de nouvelles ressources organiques pour accroitre le retour au sol et le stockage de C a plusieurs conséquences susceptibles d'impact er le bilan gaz à effet de serre global des scénarios envisagées (émissions liées à la collecte et au transport des matières, effets de substitution par éventuelle production d'énergie, modification des apports d'engrais minéraux et des émissions associées, etc.). En termes d'atténuation du changement climatique le chifrage du stockage additionnel de carbone lié à la mobilisation de ces nouvelles
ressources organiques doit donc être complété par des informations sur les autres postes du bilan gaz à effet de serre global.

Références bibliographiques

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### 3.8.6. Autres pratiques : fertilisation minérale, irrigation, chaulage

Auteur : Jérôme Balesdent

**Principaux enseignements de cette section :**

* La fertilisation azotée des systèmes limités en azote conduit à un faible stockage additionnel de carbone, et ce uniquement si les résidus aériens sont restitués. Cependant une surfertilisation conduit à un déstockage.

* En France, la fertilisation azotée des grandes cultures est généralement excédentaire. Il n'y a pas de marge de manœuvre pour une augmentation des stocks de C par augmentation de la fertilisation.

* Le chaulage des sols acides tend à augmenter légèrement les stocks de carbone, notamment via l'augmentation de la production primaire. Il y a cependant un risque d'important déstockage de carbone par chaulage de certains types pédologiques naturellement riches en matières organiques en raison de leurs phases minérales (Acrisols, Umbrisols), y compris en profondeur.

* L'irrigation influence la dynamique du carbone du sol via deux processus ayant un effet opposé sur le stockage : l'augmentation de la production primaire, et donc des restitutions de C au sol, et l'augmentation de la vitesse de minéralisation.

* L'irrigation des systèmes très déficitaires en eau conduit à un stockage additionnel de carbone.

Fertilisation, irrigation et chaulage ont été décrits comme affectant significativement le stockage de carbone. Il ne s'agit pas de pratiques binaires (présence/absence), mais d'intensité variable, correspondant à des quantités variables d'intrants dans les itinéraires techniques.

Ces trois pratiques affectent le stockage par plusieurs processus agissant dans des directions opposées, typiquement en augmentant la production primaire et donc les restitutions au sol, mais aussi en affectant la minéralisation des matières organiques. Il en résulte que l'effet dépend des doses et des conditions. Il n'est donc pas possible de fournir des valeurs de stockage moyen associé. Le fait que la littérature mentionne des effets dans les deux directions ne doit pas amener à conclure que le stockage moyen est nul ou négligeable. Il peut y avoir stockage dans certaines conditions et déstockage dans d'autres.

#### 3.8.6.1. Fertilisation minérale azotée

On considère ici uniquement le cas de la fertilisation minérale. La fertilisation organique est traitée dans le cadre de la section précédente (section 3.8.5). En plus d'un apport d'azote, et d'autres éléments minéraux, la fertilisation organique a un effet direct de stockage par apport conjoint de carbone (section 3.8.5).

##### Processus

Plusieurs processus ayant un effet « stockant » ou « déstockant » peuvent être influencés par l'apport d'azote minéral :

* Une augmentation de la production primaire restituée au sol (effet stockant), modérée par une diminution relative de l'enracinement et de la rhizodéposition, (Kuzyakov et Domanski, 2000 ; Kuzyakov et Schneckenberger, 2004 ; Lu et al., 2011).

* Une légère accélération de la vitesse de biodégradation des résidus (effet déstockant, négligeable sur le long terme)

* Une diminution de la biomasse microbienne (Lu et al., 2011), une accélération de la minéralisation des matières organiques par les microorganismes (Li et al., 2017; Zang et al., 2016), éventuellement l'acidification du sol associée à la nitrification d'apport sous forme de sels l'ammonium ou d'urée ont été décrits comme ayant un effet déstockant

* Une stabilisation à long terme des composés azotés des matières organiques, notamment en présence d'argiles (Bol et al., 2009 ; Kleber et al., 2007) (effet stockant).

La fertilisation globale des écosystèmes naturels par les dépôts azotés atmosphériques (la pollution azotée globale) contribue au stockage actuel de carbone dans les écosystèmes de la planète, y compris les sols (Tipping et al., 2017).
## Quantification

Le Tableau 3.8.6-1 résume les résultats de cinq méta-analyses. La fertilisation, comparée à l'absence de fertilisation, tend à stocker du carbone, mais faiblement (plus quelques % relatifs en 10 à 30 ans) et moins qu'en proportion des augmentations de rendement. Alvarez (2005) rapporte que le gain de la fertilisation est nul dans les traitements sans restitution des résidus.

Par ailleurs, l'essai de très longue durée des Morrow Plots aux USA (Khan et al., 2007) montre clairement une perte de carbone due à une surfertilisation de +37 kgN.ha⁻¹an⁻¹, y compris en dessous de 30 cm.

Ainsi plusieurs titres d'articles rapportent que les stocks de carbone augmentent peu avec la fertilisation et diminuent avec la surfertilisation :

- "The myth of Nitrogen fertilization for soil carbon Sequestration" (Khan et al., 2007).

- "Minor stimulation of soil carbon storage by nitrogen addition: A meta-analysis" (Lu et al., 2011)

- "Synthetic nitrogen fertilizers deplete soil nitrogen: A global dilemma for sustainable cereal production," (Mulvaney et al., 2009)

- "Decadal Nitrogen Fertilization Decreases Mineral-Associated and Subsoil Carbon" (Shahbaz et al., 2017)

- "The net effect of N fertilizer on SOC is positive when N fertilizer is not applied in large excess" (Russell et al., 2009; David et al., 2010; Powlson et al., 2010)

<caption>Tableau 3.8.6-1. Effet net de la fertilisation azotée sur le stockage de carbone en cultures annuelles : moyenne et dispersion de méta-analyses d'essais de longue durée en conditions contrôlées. Valeurs moyennes suivies de la dispersion.</caption>

SD = écart-type. CI95 = Intervalle de confiance à 95% de la moyenne. "nd" = non disponible.

<table><thead><tr><th>Source</th><th>Nb de couples</th><th>Région/Climat</th><th>Profondeur (cm)</th><th>Durée (an)</th><th>Contrôle (kg N/ha)</th><th>Fertilisation (kg N/ha)</th><th>ΔC = C<sub>fertilisé</sub> - C<sub>contrôle</sub> (tC/ha)</th><th>ΔC/C<sub>contrôle</sub> (%)</th><th>ΔC/t (tC/ha/an)</th></tr></thead><tbody><tr><td>D'après les données de Alvarez, 2005</td><td>112</td><td>Canada USA<br>MAT 8,5 ± 4,4 °C<br>Pann 658 ±216 mm</td><td>27,5 ± 4,8 (SD)</td><td>14 ± 10 (SD)</td><td>0</td><td>105 ± 71</td><td>+2,6 ± 4,4 (SD)</td><td>nd</td><td>+0,19 ± 0,56 (SD)</td></tr><tr><td>D'après les données de Lu et al., 2011</td><td>189</td><td>Monde<br>Latitudes 40 à 60°</td><td>nd;<br>(Co-variable)</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>+4,3% ±8,4% (SD)</td><td></td></tr><tr><td>D'après les données de Lu et al., 2011</td><td>151</td><td>Monde<br>Latitudes 0 à 40°</td><td>nd;<br>(Co-variable)</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>+2,8% ±10,8% (SD)</td><td></td></tr><tr><td>D'après les données de Khan et al., 2007</td><td>11</td><td>Tempéré<br>US, UK, Canada</td><td>0-30</td><td>27 ± 17 (SD)</td><td>76 ±15 (SD)</td><td>157 ± 38 (SD)</td><td></td><td>+2,3% ±4,9% (SD)</td><td></td></tr><tr><td>Zhao et al., 2015</td><td>78</td><td>Chine</td><td>0-30</td><td>25 ± 12 (SD)</td><td>0</td><td>nd<br>(NPK)</td><td>+2,1 ± 0,5 (CI95)</td><td></td><td>+0,08</td></tr></tbody></table>

En résumé, la fertilisation azotée des systèmes limités en azote conduit à un faible stockage additionnel de carbone, et ce uniquement si les résidus aériens sont restitués. Le stockage additionnel de carbone est moindre que ce qui pourrait être attendu compte tenu de l'augmentation des restitutions de carbone. La surfertilisation déstocke du carbone organique. La synthèse des méta-analyses tend à indiquer un optimum de stockage de carbone à un niveau de fertilisation sous-optimal pour le rendement, comme cela a été décrit pour les prairies.

## Modélisation

Les modèles courants prennent en compte l'effet de la fertilisation sur les restitutions de résidus de récolte, mais tendent à surévaluer le stockage, car ils ne prennent pas toujours en compte l'impact du niveau de fertilité azotée sur la répartition du carbone entre parties aériennes et racinaires, ni les effets sur les microorganismes.

## Assiette et freins à l'adoption de pratiques stockantes par modification de la fertilisation azotée

En France, la fertilisation azotée des grandes cultures est généralement excédentaire. Il n'y a pas de marge de manœuvre pour une augmentation des stocks de C par augmentation de la fertilisation. Le frein principal à la diminution de la surfertilisation est le risque de perte de rendement. Ce frein a été largement étudié pour d'autres problématiques. L'absence de données chiffrées scientifiquement bien établies sur la relation triple entre dose, rendement et stockage de carbone dans le sol est un frein supplémentaire à l'utilisation de ce levier dans le but de stocker du carbone.
### 3.8.6.2. Chaulage des sols acides

Le chaulage est une pratique d'amendement, souvent à base de chaux, de calcaire ou de dolomite, destinée à augmenter le pH du sol et à apporter les éléments Ca ou Mg. On distingue généralement deux types de pratiques :

- Le "chaulage d'entretien", qui consiste à prévenir la tendance naturelle à l'acidification des sols alcalins, neutres ou faiblement acides (typiquement dont le taux de saturation de la capacité d'échange cationique est >80%). Ces catégories représentent 98% des terres cultivées en France métropolitaines (GisSol 2011, "L'état des sols en France"). Il n'est pas attendu que le chaulage d'entretien modifie les stocks de carbone des sols.

- Le "chaulage de correction des sols acides", qui consiste à remonter le pH des sols dont le taux de saturation est <80%. Deux pour cent des terres actuellement cultivées en France sont potentiellement concernées. Cependant, dans le cas de changement d'usage des terres, la majorité des sols forestiers ou de prairies permanentes convertis en cultures est potentiellement concernée.

#### Processus

La pratique du chaulage a un effet « stockant » ou « déstockant » par deux processus principaux :

- l'augmentation de la production primaire et donc des restitutions de carbone au sol. Les mécanismes sont multiples: augmentation de la disponibilité en Ca, Mg, P ; amélioration des états physiques du sol ; levée de la toxicité aluminique ou métallique de certains sols acides ;

- la modification des temps de résidence du carbone. Ici aussi les mécanismes sont multiples et peuvent jouer dans les deux sens. Plus que le rôle direct du pH sur les microorganismes, qui n'est pas univoque, on note la modification de l'état physique et de la protection, l'augmentation du calcium et de la sorption des matières organiques, ou inversement la déstabilisation des minéraux alumineux ou mal cristallisés fixant le carbone (Paradelo et al., 2015; Rasmussen et al., 2018). Le chaulage des sols acides (pH < 5) peut par ailleurs modifier très significativement la répartition verticale des matières organiques au sein des 30 ou 40 premiers cm, en permettant la colonisation éventuelle par les vers de terre.

#### Quantification

Le chaulage est une pratique modifiant le sol durablement, de façon lentement réversible (amendement): il n'est donc pas à considérer comme ayant un effet annuel, mais sur plusieurs années. L'étude de Paradelo et al. (2015) a fait la synthèse et la méta-analyse des effets nets résultant sur le carbone de nombreuses expérimentations en sols cultivés, prairiaux et forestiers. Le Tableau 3.8.6-2 résume le sous-ensemble des sols sous culture.

<table><caption>Tableau 3.8.6-2. Effet du chaulage sur le stockage de carbone en cultures annuelles : moyenne et dispersion de méta-analyses de 13 essais. Valeurs moyennes suivies de la dispersion. SD = écart-type.</caption><thead><tr><th>source</th><th>Nb de couples</th><th>Région/ Climat</th><th>Prof moyenne (cm)</th><th>Durée moyenne (an)</th><th>pH contrôle</th><th>ΔpH (chaulé - contrôle)</th><th>ΔC/C<sub>controle</sub> (%)</th><th>ΔC/t (%/an)</th></tr></thead><tbody><tr><td>D'après les données de Paradelo et al., 2015</td><td>12</td><td>variés</td><td>17 ±3 (SD)</td><td>26 (7 à 125)</td><td>4,8 ±0,6 (SD)</td><td>+ 1,0 ±0,6 (SD)</td><td>+ 4,1% ±10,2% (SD)</td><td>-0,008%(*) ±0,77% (SD)</td></tr></tbody></table>

L'effet global du chaulage peut être résumé ainsi.

Le chaulage des sols acides tend à augmenter légèrement les stocks de carbone, notamment via l'augmentation de la production primaire. Il y a cependant un risque d'important déstockage de carbone par chaulage de certains types pédologiques naturellement riches en matières organiques en raison de leurs phases minérales: Acrisols, Umbrisols, y compris en profondeur (Bonnard, 2013; Rasmussen et al., 2018).

#### Modélisation

Les modèles courants ne prennent pas en compte l'effet du chaulage sur le carbone organique.

#### Assiette et freins à l'adoption de pratiques stockantes par chaulage

En France les surfaces redevables d'un chaulage de correction ne représentent qu'environ 2% des sols cultivés. Il n'y a pas de frein majeur à la mise en œuvre de cette pratique qui, en plus d'autres intérêts agronomiques, favorise

<footnote>(*) Les tendances différentes entre moyenne du changement de stock (ΔC) et moyenne du stockage annuel (ΔC/t) correspondent à un déstockage à court terme (essais courts < 10 ans) et un stockage à long terme (essais longs > 15 ans).</footnote>
un stockage additionnel de C. A noter qu'un chaulage de correction peut concerner 50% des transitions d'usages depuis la forêt ou les prairies permanentes vers la culture. Lors des changements d'usage des terres (conversion de prairies permanentes en cultures ou fourrages annuels, déforestation), le poids du chaulage sur la perte de carbone, qui peut être très importante, mériterait des études complémentaires.

### 3.8.6.3. Irrigation

En France la surface irrigable (équipée pour l'irrigation) représente de l'ordre de 2,7 millions d'hectares. Cette pratique recouvre une grande diversité de modalités de mise en œuvre, à la fois en terme d'équipement utilisé (asperseur, rampe, goutte à goutte...), de dose et de calendrier d'apports.

#### Processus

En situation de déficit hydrique, l'apport d'eau par irrigation influence la dynamique du carbone via deux processus majeurs ayant un effet opposé sur le stockage :

- l'augmentation de la production primaire, et donc des restitutions de C au sol par les racines et les résidus de culture, du fait du meilleur statut hydrique de la culture (mais, ici encore, il est attendu que l'augmentation relative des apports au sol par les racines soit inférieure à celle des rendements)

- l'augmentation de la vitesse de minéralisation du carbone organique. Les effets de l'humidité étant multiplicatifs avec ceux de la température, l'humidité estivale est un déterminant majeur des temps de résidence du carbone. Les dessiccations et réhumectations ont des effets additionnels complexes.

#### Quantification

L'effet résultant de l'irrigation sur le stockage de carbone (Tableau 3.8.6-3) dépend de l'importance relative de ces deux effets. Zhou et al. (2016) rapportent globalement un bilan légèrement positif de l'irrigation sur le stockage de carbone dans le sol et l'interprète comme une compensation presque parfaite entre augmentation de la production primaire et l'augmentation de la vitesse de minéralisation. Le nombre d'essais en sols agricoles reste cependant faible. Il est certain qu'une irrigation sans augmentation notable de la production végétale déstocke du carbone. Dans le cadre du changement climatique, l'impact de la pluviométrie et des sécheresses sur le cycle du carbone est à l'origine d'un nombre croissant d'études aux échelles globales, mais reste mal compris et représenté (Carvalhais, 2014, Mathieu et al., 2015, Sierra et al., 2015).

<table><caption>Tableau 3.8.6-3. Effet net résultant de l'irrigation sur le stockage de carbone: méta-analyse. Valeurs moyennes suivies de la dispersion. SD = écart-type.</caption><thead><tr><th>source</th><th>Nb de couples</th><th>Région/Climat</th><th>Prof (cm)</th><th>Durée (an)</th><th>ΔC = C<sub>frigué</sub> - C<sub>controle</sub> (tC/ha)</th><th>ΔC/C<sub>controle</sub> (%)</th><th>ΔC/t (%/an)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Zhou et al., 2016</td><td>30</td><td>Tous écosystèmes</td><td>na</td><td>5 (1 à 35)</td><td>na</td><td>+ 1,27% ±15% (CI95)</td><td>na</td></tr><tr><td>Zhou et al., 2016</td><td>3</td><td>croplands</td><td>na</td><td>Na</td><td>na</td><td>+10% ±5% (CI95)</td><td>na</td></tr></tbody></table>

L'effet global d'irrigation peut être résumé ainsi :

L'irrigation des systèmes très déficitaires en eau conduit à un stockage additionnel de carbone. Le stockage de carbone est cependant moindre que ce qui peut être attendu compte tenu de l'augmentation des rendements et restitutions de carbone. Il est attendu des différents processus en jeu qu'il y ait un optimum de stockage de carbone à un niveau d'irrigation sous-optimal pour le rendement.

#### Modélisation

Les modèles courants prennent en compte l'effet de l'irrigation sur la production primaire et sur la minéralisation des matières organiques, mais risquent de surestimer l'apport de carbone souterrain par les racines. Les modèles simulant la dynamique du carbone du sol ont tous une paramétrisation de l'effet de l'humidité du sol sur la décomposition. En utilisant le modèle RothC, il a été montré que la compensation du déficit hydrique moyen naturel d'Ile-de-France, pendant 1 mois (juin), deux mois (juin-juillet) ou trois mois (juin-juillet août) augmentait la vitesse annuelle de minéralisation de +5%, +18%, +32%, respectivement, ce qui, à flux de carbone entrant identique, tendrait à terme à réduire les stocks organiques d'autant.
## Assiette et freins à l'adoption de pratiques favorisant le stockage de C par irrigation

Les freins à l'extension de l'irrigation sont le coût et la compétition croissante pour les usages de l'eau, en particulier en contexte de raréfaction de la ressource du fait du changement climatique.

### 3.8.6.4. Synthèse, et pistes pour des leviers à plus long terme

Au total l'analyse qui précède ne permet pas d'identifier d'autres pratiques agricoles ayant un effet avéré et majeur sur le stockage de C dans les sols et susceptibles d'être mises en œuvre sur des surfaces importantes en grande culture en France. La fertilisation azotée est en général excédentaire, ce qui ne permet pas d'envisager un stockage additionnel de C par augmentation de la production primaire et des retours au sol de C. L'augmentation du pH dans les sols acides aurait un effet bénéfique sur la production et donc sur le stockage de C mais les surfaces concernées en France sont faibles (2% des surfaces en grande culture). Enfin l'irrigation semble avoir un effet légèrement positif sur le stockage, mais les possibilités d'extension de cette pratique sont fortement contraintes par les disponibilités en eau. Quelques études récentes sur l'effet de pratiques agricoles non conventionnelles sur le carbone du sol suggèrent que d'autres leviers pourraient être mobilisés à l'avenir, en particulier dans un contexte de réduction voire d'abandon des pesticides. Dans le cadre d'une méta-analyse sur l'effet de l'agriculture biologique sur le stockage de C dans les sols, Gattinger et al. (2012) ont montré un stockage additionnel de C en agriculture biologique par rapport à l'agriculture conventionnelle non explicable par des apports additionnels de matières organiques. En France Autret et al. (2016) observent aussi dans le cadre d'un "essai système", un stockage de 3 tC/ha en 16 ans en agriculture biologique sans apports de matières organiques par rapport à l'agriculture conventionnelle. Ces observations suggèrent un temps de résidence plus long du carbone du sol dans les systèmes biologiques. Plusieurs mécanismes sont suspectés, comme l'effet de la disponibilité en azote sur les décomposeurs, la présence de légumineuses, les apports racinaires (Chirinda, 2012), la faune du sol. Les biocides (fongicides, insecticides) pourraient aussi augmenter la minéralisation des matières organiques en dérégulant les interactions entre champignons et bactéries, en réduisant la prédation des bactéries par les organismes supérieurs (protozoaires, nématodes) ou en réduisant l'association organo-minérale générée par les invertébrés du sol. Il est actuellement prématuré d'en déduire qu'une agriculture sans pesticides permettrait d'accroître le stockage de C dans les sols mais dans un contexte de réduction de l'emploi des produits phytosanitaires l'étude des interactions entre les pratiques de maîtrise des bioagresseurs, la biodiversité tellurique et le stockage de C mérite un effort de recherche plus important.

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## 3.9. L'agroforesterie, les haies, les bords de champs

Auteurs : Rémi Cardinael, Delphine Mézière

Principaux enseignements de cette section :

* La plantation de 75 arbres/ha sur des terres arables entraîne un stockage additionnel de carbone organique du sol à un taux de 0,25 tC ha⁻¹ an⁻¹

* Les arbres plantés sur des prairies permanentes productives ne modifient pas significativement le stock de carbone organique du sol

* Les haies plantées en bordures de parcelles agricoles permettent de stocker du carbone organique à un taux de 0,75 tC an⁻¹ par ha de surface de haie

* Les bandes enherbées semées en bords de champs s'apparentent à des prairies et stockent pendant les premières années de l'ordre de 0,70 tC an⁻¹ par ha de surface enherbée

### 3.9.1. Définitions

L'agroforesterie est un terme générique qui inclut un ensemble de pratiques agricoles où des arbres sont délibérément associés à des cultures ou à des pâturages, de façon spatiale ou temporelle (Nair, 1985). L'agroforesterie est pratiquée sous diverses formes à travers le monde. En zone tropicale humide, les systèmes les plus courants sont les agroforêts cultivées, les systèmes multi-étages et les homegardens. Dans les zones les plus arides, on retrouve les jachères et les parcs, notamment à Faidherbia albida. Dans les zones tempérées et méditerranéennes, les pratiques agroforestières ont été progressivement abandonnées au cours du 20ᵉ siècle, notamment pour des raisons liées à la mécanisation. En Europe, seuls quelques systèmes traditionnels où les arbres sont intégrés au sein même de la parcelle subsistent, comme la dehesa en Espagne, ou encore les prévergers en France. Des systèmes agroforestiers adaptés à la mécanisation ont cependant vu le jour et se développent en France. Il s'agit d'alignements d'arbres à faibles densités (30 à 200 arbres/ha), au sein de parcelles agricoles (système sylvo-arable) ou de prairies, souvent pâturées (système sylvo-pastoral). Seules ces deux pratiques agroforestières seront étudiées dans le cadre de cette étude.

Les haies consistent en des alignements d'arbres et d'arbustes à la périphérie des parcelles agricoles, et sont reconnues pour fournir des nombreux services écosystémiques (Van Vooren et al., 2017).

Les bandes enherbées sont des couverts herbacés semés en bords des champs, notamment à proximité des cours d'eau afin de prévenir la fuite de nutriments et de pesticides dans les cours d'eau.

### 3.9.2. Taux de stockage de carbone organique dans le sol

En agroforesterie, mais également pour les haies, la quasi-totalité des données existantes sur le stockage de carbone organique du sol (COS) provient d'études « synchroniques », c'est-à-dire qui comparent les stocks de carbone entre une parcelle agroforestière et une parcelle agricole adjacente, qualifiée de parcelle témoin ou de référence. Très peu d'études ont quantifié l'évolution des stocks de carbone du sol sur une même parcelle depuis la plantation des arbres (approche diachronique).

Plusieurs synthèses et méta-analyses récentes démontrent de façon générale, que les systèmes agroforestiers mis en place sur des parcelles agricoles, permettent d'augmenter les stocks de COS (Lorenz et Lal, 2014 ; Kim et al., 2016 ; De Stefano et Jacobson, 2017 ; Feliciano et al., 2018 ; Cardinael et al., 2018 ; Chatterjee et al., 2018 ; Shi et al., 2018).

Nous avons ici recensé les études publiées sur l'effet des systèmes sylvo-arables, sylvo-pastoraux, des haies et des bandes enherbées sur le stockage de carbone dans les sols (Tableaux 3.9-1 à 3.9-4, en Annexe), pour des systèmes et climats relativement comparables à ceux observés en France, c'est-à-dire en Europe et en Amérique du Nord (Figure 3.9-1). Les études retenues doivent permettre d'estimer des taux de stockage de carbone, et ne doivent pas simplement présenter des stocks de carbone en agroforesterie et dans le témoin, il faut donc que l'âge
du système soit connu. C'est souvent une difficulté, notamment dans le cas des haies bocagères, où l'âge de mise en place est rarement connu (Walter et al., 2003 ; Follain et al., 2007).

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>**Figure 3.9-1.** Localisation géographique des études publiées et retenues pour cette étude, sur l'effet des systèmes sylvo-arables, sylvo-pastoraux, et des haies sur le carbone organique du sol. Les sites correspondent aux données des Tableaux 3.9-1 à 3.9-3.</figcaption></figure>

La synthèse du Tableau 3.9-1 montre un taux moyen de stockage de COS de 0,25 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les **systèmes sylvo-arables**, pour une profondeur moyenne de 36,4 cm, une densité moyenne de 182 arbres/ha, et pour un âge moyen de 15,8 ans (Figure 3.9-2). Cette valeur est donc très proche, et valide celle considérée lors de la dernière expertise INRA portant sur la réduction des gaz à effet de serre en agriculture, puisque ce rapport avait estimé un taux moyen de 0,30 (0,03-0,41) tC ha⁻¹ an⁻¹ à partir des quelques publications disponibles à l'époque (Chenu et al., 2014).

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>**Figure 3.9-2.** Taux de stockage de carbone organique du sol estimés à partir des données issues des Tableaux 3.9-1 à 3.9-3. Sont présentées les valeurs moyennes et l'intervalle de confiance à 95% pour chacun des systèmes considérés. Les croix représentent la valeur moyenne. * Pour les haies, les taux de stockage de carbone sont présentés par hectare de haie, et pas par hectare de SAU comme pour les autres systèmes.</figcaption></figure>

Une étude récente menée en France sur cinq **parcelles sylvo-arables** a montré un taux moyen de stockage de COS de 0,24 (min 0,09 - max 0,46) tC ha⁻¹ an⁻¹ sur une profondeur de 0-30 cm (Cardinael et al., 2017), avec une densité moyenne de 75 arbres/ha, et un âge moyen de 17,8 ans. Un stockage de carbone additionnel peut également être observé dans les horizons plus profonds, jusqu'à un mètre de profondeur (Cardinael et al., 2015a; Shi et al., 2018).

Pour les **systèmes sylvo-pastoraux, aucun effet significatif** de la plantation d'arbres sur des prairies permanentes n'a été observé pour le COS. En effet, le taux de stockage moyen est estimé à 0,05 tC ha⁻¹ an⁻¹ mais
avec un intervalle de confiance compris entre -0,20 et 0,29 tC ha⁻¹ an⁻¹. Ces chiffres correspondent à une profondeur moyenne de 42,9 cm, une densité moyenne de 272 arbres/ha, et à un âge moyen de 25,3 ans (Figure 3.9-2, Tableau 3.9-2). En revanche, cette absence de stockage de carbone additionnel dans les systèmes sylvopastoraux, est très loin de l'estimation qui avait été faite lors de cette précédente expertise INRA, où les auteurs, en l'absence de données publiées, avaient fait l'hypothèse d'un stockage additionnel équivalent à celui observé dans les systèmes sylvo-arables (0,30 tC ha⁻¹ an⁻¹) (Chenu et al., 2014). Certains auteurs ont cependant observé un stockage de carbone plus en profondeur dans ces systèmes sylvo-pastoraux (Cardinael et al., 2017).

Dans le cas des **haies**, le taux de stockage de COS est exprimé par hectare de haies, et non pas par hectare de SAU (Figure 3.9-2). Ce taux doit ensuite être pondéré par la surface effectivement occupée par les haies, dans le cas de parcelles agricoles ou de prairies. Celui-ci atteint 0,75 tC ha⁻¹ an⁻¹ pour les études retenues, avec un intervalle de confiance compris entre 0,49 et 1,02 tC ha⁻¹ an⁻¹. Ces chiffres correspondent à une profondeur moyenne de 38,8 cm, une densité moyenne de 739 arbres/km, et à un âge moyen de 26,6 ans (Figure 3.9-2, Tableau 3.9-3).

Dans le Nord et l'Ouest de la France, on peut trouver des « haies » assez particulières, puisqu'il s'agit de plantations de peupliers ou de saules très espacés en bords de champs, donc les branches sont régulièrement recepées pour faire du bois de chauffage (« arbres têtards » ou « trognes »). Une étude récente, menée en Belgique, montre un taux de stockage de COS de 0,27 ± 0,10 tC ha⁻¹ an⁻¹ (sur 0-23 cm, et un âge moyen de 25,5 ans) dans ces systèmes où les arbres sont plantés tous les 8 m, c'est-à-dire des taux de stockage proches de ceux observés dans les systèmes sylvo-arables (Pardon et al., 2017).

Seulement deux études se sont spécifiquement intéressées à l'impact des **bandes enherbées** sur le carbone du sol (Tableau 3.9-4). Le potentiel de ces systèmes en termes de stockage de COS a néanmoins déjà été estimé à l'échelle d'un territoire (en Grande-Bretagne), en utilisant des estimations à dires d'experts (Falloon et al., 2004). Cependant, l'implantation de bandes enherbées en bordure de champ s'apparente à l'implantation de prairie, nous renvoyons les lecteurs à la section traitant de cette thématique.

### 3.9.3. Dynamique du carbone organique sur le court et long-terme

Dans les **systèmes sylvo-arables** tempérés, les arbres sont plantés en alignements permettant le passage de machines agricoles. Dans la majorité des cas, l'espace entre les arbres sur les lignes d'arbres, est occupé par de la végétation herbacée, spontanée ou semée, constituant des bandes enherbées. Ce linéaire sous-arboré joue un rôle majeur dans le stockage de COS dans ces systèmes, notamment dans les parcelles jeunes (Cardinael et al., 2017). Les premières années suivant la plantation des arbres, l'impact de ceux-ci sur les stocks de COS est très limité du fait de leur taille et de leur faible densité par hectare. En revanche, la végétation herbacée sous arborée permet rapidement d'augmenter les stocks de carbone du sol (Cardinael et al., 2017). Les alignements d'arbres induisent donc directement (apport de matières organiques issues des arbres) et indirectement (végétation herbacée sous-arborée) une distribution hétérogène du carbone dans la parcelle. Les stocks de COS les plus importants sont ainsi observés à proximité des arbres plutôt qu'au milieu de l'inter-rang cultivé (Cardinael et al., 2015). La gestion de la végétation sous-arborée des systèmes sylvo-arables (semis ou couverture spontanée, fauche ou non, etc.) semble cruciale pour le stockage de COS, mais elle l'est également pour d'autres aspects dont le salissement des parcelles ou le maintien des auxiliaires de culture notamment. Ces problématiques rejoignent celles de la gestion des bandes enherbées ou d'autres habitats semi-naturels jouxtant les espaces cultivés.

La croissance des arbres agroforestiers est généralement plus rapide qu'en forêt du fait de la faible compétition intra-spécifique et des intrants agricoles (Balandier et Dupraz, 1999). Leur contribution individuelle au stockage de COS est d'autant plus rapide. Les systèmes sylvo-arables mis en place sur des parcelles agricoles devraient permettre de stocker du COS durant toute la croissance des arbres (50 ans pour du noyer par exemple) car les stocks de COS des parcelles agricoles sont généralement bas et loin de leur saturation (Figure 3.9-3). La question se pose lors de la coupe des arbres. Il est certain que le carbone stocké sera déstocké si la parcelle est de nouveau convertie en parcelle agricole classique. Même si le sol a atteint un nouvel équilibre et que les stocks de COS n'augmentent plus, la conservation des stocks de COS acquis nécessite le maintien d'une pratique stockante équivalente sur la parcelle. Ceci est d'autant plus vrai qu'une étude récente en France a montré que la majorité du
carbone récent stocké en système sylvo-arable l'est sous forme de matières organiques particulaires, c'est-à-dire de matières organiques de petites tailles et en cours de décomposition, mais sans stabilisation particulière avec les minéraux du sol (Cardinael et al., 2015).

Faute d'élagage naturel comme en forêt, du fait de la faible densité d'arbres en agroforesterie, ceux-ci doivent être élagués, notamment pour former du bois d'œuvre, mais aussi pour limiter la compétition avec les cultures et faciliter le passage des machines agricoles. La gestion des résidus de tailles peut également être un levier permettant d'augmenter le stockage de COS, notamment si ceux-ci sont broyés et apportés au sol sous forme de bois raméal fragmenté.

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**Figure 3.9-3.** Taux de stockage de carbone organique du sol en fonction de l'âge du système, de la densité d'arbres, et du stock de carbone initial.

### 3.9.4. Processus sous-jacents

Différents processus permettent d'expliquer l'impact positif des **systèmes sylvo-arables** sur le stockage de COS. Ces systèmes sont généralement très productifs, et optimisent de manière plus efficace que les monocultures les différentes ressources du milieu, notamment l'eau, les nutriments et l'énergie lumineuse. Il en résulte une production de biomasse accrue. Les surfaces équivalentes d'asselement (SEA) sont très souvent supérieures à 1, ces systèmes produisent donc plus de biomasse par hectare qu'un assolement séparant les arbres et les cultures. Une partie de cette biomasse produite va retourner au sol (chute des feuilles, renouvellement des racines) et
enrichir son statut organique. Cette augmentation des entrées de matières organiques au sol, notamment racinaires, est le principal facteur permettant d'expliquer le stockage de COS dans ces systèmes (Cardinael et al., 2018), mais ce processus est également valable pour les **haies** et les **bandes enherbées**. Il faut cependant noter que les données de SEA en agroforesterie sont extrêmement rares dans la littérature scientifique, car il est nécessaire d'attendre la coupe des arbres pour pouvoir l'estimer sur l'ensemble de la durée du cycle.

Les alignements d'arbres dans les **systèmes sylvo-arables** peuvent permettre de réduire le ruissellement de l'eau et améliorer son infiltration (Anderson et al., 2009), ce qui peut avoir un effet bénéfique sur l'érosion des sols en limitant les pertes de matières. Dans ce cas, il s'agit d'un stockage de COS apparent à l'échelle de la parcelle, mais ce processus n'influence pas les stocks totaux de COS à l'échelle du paysage, il agit sur leur distribution spatiale. Dans le cas de parcelles sujettes à l'érosion, il faut donc veiller à bien quantifier et à dissocier le stockage apparent du stockage vrai. Cet effet anti-érosif est également observé pour les **haies** (Follain et al., 2007) et les **bandes enherbées**.

Différents processus biologiques et écologiques ont également un rôle important sur la dynamique des matières organiques des sols (MOS) en agroforesterie, mais leur impact respectif sur le stockage de COS reste à quantifier. Plusieurs études ont notamment montré une stabilité accrue des agrégats du sol en **agroforesterie** (Udawatta et al., 2008), mais également dans les **haies** ou les **bandes enherbées**, ce qui devrait permettre une meilleure stabilisation et protection du carbone. L'abondance et la diversité des vers de terre sont également plus élevées en agroforesterie que dans les parcelles agricoles (Hauser, 1993 ; Price et Gordon, 1999 ; Cardinael et al., 2019), or cette macrofaune joue un rôle crucial dans le cycle des nutriments et des MOS. Pour les **systèmes sylvo-arables**, la compétition induite par les cultures associées provoque un enracinement en profondeur des arbres (Cardinael et al., 2015). Du carbone est donc injecté en profondeur par l'exsudation et la mortalité des racines (Germon et al., 2016 ; Cardinael et al., 2018). De nombreuses questions se posent quant à son devenir. Les conditions sont théoriquement plus propices à la stabilisation du carbone, les surfaces des argiles sont moins saturées en carbone, l'oxygène est moins présent et les microorganismes moins abondants. En revanche, l'apport de matières organiques fraîches via les racines peut stimuler l'activité microbienne et entraîner une co-dégradation des matières organiques anciennes, un processus nommé « priming effect ». Ce processus peut potentiellement limiter la capacité des **systèmes agroforestiers** à stocker du carbone en profondeur (Cardinael et al., 2018).

En ce qui concerne les **systèmes sylvo-pastoraux** tempérés, la plantation d'arbres à faible densité sur des prairies permanentes ne semble par fortement influencer les stocks de carbone du sol. Les sols sous prairies sont déjà très riches en matières organiques, et probablement proches de leur capacité maximale de stockage. La situation est probablement différente s'il s'agit de prairies ou de pâturages dégradés, mais l'on considère ici que la majorité des prairies en France sont productives et en bon état. Cela ne veut pas dire qu'il n'est pas intéressant de planter des arbres dans des prairies dans un but d'atténuation du changement climatique, car du carbone est néanmoins stockés dans les biomasses aériennes et souterraines des arbres.

### 3.9.5. Modélisation de la dynamique du COS en agroforesterie

La modélisation de la dynamique des matières organiques des sols dans les **systèmes sylvo-arables, sylvo-pastoraux**, et les **haies** est complexe, notamment du fait de l'hétérogénéité spatiale de ces systèmes, des interactions arbres/cultures, de la diversité des litières produites, du microclimat induit par les arbres, etc. Le modèle CENTURY a été utilisé sur des parcelles agroforestières aux Canada et Costa Rica, mais avec des hypothèses très simplifiées, et sur l'horizon superficiel du sol (Oelbermann et Voroney, 2011). Très récemment, le modèle RothC a été intégré au modèle Yield-SAFE, permettant de modéliser la production de biomasse aérienne de façon simplifiée dans les systèmes agroforestiers (Palma et al., 2017). Le modèle RothC a également récemment été couplé au modèle Landsoil afin de modéliser la redistribution du carbone notamment par érosion à l'échelle d'un paysage, ici de type bocage (Lacoste et al., 2016). Le modèle CARBOSAF a aussi été proposé pour prendre en compte les horizons profonds des sols impactés par l'agroforesterie, ainsi que la distance aux arbres (Cardinael et al., 2018). Dans le modèle Hi-SAFE, le modèle STICS a quant à lui été couplé à un module arbres, permettant de simuler les systèmes sylvo-arables. Enfin, l'intégration des plantes pérennes dans les modèles de cultures comme APSIM est en cours, et devrait permettre de simuler les interactions arbres/cultures/sols dans un futur proche (Luedeling et al., 2016). Ces modèles pourraient à la fois être utilisés pour l'**agroforesterie**, mais également pour les **haies**.
### 3.9.6. Conclusion : adoption et potentialité de développement en France

Les modèles retenus dans le cadre de cette étude, à savoir STICS pour les cultures annuelles, et PASIM pour les prairies, ne permettent pas encore de modéliser le stockage de carbone dans les systèmes intégrant des plantes pérennes ligneuses. Ainsi, pour estimer les potentialités de stockage de COS liés à la plantation d'arbres dans des parcelles agricoles ou des prairies, nous proposons les valeurs moyennes suivantes, en se basant sur la présente étude bibliographique :

- Systèmes sylvo-arables : 0,25 tC ha⁻¹ an⁻¹ (par hectare de SAU)

- Systèmes sylvo-pastoraux : 0 tC ha⁻¹ an⁻¹ (par hectare de SAU)

- Haies : 0,75 tC ha⁻¹ an⁻¹ (par hectare de haie)

L'agroforesterie bénéficie d'un engouement certain depuis quelques années. Si le ministère de l'Agriculture encourage cette dynamique, avec notamment un Plan de développement de l'Agroforesterie lancé en 2015, l'adoption de l'agroforesterie reste encore limitée. En 2014, une enquête menée auprès de l'Association Française d'Agroforesterie (AFAF), de l'Association Française Arbres Champêtres et Agroforesterie (Afac-Agroforesteries), et du bureau d'étude Agroof, faisait état de 3 000 à 3 500 hectares plantés entre 2007/2008 et 2012/2013. Cela correspond à **500 à 600 hectares plantés par an**. En 2016, 5 200 ha d'agroforesterie intraparcellaire (toutes filières agricoles confondues) ont été déclarés à la PAC en France au titre de la mesure communautaire 222 d'aide à l'implantation de l'agroforesterie (MAA, communication personnelle). Les associations estiment cependant que la moitié seulement des surfaces plantées ont été subventionnées, ce qui porterait la surface totale de plantation agroforestière à 10 000 ha environ. En ce qui concerne les haies, le dernier inventaire forestier national comptait environ 503 300 ha (IFN 2010). Les experts estiment que la tendance serait à la régression (source : Solagro, Afac-Agroforesteries). La création d'un Observatoire National du Bocage, porté par l'IGN et l'ONCFS, est en cours et devrait permettre prochainement d'obtenir par télédétection des chiffres plus fiables.

Les modalités de reconnaissance (pilier 1) et de soutien (pilier 2) à l'agroforesterie de la PAC, peu incitatives à l'heure actuelle, pourraient évoluer prochainement en faveur de l'implantation d'arbres dans les parcelles, ce qui pourrait se traduire par une dynamique d'adoption plus élevée. De la même manière que pour l'agroforesterie, des modifications de la PAC (notamment des BCAE actuelles) pourraient inverser la tendance pour les haies.

Dans le cadre de l'expertise INRA (Pellerin et al., 2013), l'AMT était estimée à 3,9 Mha pour les systèmes sylvo-arables, et à 1,98 Mha pour les systèmes sylvo-pastoraux (Lorenz et Lal, 2014). Les surfaces potentiellement compatibles avec l'implantation de haies étaient estimées à 12,1 Mha (7,6 Mha en grandes cultures, et 4,5 en prairies). Pour l'agroforesterie, 2 scénarios de développement avaient été proposés : 4% et 10% de l'AMT en 2030 (en partant de 2 000 ha en 2010). Dans le scénario le plus pessimiste, cela correspondrait à un taux de plantation de 11 700 ha an⁻¹ pour l'agroforesterie, et dans le plus optimiste à 29 400 ha an⁻¹, c'est-à-dire des taux 15 à 50 fois plus élevés qu'actuellement ! Une multiplication par 4 à 5 des taux d'adoption actuels ne permettrait d'atteindre que 1% de l'AMT pour l'agroforesterie. Il faudra donc des politiques publiques très incitatives pour faire décoller l'adoption à large échelle de l'agroforesterie.

Le projet de recherche PotA-GE (2017-2020) actuellement mené par l'INRA et l'Université de Lorraine, et financé par l'ADEME devrait apporter des éléments nouveaux quant aux scénarios de développement de l'agroforesterie à l'échelle d'un territoire.

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Wiesmeier, M.; Lungu, M.; Cerbari, V.; Boincean, B.; Hubner, R.; Kogel-Knabner, I., 2018. Rebuilding soil carbon in degraded steppe soils of Eastern Europe: The importance of windbreaks and improved cropland management. *Land Degradation & Development*, 29 (4): 875-883. http://dx.doi.org/10.1002/ldr.2902

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http://dx.doi.org/10.1007/s10457-014-9719-0
# Annexe

<table><caption>Tableau 3.9-1. Taux de stockage de carbone organique du sol dans les **systèmes sylvo-arables** sous climat tempérés ou méditerranéens.
Sont présentées les moyennes ± erreurs-types.</caption><thead><tr><th>Type d'association</th><th>Lieu</th><th>Âge (ans)</th><th>Profondeur du sol (cm)</th><th>Densité d'arbres/ha</th><th>Surface occupée par la ligne d'arbres (% de la surface totale)</th><th>Stock de C du sol dans le contrôle (non AF) (MgC ha<sup>-1</sup>)</th><th>Stock de C du sol en AF (MgC ha<sup>-1</sup>)</th><th>Stockage de C (tC ha<sup>-1</sup> an<sup>-1</sup>) (‰ an<sup>-1</sup>)</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>Peuplier hydride/ Chêne rouge/ Cerisier noir × Avoine/Maïs</td><td>Québec, Canada</td><td>4</td><td>0-30</td><td>347</td><td>-</td><td>66.3 ± 1.3</td><td>66.3 ± 10.7</td><td>0.15 ± 2.69 (2.26)</td><td>Bambrick et al., (2010)</td></tr><tr><td>Peuplier hydride/ Chêne rouge/ Frêne blanc × Sarrasin/ Colza</td><td>Québec, Canada</td><td>4</td><td>0-30</td><td>417</td><td>-</td><td>80.1 ± 6.0</td><td>76.9 ± 2.0</td><td>-0.80 ± 1.58 (-9.99)</td><td>Bambrick et al., (2010)</td></tr><tr><td>Peuplier hydride/ Frêne blanc/ Noyer noir × Blé/ Soja</td><td>Québec, Canada</td><td>8</td><td>0-30</td><td>312</td><td>-</td><td>43.5 ± 7.6</td><td>77.1 ± 3.9</td><td>4.20 ± 1.07 (96.55)</td><td>Bambrick et al., (2010)</td></tr><tr><td>Peuplier hybride × Maïs/Blé d'hiver/ Soja/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>21</td><td>0-20</td><td>111</td><td>-</td><td>50.8 ± 1.8</td><td>57.0 ± 1.8</td><td>0.30 ± 0.12 (5.81)</td><td>Bambrick et al., (2010)</td></tr><tr><td>Épicéa commun × Maïs/Blé d'hiver/ Soja/Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>21</td><td>0-20</td><td>111</td><td>-</td><td>50.8 ± 1.8</td><td>50.9 ± 1.4</td><td>0.00 ± 0.11 (0.09)</td><td>Bambrick et al., (2010)</td></tr><tr><td>Noyer noir/ Chêne rouge/ Frêne blanc/ Robinier</td><td>Ontario, Canada</td><td>21</td><td>0-20</td><td>111</td><td>13</td><td>43.7</td><td>46.6</td><td>0.14 (3.16)</td><td>Cardinael et al., (2012)</td></tr><tr><td>Noyer hybride × Blé dur/ Colza/ Pois</td><td>France</td><td>18</td><td>0-50</td><td>110</td><td>15</td><td>59.4 ± 0.2</td><td>64.4 ± 0.6</td><td>0.28 ± 0.04 (4.68)</td><td>Cardinael et al., (2015)</td></tr><tr><td>Noyer hybride × Blé d'hiver/ Colza</td><td>France</td><td>6</td><td>0-30</td><td>34</td><td>8</td><td>40.1 ± 1.7</td><td>46.7 ± 1.0</td><td>0.28 ± 0.24 (6.30)</td><td>Cardinael et al., (2017)</td></tr><tr><td>Noyer hybride × Blé d'hiver/ Colza/ Tournesol</td><td>France</td><td>6</td><td>0-30</td><td>35</td><td>7</td><td>42.1 ± 0.8</td><td>40.7 ± 0.9</td><td>0.10 ± 0.33 (2.49)</td><td>Cardinael et al., (2017)</td></tr><tr><td>Noyer noir × Blé d'hiver/ Orge/ Tournesol</td><td>France</td><td>41</td><td>0-20</td><td>102</td><td>14</td><td>51.8 ± 2.5</td><td>60.9 ± 0.9</td><td>0.46 ± 0.03 (10.89)</td><td>Cardinael et al., (2017)</td></tr><tr><td>Noyer hybride × Blé d'hiver/ Colza/ Pomme de terre/ Ail</td><td>France</td><td>18</td><td>0-40</td><td>100</td><td>18</td><td>51.8 ± 2.5</td><td>55.7 ± 1.0</td><td>0.22 ± 0.15 (4.18)</td><td>Cardinael et al., (2017)</td></tr><tr><td>Peuplier hybride × Blé d'hiver/ Soja/ Maïs</td><td>Ontario, Canada</td><td>13</td><td>0-40</td><td>133</td><td>16</td><td>120.3</td><td>125.4</td><td>0.39 (3.28)</td><td>Oelbermann et al., (2006)</td></tr><tr><td>Peuplier hybride × Maïs/ Soja/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>13</td><td>0-20</td><td>111</td><td>13</td><td>65.0</td><td>78.5</td><td>1.04 (15.98)</td><td>Peichl et al., (2006)</td></tr><tr><td>Épicéa commun × Maïs/ Soja/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>13</td><td>0-20</td><td>111</td><td>13</td><td>65.0</td><td>66.0</td><td>0.08 (1.18)</td><td>Peichl et al., (2006)</td></tr><tr><td>Pommiers × Blé d'hiver/ Maïs/ Colza/ Fraises</td><td>Suisse</td><td>7</td><td>0-40</td><td>99</td><td>22</td><td>101.25 ± 3.8</td><td>106.0 ± 3.9</td><td>0.67 ± 0.78 (6.66)</td><td>Seitz et al., (2017)</td></tr><tr><td>Peuplier hybride × Blé/ Lin/ Orge/ Pois</td><td>Angleterre</td><td>19</td><td>0-150</td><td>156</td><td>20</td><td>216.4</td><td>225.1</td><td>0.46 (2.12)</td><td>Upson et Burgess 2013</td></tr><tr><td>Peuplier hybride/ Chêne rouge d'Amérique/ Cerisier noir × Avoine/ Sarrasin/ Seigle/ Fléole/ Luzerne/ Trèfle</td><td>Québec, Canada</td><td>9</td><td>0-30</td><td>314</td><td>-</td><td>101.0 ± 4.6</td><td>85.7 ± 4.2</td><td>-1.70 ± 0.69 (-16.83)</td><td>Winans et al., 2014</td></tr><tr><td>Peuplier hybride/Chêne rouge d'Amérique/ Frêne blanc × Sarrasin/ Seigle/ Blé tendre/ Colza/ Fléole/ Luzerne</td><td>Québec, Canada</td><td>9</td><td>0-30</td><td>500</td><td>-</td><td>113.2 ± 2.8</td><td>85.6 ± 4.3</td><td>-3.07 ± 0.57 (-27.09)</td><td>Winans et al., 2014</td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Tableau 3.9-2.** Taux de stockage de carbone organique du sol dans les **systèmes sylvo-pastoraux** sous climat tempérés ou méditerranéens. Sont présentées les moyennes ± erreurs-types. AF : agroforesterie.</caption><tr><td>Peuplier hybride/ Chêne rouge d'Amérique/ Cerisier noir × Avoine/ Sarrasin/ Seigle/ Fléole/ Luzerne/ Trèfle</td><td>Québec, Canada</td><td>10</td><td>0-30</td><td>276</td><td>-</td><td>131.9</td><td>148.5</td><td>1.66 (12.59)</td><td>Winans et al., 2016</td></tr><tr><td>Peuplier hybride/Chêne rouge d'Amérique/ Frêne blanc × Sarrasin/ Seigle/ Blé tendre/ Colza/ Fléole/ Luzerne</td><td>Québec, Canada</td><td>10</td><td>0-30</td><td>500</td><td>-</td><td>167.9</td><td>159.9</td><td>-0.80 (-4.76)</td><td>Winans et al., 2016</td></tr><tr><td>Peuplier × Soja/ Blé d'hiver/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>25</td><td>0-40</td><td>111</td><td>13</td><td>71.1</td><td>86.4</td><td>0.61 (8.60)</td><td>Wotherspoon et al., 2014</td></tr><tr><td>Chêne × Soja/ Blé d'hiver/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>25</td><td>0-40</td><td>111</td><td>13</td><td>71.1</td><td>83.7</td><td>0.51 (7.14)</td><td>Wotherspoon et al., 2014</td></tr><tr><td>Cèdre × Soja/ Blé d'hiver/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>25</td><td>0-40</td><td>111</td><td>13</td><td>71.1</td><td>83.2</td><td>0.49 (6.84)</td><td>Wotherspoon et al., 2014</td></tr><tr><td>Épicéa × Soja/ Blé d'hiver/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>25</td><td>0-40</td><td>111</td><td>13</td><td>71.1</td><td>78.3</td><td>0.29 (4.08)</td><td>Wotherspoon et al., 2014</td></tr><tr><td>Noyer × Soja/ Blé d'hiver/ Orge</td><td>Ontario, Canada</td><td>25</td><td>0-40</td><td>111</td><td>13</td><td>71.1</td><td>76.8</td><td>0.23 (3.24)</td><td>Wotherspoon et al., 2014</td></tr></table>

<table><thead><tr><th>Type d'association</th><th>Lieu</th><th>Âge (ans)</th><th>Profondeur du sol (cm)</th><th>Densité d'arbres/ha</th><th>Stock de C du sol dans le contrôle (non AF) (MgC ha<sup>-1</sup>)</th><th>Stock de C du sol en AF (MgC ha<sup>-1</sup>)</th><th>Stockage de C (tC ha<sup>-1</sup> an<sup>-1</sup>) (%) an<sup>-1</sup></th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>Pin sylvestre × Ray-grass anglais</td><td>Écosse</td><td>24</td><td>0-50</td><td>100</td><td>64.3 ± 5.7</td><td>71.1 ± 7.1</td><td>0.28 ± 0.38 (4.43)</td><td>Beckert et al., (2016)</td></tr><tr><td>Mélèze du Japon × Ray-grass anglais</td><td>Écosse</td><td>24</td><td>0-50</td><td>200</td><td>64.3 ± 5.7</td><td>82.5 ± 11.7</td><td>0.76 ± 0.54 (11.84)</td><td>Beckert et al., (2016)</td></tr><tr><td>Érable sycomore × Ray-grass anglais</td><td>Écosse</td><td>24</td><td>0-50</td><td>400</td><td>64.3 ± 5.7</td><td>71.9 ± 8.7</td><td>0.32 ± 0.43 (4.93)</td><td>Beckert et al., (2016)</td></tr><tr><td>Merisier × Ray-grass/ Fétuque</td><td>France</td><td>26</td><td>0-40</td><td>200</td><td>138.2 ± 2.3</td><td>137.6 ± 6.5</td><td>-0.02 ± 0.26 (-0-17)</td><td>Cardinael et al., (2017)</td></tr><tr><td>Frêne élevé × Ray-grass</td><td>Ireland</td><td>26</td><td>0-20</td><td>400</td><td>85.1 ± 0.4</td><td>78.1 ± 2.6</td><td>-0.27 ± 0.14 (-3.16)</td><td>Fornara et al., (2017)</td></tr><tr><td>Pin d'Elliott × Paspalum notatum</td><td>Floride, États-Unis</td><td>8</td><td>0-30</td><td>-</td><td>7.1</td><td>7.9</td><td>0.10 (13.86)</td><td>Haile et al., (2008)</td></tr><tr><td>Pin d'Elliott × Paspalum notatum</td><td>Floride, États-Unis</td><td>14</td><td>0-30</td><td>-</td><td>12.8</td><td>12.5</td><td>-0.02 (-1.71)</td><td>Haile et al., (2008)</td></tr><tr><td>Pin d'Elliott × Paspalum notatum</td><td>Floride, États-Unis</td><td>12</td><td>0-30</td><td>-</td><td>7.2</td><td>14.9</td><td>0.64 (89.43)</td><td>Haile et al., (2008)</td></tr><tr><td>Pin d'Elliott × Paspalum notatum</td><td>Floride, États-Unis</td><td>40</td><td>0-30</td><td>-</td><td>5.8</td><td>6.6</td><td>0.02 (3.53)</td><td>Haile et al., (2008)</td></tr><tr><td>Dehesa - Chêne-liège × prairie naturelle</td><td>Espagne</td><td>80</td><td>0-100</td><td>35</td><td>26.3 ± 5.9</td><td>29.9</td><td>0.05 ± 0.07 (1.72)</td><td>Howlett et al., (2011)</td></tr><tr><td>Sapin de Douglas × trèfle souterrain</td><td>Oregon, États-Unis</td><td>11</td><td>0-45</td><td>571</td><td>102.5</td><td>95.9</td><td>-0.60 (-5.88)</td><td>Sharrow et Ismail 2004</td></tr><tr><td>Frêne × prairie naturelle</td><td>Angleterre</td><td>14</td><td>40</td><td>-</td><td>133.7</td><td>123.6</td><td>-0.72 (-5.38)</td><td>Upson et al., 2016</td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Tableau 3.9-3.** Taux de stockage de carbone organique du sol pour des haies plantées sur une parcelle agricole sous climat tempéré. Sont présentées les moyennes ± erreurs-types. Les taux de stockage sont exprimés par hectare de haies, et pas par hectare de SAU.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Essences</th><th rowspan="2">Lieu</th><th rowspan="2">Âge (ans)</th><th rowspan="2">Profondeur du sol (cm)</th><th rowspan="2">Densité d'arbres/km</th><th colspan="2">Stockage de C</th><th rowspan="2">Référence</th></tr><tr><th>(tC ha<sup>-1</sup> an<sup>-1</sup>)</th><th>(‰ an<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Caraganier de Sibérie</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>18.2</td><td>0-30</td><td>1301</td><td>0.32 ± 0.30</td><td>(4.32)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Frêne rouge</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>19.6</td><td>0-30</td><td>487</td><td>0.78 ± 0.58</td><td>(5.83)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Pin sylvestre</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>31.3</td><td>0-30</td><td>380</td><td>0.64 ± 0.31</td><td>(6.08)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Épinette blanche</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>27.4</td><td>0-30</td><td>341</td><td>0.77 ± 0.40</td><td>(8.51)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Érable negundo</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>21.7</td><td>0-30</td><td>369</td><td>0.53 ± 0.32</td><td>(5.58)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Peuplier</td><td>Saskatchewan, Canada</td><td>30.6</td><td>0-30</td><td>397</td><td>1.24 ± 0.31</td><td>(11.78)</td><td>Dhillon et Van Rees 2017</td></tr><tr><td>Peuplier</td><td>Missouri, États-Unis</td><td>9</td><td>0-20</td><td>1111</td><td>1.61 (45.09)</td><td></td><td>Paudel et al., (2012)</td></tr><tr><td>Genévrier de Virginie/ Pin sylvestre/ Peuplier</td><td>Nebraska, États-Unis</td><td>35</td><td>0-15</td><td>1522</td><td>0.11 (2.93)</td><td></td><td>Sauer et al., (2007)</td></tr><tr><td>Thuya géant/ Érable rouge/ Érable de l'Oregon/ Aulne rouge/ Rosier de Nootka/ Cornouiller soyeux</td><td>Colombie Britannique, Canada</td><td>19</td><td>0-40</td><td>-</td><td>1.35 ± 0.39</td><td>(16.74)</td><td>Thiel et al., (2015)</td></tr><tr><td>Peuplier noir/ Noyer commun/ Chêne pédonculé</td><td>Moldavie</td><td>60.7</td><td>0-30</td><td>-</td><td>0.92 ± 0.10</td><td>(10.68)</td><td>Wiesmeier et al., (2018)</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 3.9-4.** Taux de stockage de carbone organique du sol pour des bandes enherbées semées sur une parcelle agricole sous climat tempéré. Sont présentées les moyennes ± erreurs-types.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Espèces semées</th><th rowspan="2">Lieu</th><th rowspan="2">Âge (ans)</th><th rowspan="2">Profondeur du sol (cm)</th><th rowspan="2">Largeur de la bande enherbée (m)</th><th colspan="2">Stockage de C</th><th rowspan="2">Référence</th></tr><tr><th>(tC ha<sup>-1</sup> an<sup>-1</sup>)</th><th>(‰ an<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Fétuque élevée</td><td>Italie</td><td>13</td><td>0-15</td><td>3</td><td>0.45 ± 0.05</td><td>(29.63)</td><td>Cardinali et al., (2014)</td></tr><tr><td>Fétuque élevée</td><td>Missouri, États-Unis</td><td>10</td><td>0-20</td><td>-</td><td>1.38</td><td>(38.70)</td><td>Paudel et al., (2012)</td></tr></tbody></table>
## 3.10. Synthèse sur les relations entre pratiques « stockantes » et processus / facteurs affectés

Auteurs : Jérôme Balesdent, Camille Launay, Claire Chenu, Julie Constantin, Isabelle Basile Doelsch

Principaux enseignements de cette section :

* Les pratiques agricoles jouent directement sur le stockage de carbone par modification des entrées de C, ou indirectement, par leurs effets sur le devenir de ce carbone dans le sol.

* Une même pratique peut avoir des effets directs ou indirects.

* L'interaction entre une pratique et les conditions pédoclimatiques est un facteur de grande variation du stockage effectif.

* Aucun des modèles disponibles ne simule l'ensemble des effets directs ou indirects des pratiques et leur interaction avec toutes les conditions pédoclimatiques.

### 3.10.1. Les principaux processus mis en jeu par les pratiques, et leur prise en charge dans les modèles de simulation

Une pratique agricole peut avoir un effet direct sur le stockage de carbone par l'augmentation des apports de carbone au sol. C'est le cas des pratiques dont l'effet est d'augmenter la production primaire (ex : cultures intermédiaires, fertilisation... sections 3.8.3 ; 3.8.6), ou d'augmenter la part de cette production qui est restituée au sol, laquelle dépend de l'importance des restitutions obligatoires (biomasse racinaire), des modes d'exploitation (ex fauche ou pâturage des prairies, section 3.7) et des pratiques de gestion des résidus (section 3.8.2). C'est aussi le cas des apports de matières organiques exogènes (section 3.8.5). Mais la plupart des pratiques ont des effets indirects sur le devenir du carbone apporté, les conditions de la biodégradation ou de la stabilisation des matières organiques, et *in fine* le stockage. C'est le cas des pratiques dont l'effet est de modifier les conditions physico-chimiques et biologiques dans lesquelles les matières organiques du sol évoluent, comme le travail du sol (section 3.8.1). Ces effets modifient le temps moyen de transit (ou temps de turnover) du carbone organique dans le sol (section 3.2). Bien qu'il s'agisse de processus complexes en interaction les uns avec les autres, on peut répertorier pour chacune des pratiques *a priori* stockantes les grandes catégories d'effets mis en jeu (Tableau 3.10-1). Les effets décrits sont établis d'après la littérature scientifique et correspondent à des tendances moyennes car les expérimentations de longue durée sur l'effet des pratiques ne permettent pas de séparer les effets des différents processus.

La prise en compte des processus par les modèles mécanistes est inégale. Il est fait ici référence aux modèles opérationnels à base mécaniste comme Century, STICS, Pasim, RothC 26.3 dans leur version publique. La modélisation mécaniste de l'effet d'une pratique agricole sur le stockage de C requiert deux représentations : l'effet de la pratique sur une/plusieurs variables du système sol, et l'effet de ces variables sur le stockage de C.

* Stockage par augmentation de la production primaire et/ou des retours au sol (cultures intermédiaires, fertilisation, irrigation, remplacement d'une fauche par un pâturage...). Cet effet est toujours pris en compte, par un stockage en première approximation proportionnel à l'apport de carbone. Cependant, dans le cas d'un modèle comme STICS, le stockage est réduit en cas de bilan azoté faible ou négatif en raison de la limitation par l'azote minéral de la décomposition et de l'humification.

* Stockage par apports souterrains de carbone (racines et rhizodépôts). L'impact potentiel d'une pratique sur le stockage de C via la production primaire souterraine de la végétation est potentiellement important, eu égard au fort rendement de conversion des apports racinaires en matières organiques stabilisées (section 3.2). Cependant les productions souterraines sont généralement mal connues. Typiquement, le rapport entre la production primaire souterraine et la production primaire aérienne diminue quand les ressources en eau ou en éléments nutritifs augmentent. *A priori* toute pratique faisant varier la fertilisation, l'irrigation ou plus généralement le bilan hydrique de la culture peut affecter le carbone stocké par ce processus. Dans les modèles ces effets sont rarement considérés, car la production souterraine est souvent donnée par une proportion des parties aériennes (relation allométrique). Ce n'est pas le cas du modèle STICS.
<table><caption>Tableau 3.10-1. Analyse théorique des mécanismes contribuant à l'effet des pratiques sur le stockage/déstockage de carbone</caption><thead><tr><th rowspan="2">Mécanisme mis en jeu</th><th colspan="3">Effet sur les apports de C</th><th colspan="3">Effet sur le temps moyen de transit du C</th></tr><tr><th>via la production primaire et les flux de restitution</th><th>via le ratio apport racinaire/production primaire</th><th>via les flux de C exogène</th><th>via la température du sol (des MO)</th><th>via l'humidité du sol</th><th>via les organismes ou microorganismes du sol</th><th>via les interactions entre MO et minéraux</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Prise en compte du mécanisme dans les modèles:</strong><br>effet de la variable affectée sur le stockage de C</td><td>OUI</td><td>partielle</td><td>OUI</td><td>OUI</td><td>OUI</td><td>non</td><td>partielle</td></tr><tr><td>effet des pratiques sur la variable</td><td>partielle</td><td>partielle</td><td>OUI</td><td>partielle</td><td>partielle</td><td>non</td><td>non</td></tr><tr><td><strong>En Forêt</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Apport de produits résiduaires organiques</td><td>+/-</td><td></td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Non récolte des houppiers</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td></td></tr><tr><td>Régénération naturelle</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Fertilisation minérale</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td></td></tr><tr><td>Amendement calco-magnésien</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td>+/-</td></tr><tr><td><strong>En Prairies Permanentes</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Remplacement d'une fauche par un pâturage</td><td>+</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td>+</td><td></td></tr><tr><td>Augmenter modérément la fertilisation minérale azotée</td><td>+</td><td>0/-</td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td></td></tr><tr><td><strong>En Cultures</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Semis direct (sans couvert végétal)</td><td>+/-</td><td></td><td></td><td>+/-</td><td>0/-</td><td>+</td><td>+</td></tr><tr><td>Retour au sol des résidus de culture</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td></td></tr><tr><td>Cultures intermédiaires</td><td>+</td><td></td><td></td><td>+/-</td><td>+/-</td><td>+/-</td><td></td></tr><tr><td>Accroissement de la part des prairies temporaires</td><td>+/-</td><td>+</td><td></td><td>+/-</td><td>+/-</td><td>+/-</td><td>+</td></tr><tr><td>Apport de C exogène (produits résiduaires organiques)</td><td>+</td><td></td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Fertilisation minérale azotée +</td><td>+</td><td>0/-</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chaulage de correction des sols acides non alumineux.</td><td>+</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>+/-</td><td>+</td></tr><tr><td>Irrigation</td><td>+</td><td>0/-</td><td></td><td>+/-</td><td>-</td><td></td><td></td></tr><tr><td><strong>Agroforesterie et haies</strong></td><td>+</td><td>+</td><td></td><td>+</td><td>+/-</td><td>+</td><td>+</td></tr><tr><td><strong>Changement d'usage des terres</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Culture -> prairie permanente</td><td>+/-</td><td>+</td><td></td><td>+</td><td>+</td><td>+</td><td></td></tr><tr><td>Culture -> forêt</td><td>+/-</td><td></td><td></td><td>+</td><td>+</td><td>+</td><td></td></tr><tr><td>légende</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>+</td><td>tend à stocker</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>+/-</td><td>tend à stocker ou sans effet</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>+/-</td><td>tend à stocker ou à déstocker</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>0/-</td><td>tend à déstocker ou sans effet</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>-</td><td>tend à déstocker</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td></td><td>pas d'effet notable attesté</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

* Stockage par apports de carbone exogène (produits résiduaires organiques). Cet effet est toujours pris en compte dans les modèles, avec un stockage quasi proportionnel à la quantité de carbone apportée, mais variable selon le type PRO. Certains modèles (RothC, Century) considèrent que le taux d'humification du carbone dépend du taux de particules fines du sol (argile, limon fin), alors que d'autres simulent que l'effet texture s'applique seulement au taux de minéralisation (Saffih et Mary, 2008¹⁸).

* Effet sur le temps moyen de transit (temps de turnover) via la température du sol. Plusieurs pratiques (semis direct, non exportation des pailles, cultures intermédiaires...) modifient la température des horizons de surface du sol et de ce fait les conditions de biodégradation du carbone. Seuls quelques modèles comme STICS et Century modélisent la température du sol et donc l'impact de ces changements sur la vitesse de dégradation du carbone organique.

* Effet sur le temps moyen de transit via l'humidité du sol. La plupart des pratiques modifient le régime hydrique des horizons de surface du sol, soit par leurs effets sur la croissance des couverts et l'évapotranspiration (cultures intermédiaires, agroforesterie), soit par l'effet du mulch (résidus en surface) limitant l'évaporation.

<footnote n="18">¹⁸ Saffih-Hdadi, K.; Mary, B., 2008. Modeling consequences of straw residues export on soil organic carbon. Soil Biology & Biochemistry, 40 (3): 594-607. http://dx.doi.org/10.1016/j.soilbio.2007.08.022</footnote>
L'effet de la transpiration sur l'humidité du sol est simulé par les modèles Pasim, Century, STICS, mais pas dans RothC. L'effet "mulch" sur l'évaporation est simulé par STICS.

* Effet sur le temps moyen de transit via les organismes du sol. Certaines pratiques pourraient modifier certains paramètres de l'activité des micro-organismes décomposeurs, comme le rendement microbien d'utilisation du carbone, les co-métabolismes, le « priming effect », la prédation des bactéries, la mycorhization, les compétitions entre bactéries et champignons, les litières anti-microbiennes, etc. Ces effets, mal connus et peu quantifiés, ne sont pas considérés dans les modèles.

* Effets via des interactions physiques ou physico-chimiques. Quelques pratiques affectent les relations entre matière organique et minéraux, soit par mélange physique entre matière organique et minéraux (protection physique, y compris le rôle des vers de terre), soit par association organo-minérale à échelle nanométrique, soit par changement du pH et du calcium. Ces effets sont rarement explicitement pris en compte dans les modèles, sauf paramétrisation empirique du temps moyen de transit (temps de turnover) dans le cas travail du sol réduit. STICS prend en compte l'effet de 4 paramètres physico-chimiques sur la vitesse de biodégradation des MO stabilisées : les teneurs en argile, calcaire, le rapport C/N et le pH du sol, a contrario des autres modèles.

## 3.10.2. Conséquences sur la dépendance aux conditions de milieu du stockage additionnel lié à une pratique « stockante »

### Une variabilité régionale systématique

Il résulte de l'analyse qui précède que le stockage additionnel attendu lié à la mise en œuvre d'une pratique « stockante » dépend fortement du contexte climatique et du type de sol. Le contexte pédoclimatique conditionne non seulement l'effet de la pratique sur la biomasse produite, et donc le retour au sol de carbone, mais aussi le devenir de ce carbone. Le temps moyen de transit est fortement affecté par l'humidité du sol, la température du sol et la teneur en argile. Ainsi, le stockage par unité de carbone apporté est plus élevé en zone froide et/ou sèche qu'en zone chaude et/ou humide. Il est aussi plus élevé en sol argileux. L'effet de ces trois variables sur la dynamique du carbone du sol est généralement pris en compte dans les modèles. Cependant, quelques types de sol ont un stockage mal décrit par les modélisations courantes : les podzols sableux (rencontrés dans les Landes de Gascogne), les andosols (sols développés en altitude sur verres volcaniques, rencontrés en Auvergne, dans les Antilles et à la Réunion), et les sols des zones humides.

### Un effet complexe et mal connu des pratiques modifiant le microclimat du sol

Il est attendu une variabilité régionale du stockage par les pratiques qui affectent l'humidité du sol ou sa température. Cette variabilité se rencontre par exemple avec les pratiques conduisant à la présence d'un mulch (en semis direct, ou avec apports de certains produits organiques résiduaires par exemple). Un mulch peut favoriser l'évaporation de pluies de faible intensité en climat sec (humidité réduite, donc effet stockant), ou a contrario réduire l'évaporation de pluies de forte intensité et la perte d'eau par ruissellement (humidité accrue, donc effet déstockant).

## 3.10.3. Conclusion : implications pour l'évaluation du potentiel de stockage par modélisation

L'écart entre la connaissance académique des mécanismes du stockage de carbone et leur représentation en modélisation fait apparaître plusieurs limites de l'approche par modélisation, et verrous à lever. Schématiquement (Tableau 3.10-1), les modèles décrivant les effets de pratiques sur le stock de carbone auront tendance à :

* simuler correctement le stockage additionnel de C dans le sol par augmentation de la production primaire (si le modèle utilisé simule cette production primaire, ce qui est le cas de modèles comme STICS ou PASIM), par augmentation de la part des résidus aériens restant au sol ou par apports de carbone exogène, car les entrées de C sont toujours prises en compte dans les modèles ;

* mal estimer l'effet des pratiques qui modifient les apports de C souterrains via le rapport biomasse racinaire/biomasse aérienne et les rhizodépôts. Ainsi les modèles qui ne simulent pas la réduction du rapport
biomasse racinaire/biomasse aérienne en milieu riche en N peuvent surestimer les effets de la fertilisation azotée sur le stockage par surestimation des entrées de C racinaire ;

* mal estimer les effets des pratiques qui impactent fortement la température et l'humidité du sol, lorsque ces effets ne sont pas simulés ou mal simulés ;

* mal estimer les effets biologiques, les protections physiques et physico-chimiques susceptibles d'être affectés par les pratiques agricoles

Ce dernier point est d'autant plus regrettable que l'on pressent que ces effets sont source importante de variance du stockage, et sont donc potentiellement porteurs d'innovation.
# 3.11. Combinaisons de pratiques stockantes à l'échelle du système de culture, de l'exploitation et du territoire

Auteur : Olivier Therond

Principaux enseignements de cette section :

* Les interactions entre conditions pédoclimatiques, séquences de couverts végétaux et pratiques de gestion des sols et de la biomasse déterminent les effets du système de culture sur le stockage de carbone;

* cependant, du fait de la multiplicité des facteurs en jeu et du très grand nombre de modalités de certains d'entre eux (ex. séquences de couverts) et in fine de systèmes de culture, il est difficile de monter en généralité sur ces interactions;

* l'effet potentiel des séquences de couverts végétaux sur le stockage de C dans le sol dépend avant tout de la quantité de biomasse entrant dans le sol et de son ratio C/N;

* le ratio biomasse aérienne/biomasse souterraine joue également un rôle clef sur le potentiel de stockage de C dans le sol;

* en raison des transferts de carbone entre parcelles, les performances des systèmes de culture et des modes de transformation des biomasses (ex. digestion animale, méthanisation) doivent être évaluées à l'échelle à laquelle ces transferts s'opèrent (ex. exploitation, territoire);

* la modélisation des systèmes sol-plante(-animaux), des exploitations ou des territoires agricoles est une méthode adaptée pour appréhender et estimer les effets des interactions en jeu sur le stockage de C aux échelles correspondantes.

## 3.11.1. Systèmes de culture : définition et diversité

### 3.11.1.1. Définition

Sous-ensemble du système de production, le système de culture est défini, pour une parcelle (ou un ensemble de parcelles conduites de la même manière) par la séquence de couverts végétaux et les itinéraires techniques qui leur sont appliqués (Sebillotte, 1990). La séquence de couverts végétaux inclut les cultures de rente, les prairies et les cultures intermédiaires et l'itinéraire technique se définit comme la combinaison des pratiques culturales (ou agricoles) mises en œuvre pour la conduite d'une culture (y compris intermédiaire) (Boiffin et al., 2001 ; Meynard et al., 2003). Les deux composantes de la définition du concept de système de culture amènent à distinguer (Therond et al., 2017a) :

(i) les pratiques qui déterminent la nature et la structure spatiale et temporelle de la couverture végétale. Elles portent sur le choix de la séquence de couverts végétaux (espèces et variétés, en mélange ou pas), sur celui des dates et densités de semis (ou plantations) ainsi que sur la répartition des cultures dans le territoire agricole. Ces pratiques déterminent la nature et le niveau potentiel de production de biens agricoles (*defining factors* dans van Ittersum et Rabbinge, 1997) et de fourniture de services écosystémiques (Duru et al., 2015 ; Garbach et al., 2016), dont le stockage du carbone.

(ii) les pratiques culturales mise en œuvre pour la conduite des différents couverts de la séquence. Trois catégories de pratiques peuvent être distinguées :

* Celles dont l'objectif est de réduire les stress abiotiques (eau et éléments minéraux) ou à améliorer les conditions de fonctionnement des racines (ex. chaulage, gypsage, travail du sol). Elles visent à réduire les facteurs dits « limitants » de la production agricole (*limiting factors* dans van Ittersum et Rabbinge, 1997).

* Celles dont l'objectif est de contrôler les dommages causés par les bioagresseurs (stress biotiques y c. liés aux adventices). Elles visent à maîtriser les facteurs réduisant le rendement (*reducing factors* dans van Ittersum et Rabbinge, 1997).

* Les pratiques de gestion de la biomasse en termes d'exportation de la parcelle et de modalités de restitution au sol (récolte et gestion des résidus).
Suivant leur nature et leur distribution spatiale et temporelle, ces trois sous-catégories de pratiques agricoles peuvent avoir un effet positif ou négatif, intentionnel ou non intentionnel, sur la dynamique d'évolution du stock de carbone du sol, considérée à l'échelle de la parcelle, de l'exploitation agricole ou du territoire agricole. Considérant un pédoclimat donné, ce sont les interactions entre ces différentes pratiques agricoles, qui déterminent le niveau de production agricole et la dynamique du carbone à court, moyen et long terme (Lal 2004a,b).

### 3.11.1.2. Diversité des systèmes de culture

Toute variation de séquences de couverts cultivés ou de pratiques agricoles associées conduit à l'émergence d'un nouveau système de culture. Il existe donc une grande diversité de systèmes de culture pour une situation pédoclimatique donnée ou au sein d'un territoire (Therond et al., 2017a). Alors que l'intensification de l'utilisation des intrants de synthèse et de la mécanisation a permis une profonde simplification et standardisation des systèmes de culture, il existe de nombreuses options pour réduire l'utilisation des intrants de synthèse. Deux grands types de stratégies peuvent être distingués : (i) l'optimisation de l'utilisation des intrants via les technologies de l'agriculture de précision, et (ii) le développement des services écosystémiques sous-tendant la production en vue de réduire fortement l'utilisation des intrants de synthèse et du travail du sol. Cette deuxième stratégie repose le plus souvent sur la diversification des couverts cultivés et la réduction des perturbations du cycle de vie des organismes « sauvages » (ou diversité associée) à l'origine de ces services écosystémiques (Duru et al. 2015 ; Therond et al. 2017a,b). La diversification des couverts végétaux peut s'opérer à l'échelle de l'espace cultivé et la saison culturale (ex. culture associée) ou de l'année (ex. couvert intermédiaire). Elle peut également s'opérer à l'échelle de la parcelle par l'introduction d'éléments paysagers, le plus souvent permanent (ex. bandes enherbées ou fleuries, haies, bosquets...). La réduction des perturbations de la biodiversité associée repose sur une réduction du travail du sol (ex. suppression du labour) et des perturbations chimiques liées aux apports de phytosanitaires (Duru et al. 2015 ; Gaba et al. 2014 ; Therond et al. 2017a,b).

La combinaison de l'ensemble de ces leviers offre un espace de possible de systèmes de culture très important. La diversité des expérimentations systèmes, visant à évaluer les performances de systèmes de culture innovants, met bien en lumière cet espace des possibles (ex. Lechenet et al. 2016). L'enjeu pour l'agriculteur est alors de déterminer la combinaison couverts-pratiques permettant d'atteindre les objectifs fixés de production agricole voire de services écosystémiques (Therond et al. 2017a,b).

Du point de vue du stockage de carbone, sans oublier les objectifs de production, l'enjeu est plus particulièrement de **combiner de manière cohérente les pratiques a priori stockantes** telles que identifiées dans cette étude : ainsi, en grandes cultures, la couverture du sol en interculture, la réduction du travail du sol (ex. non-labour), les apports de matières organiques et l'adaptation des rotations via, notamment, l'introduction ou allongement des prairies temporaires dans la rotation. Là encore, **il existe une grande diversité de combinaison de pratiques**, et donc de systèmes de culture, possibles. Ainsi par exemple, les travaux sur l'analyse des systèmes en agriculture de conservation en Europe montrent la grande diversité des options retenues par les agriculteurs, combinant plus ou moins, les trois leviers de ce type d'agriculture (couverture, réduction travail du sol, rotation diversifiée) de manière temporaire ou définitive (Scopel et al., 2013 ; Lahmar 2010). Alors que certaines pratiques ou combinaisons de celles-ci vont être considérées comme non possibles par une majorité d'agriculteurs, elles seront mises en œuvre par d'autres dans le même type de conditions pédoclimatiques. Par exemple, le non-labour sur les cultures de printemps (ex. tournesol et maïs), plus difficile à maîtriser que sur les cultures d'hiver, est pratiqué par un nombre plus réduit d'agriculteurs. Pour des raisons de risques de transmission de maladies fongiques (ex. sur le blé) ou de développement de ravageurs (ex : pyrale du maïs), l'agriculture de conservation est moins pratiquée en monoculture (Shaller 2013). La betterave et les pommes de terre sont également des cultures pour lesquelles le non-labour est très peu pratiqué (Labreuche et Wissocq, 2016). Enfin, la distribution des pratiques dépend des bassins de production (climat, pratiques locales...), des sols et des systèmes de culture présents dans ces sols et bassins (Labreuche et Wissocq, 2016 ; Shaller, 2013).

**Une combinaison cohérente de ces différentes pratiques détermine les performances des systèmes de culture.** Ainsi, Pittelkow et al. (2014), dans leur méta-analyse des niveaux de production permis par les pratiques de réduction du travail du sol, de maintien d'une couverture du sol (couvert végétal mort ou vivant) et de diversification et allongement des rotations, identifient que seule la combinaison de ces trois piliers de l'agriculture de conservation, appliquée sur une période suffisamment longue, permet d'atteindre des niveaux de rendement équivalent à ceux de systèmes de culture comprenant des rotations simplifiées avec un labour régulier des sols.
Ils montrent aussi que lorsque le non-labour est mis en œuvre seul, bien que les résultats soient variables, il a en moyenne tendance à réduire le niveau de rendement.

## 3.11.2. Systèmes de culture : effets sur le stockage de carbone

Les trois sections suivantes analysent, successivement, les effets sur le stockage du carbone (i) de la configuration spatiotemporelle des couverts végétaux, (ii) de l'enchainement des pratiques de gestion des sols et de la biomasse et (iii) de leur combinaison au sein d'un système de culture.

### 3.11.2.1. Effet de la configuration spatiotemporelle des cultures

La nature, la densité, la durée et la fréquence des différents types de couverts végétaux au sein d'un système de culture déterminent les flux de carbone potentiels dans le sol que ce soit en termes de biomasse associée à la croissance et l'activité racinaire ou à celle de la biomasse aérienne restituée (Figure 3.11-1).

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>**Figure 3.11-1.** L'architecture des plantes (ratio biomasse aérienne/biomasse souterraine) (a) et la distribution spatiale (b) et temporelle (c) des couverts végétaux déterminent le potentiel de stockage en carbone dans les sols (les figures b et c sont issues de Gaba et al., 2014)</figcaption></figure>

Tous les couverts végétaux n'ont pas le même potentiel de production de biomasse souterraine et aérienne, en quantité et qualité (ex. ratio C/N). Les niveaux de production de biomasse souterraine (racines, exsudats racinaires et autres rhizodépositions) et l'architecture en termes de ratio biomasse aérienne/souterraine varient entre cultures et entre cultures et prairies. Par exemple, les céréales allouent entre 20 et 30% du carbone assimilé dans les organes souterrains alors que les prairies en allouent entre 30 et 50% (Pausch et Kuzyakov, 2016). Les variétés modernes de céréales présentent des ratios biomasses aérienne/souterraine plus élevés que les variétés anciennes et pourraient donc offrir un potentiel de stockage dû au système racinaire plus faible (Kuzyakov et Domanski, 2000 ; Pausch et Kuzyakov, 2016 ; Pérez-Jaramillo et al., 2016 ; Janzen, 2006 ; voir aussi Anglade, 2015 pour les légumineuses). Cet effet serait d'autant plus fort que le carbone issu des racines a un temps de résidence d'au moins 2,4 fois supérieur à celui issu des parties aériennes des espèces végétales (Rasse et al., 2005). Par ailleurs, du fait de leur plasticité phénotypique, les espèces sont en capacité d'adapter leur architecture aux conditions du milieu. Ainsi, la configuration spatiale (ex. densité) ou la fertilité du milieu peut déterminer leur architecture souterraine ou aérienne. Par exemple, le ratio biomasse aérienne/souterraine est corrélé positivement avec la fertilité du milieu, ce qui signifie que plus le milieu est fertile moins la plante investira dans sa biomasse racinaire relativement à sa biomasse aérienne (Kuzyakov et Domanski, 2000 ; Pausch et Kuzyakov, 2016).

Dans la même logique, **toutes les cultures de rente n'ont pas le même potentiel de production de biomasse aérienne** (tiges, feuilles et grains). Ainsi par exemple, dans leur expérimentation de longue durée dans le sud-ouest de la France, Plaza-Bonilla et al. (2016) montrent que les séquences de cultures comportant des légumineuses à graines 1 à 2 années sur trois (pois et soja) ont tendance à stocker moins de carbone que celles comportant plus fréquemment des céréales (blé dur ou sorgho en rotation avec du tournesol). Cet effet est lié à deux facteurs principaux : (i) une moindre restitution de biomasse par les résidus de culture, de l'ordre de 30% en
moins pour les légumineuses par rapport aux céréales, et (ii) en moyenne, un ratio C/N moyen des résidus plus faible. Le même type de résultat a été observé par West et Post (2002) et McDaniel et al. (2014) lors du passage d'une monoculture de maïs à une rotation maïs-soja. Plus récemment, cet effet dépressif des légumineuses à graines a aussi été constaté dans la méta-analyse de King et Blesh (2018). Ainsi, les rotations à base de céréales avec légumineuses à graines relativement aux rotations sans légumineuse, conduisent à une réduction du stock de carbone organique du sol de 5,3% en moyenne, du fait, entre autres, d'une diminution moyenne de 16% des entrées totales de carbone et de 12% des entrées de carbone liées aux systèmes racinaires. Cependant, Plaza-Bonilla et al. (2016) montrent que l'effet « dépressif » sur le stock de carbone du sol des légumineuses peut être réduit ou compensé par l'introduction de couverts intermédiaires dans les rotations.

Plus généralement, dans leur méta-analyse des effets des séquences de couverts végétaux sur le stockage de carbone McDaniel et al. (2014) et King et Blesh (2018) montrent que **les effets les plus significatifs et les plus individualisés sont liés à l'introduction de couverts intermédiaires, voire de cultures pérennes, plus qu'à la diversification des cultures de rente.** Dans la même logique, dans leur analyse des différences de dynamique de stockage de C dans les sols sous quatre types de systèmes de culture (conventionnel, à faible niveau d'intrant, agriculture de conservation et agriculture biologique) sur un site expérimental à Versailles, Autret et al. (2016) montrent que c'est avant tout le niveau des flux de carbone entrant et la nature des couverts végétaux et de leur enchaînement qui déterminent la dynamique de stockage. Ainsi, les systèmes en agriculture de conservation et en agriculture biologique, basés sur l'introduction de couverts intermédiaires ou d'une culture pérenne (Luzerne), sont les deux systèmes de culture qui présentent les plus hauts niveaux de stockage. Le même type d'analyse a été réalisé par Triberti et al. (2016), en Italie, pour des rotations à base de blé, maïs, betterave et luzerne, allant de la monoculture de blé ou maïs, de rotations courtes de deux ans (blé-maïs, et blé-betterave) à des rotations longues de 9 ans incluant blé, maïs et luzerne sur trois ans. Aussi, comme montré par King et Blesh (2018) dans leur récente méta-analyse, toutes les études analysées s'accordent à conclure que **c'est donc avant tout le niveau des flux de carbone entrant dans le sol et la nature de celui-ci (C/N) qui déterminent l'effet d'une séquence de couverts végétaux sur le stockage du carbone.**

Par ailleurs, dans leur méta-analyse de l'effet des rotations sur la concentration en carbone et en azote des sols, McDaniel et al. (2014), ont constaté que les rotations de cultures plus diversifiées sont associées à des concentrations en carbone total et microbien du sol plus élevées que les systèmes en monoculture (respectivement en moyenne +3,6% et +20,7%). Ce type de résultat correspond à ceux obtenus par West et Post (2002). Il faut cependant considérer ces résultats avec précaution puisqu'ils sont très dépendants d'un effet composition de la monoculture de référence et des cultures introduites (McDaniel et al., 2014) et qu'il est difficile de distinguer l'effet rotation de l'effet des pratiques associées aux cultures (travail du sol et fertilisation) (Tiemann et al., 2015). Ainsi, alors que West et Post (2002) comparent l'effet de rotations comprenant, entre autres, des jachères (fallows), McDaniel et al. (2014) excluent ce type de rotations de leur méta-analyse, considérant qu'elles ont un comportement trop particulier. De leur côté, Haddaway et al. (2017) dans leur méta-analyse de l'effet du travail du sol sur le stockage du carbone mentionnent qu'il serait nécessaire de prendre en compte l'effet des rotations mais que, du fait de leur multiplicité, la classification de celles-ci en catégorie pertinente pour l'analyse reste un front de recherche pour conduire ce type d'analyse. En outre, considérant les résultats d'études antérieures convergentes, McDaniel et al. (2014) et Tiemann et al. (2015) associent l'effet potentiel de la diversification des rotations sur la biomasse microbienne à celui d'une plus grande diversité de composés carbonés restitués au sol, dont certains plus résistants à la décomposition. La modification de la structure des communautés microbiennes et de leur activité de décomposition et stabilisation des agrégats serait aussi un facteur explicatif. L'analyse de ces travaux laisse entendre qu'il est difficile de produire des résultats génériques sur les effets des rotations de cultures, du fait de la grande diversité de leur composition, au-delà de l'effet des couverts intermédiaires et des couverts pérennes, bien reconnu maintenant et présenté dans les sections 3.8.3 et 3.8.4.

On peut cependant rappeler ici que **la durée d'implantation d'un couvert intermédiaire ou de prairies temporaires détermine fortement le stockage de carbone associé** (cf. sections 3.8.3 et 3.8.4). Dans le cas des prairies, ce serait avant tout le développement du système racinaire qui s'établit sur une période beaucoup plus longue que pour les cultures annuelles qui déterminerait le potentiel de stockage dans la rhizosphère (cf. section 3.8.4).

Enfin, il est important de noter que la couverture des sols, *via* son effet sur l'érosion et donc du transfert de carbone hors des parcelles, est un facteur clef de la rétention du carbone dans les sols (Lal, 2004a,b).
### 3.11.2.2. Effet des pratiques de gestion des sols et de la biomasse

Comme analysé dans les sections dédiées, le travail du sol (section 3.8.1), la fertilisation (minérale ou organique), le chaulage et l'irrigation (3.8.6 et 3.8.5) ainsi que les modalités de gestion des résidus de culture (3.8.2) peuvent avoir un effet significatif toutes choses égales par ailleurs sur le stockage du carbone (Figure 3.11-2). Comme présenté dans ces sections et synthétisé dans la section 3.10, l'effet de ces pratiques est principalement lié soit à la modification des conditions de minéralisation de la matière organique (caractéristiques physico-chimiques et biologiques des sols et distribution des résidus) soit à la modification des flux de biomasse, et donc de carbone, entrant dans le sol. Combinés au sein du système de cultures, leurs effets individuels sont possiblement en interaction, séquentiels, convergents ou divergents. En outre, le niveau de leurs effets dépend des conditions pédoclimatiques de la parcelle dans laquelle les pratiques sont mises en œuvre (Lal, 2004a,b). Considérant que l'effet individuel de ces différentes pratiques est présenté dans les sections dédiées et que les effets liés à leurs combinaisons au sein du système de culture sont traités dans la section suivante ci-dessous nous nous focalisons ici sur quelques points clefs.

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>**Figure 3.11-2.** Les pratiques de gestion du sol et de la biomasse déterminent le stockage effectif de carbone dans les sols, pour un sol, un climat et une configuration spatiotemporelle des couverts végétaux donnés</figcaption></figure>

La disponibilité en éléments minéraux et la disponibilité en eau sont les deux facteurs limitants majeurs de la production de biomasse et, in fine, du stockage du carbone dans les sols (van Groenigen et al., 2017; Lal, 2004a,b; Zomer et al., 2017; Smith et al., 2008). Cependant, augmenter la production de biomasse pour augmenter les quantités de C stockées via un recours accru à la fertilisation ou à l'irrigation peut être fortement questionné par la disponibilité des intrants concernés. Il semble évident que de telles stratégies vont à l'encontre des enjeux de durabilité associés, à l'échelle locale (ex. état des ressources en eau, pollution) ou globale (ex. énergie et gaz à effet de serre de la production d'azote minéral; van Groenigen et al., 2017).

**Les modalités d'exportation de la biomasse déterminent la quantité de biomasse aérienne restituée au sol.** Par exemple, l'exportation des tiges (paille ou cannes de maïs) réduit fortement la quantité de biomasse restituée au sol. Ainsi, Saffih-Hdadia et Mary (2008) analysent l'effet d'une exportation de 60% des pailles de céréales une année sur deux sur le stockage de C dans le sol en utilisant le modèle AMG (cf. section 3.3) et l'analyse de données de différentes expérimentations de longue durée dans différents sites de France et d'Europe. Ils montrent que comparativement à une restitution systématique des pailles, cette pratique d'exportation conduirait à une réduction moyenne du carbone organique du sol de 3,6 à 4% sur 20 ans et de 5,3 à 7,3% sur 50 ans. Les différences entre sites expérimentaux sont essentiellement expliquées par la nature du sol et du climat. Pour les prairies, la fréquence et l'intensité (hauteur d'herbe résiduelle) des fauches et des pâturages déterminent la quantité de biomasse restituée par les animaux et le matériel végétal sénescent (cf. section 3.7).

**L'estimation des effets des pratiques de gestion du sol et de la biomasse sur le bilan de gaz à effet de serre (GES) complet, y c. le (dé)stockage de carbone, nécessite de prendre en compte les effets indirects de ces pratiques** (« hidden costs », in Lal, 2004a,b; Powlson et al., 2011; Smith et al., 2008) en termes d'émissions de GES liées au cycle de vie des intrants (émissions lors de leur fabrication et transport), aux émissions associées à leur apport dans la parcelle (ex. émissions de NO₂ liées aux apports de fertilisants minéraux et organiques), à leur stockage dans l'exploitation (ex. émissions de CH₄ liées au stockage des effluents organiques) et à l'utilisation des machines et matériels pour les épandre ou les stocker. Aussi, afin d'estimer correctement leurs potentiels effets
sur le bilan complet de GES, il serait nécessaire d'estimer le bilan GES des pratiques actuelles et le potentiel de progrès d'optimisation de l'efficience de leur utilisation *via* la mise en œuvre de pratiques optimisées et de technologies adaptées (Lal, 2004a,b). Ainsi, concernant l'apport d'intrants, les pratiques devraient être conçues pour apporter le bon produit, à la bonne dose, au bon moment, au bon endroit, considérant les besoins des cultures et des animaux (Smith *et al.*, 2008 ; Therond *et al.*, 2017a,b).

### 3.11.2.3. Interactions entre configuration spatiotemporelle des couverts végétaux, pratiques de gestion des sols et de la biomasse et conditions pédoclimatiques

A l'échelle du système de culture, les effets des différents types de pratiques se combinent avec de possibles effets de compensation ou d'amplification. Par ailleurs, le même système de culture peut conduire à des résultats différents dans des climats ou des sols différents. Ainsi, le stock initial de carbone et le climat sont deux facteurs jouant fortement sur les effets des systèmes de culture puisqu'ils déterminent fortement le flux de carbone « sortant » par minéralisation et le niveau de carbone « entrant » nécessaire pour le compenser (Lal, 2004a,b). Différents types d'interactions entre les pratiques, et entre les pratiques et les caractéristiques du sol existent. Nous en présentons ci-dessous quelques exemples.

Dans leur revue des effets des rotations et du travail du sol sur le stockage du carbone, West et Lost (2002) observent que si l'on considère uniquement les situations en non travail du sol, l'effet positif du changement de rotation sur le stockage du carbone n'est plus observé. Dans la même logique, Halvorson *et al.* (2002) observent une interaction entre effet du travail du sol (CT, RT, NT) et de la rotation (blé de printemps-blé d'hiver – tournesol vs. blé de printemps – jachère) sur une expérimentation dans le Dakota (USA) : l'effet positif de la réduction de l'intensité du travail du sol sur la rotation blé-blé-tournesol n'est plus observé sur la rotation blé-jachère. En outre, alors que beaucoup d'études constatent un effet positif de la fertilisation sur le stockage du carbone, principalement via l'augmentation de la biomasse restituée au sol (cf. section 3.8.6), ces auteurs ne constatent pas d'effet vraiment marqué de la fertilisation, quelles que soient les combinaisons travail du sol-rotation analysées.

Ce type d'interactions entre les pratiques agricoles au sein d'un système de culture peut conduire à des biais d'analyse importants. Ainsi, alors que dans leur méta-analyse, Gattinger *et al.* (2012) concluent à un effet positif des systèmes de culture en agriculture biologique (AB) sur le stockage du carbone, Leifeld *et al.* (2013), en réponse à cet article, identifient des biais d'analyse majeurs : les systèmes en AB reçoivent en moyenne plus de 4 fois plus de carbone exogène par apport de fumiers, lisier ou compost et les prairies incluses dans ces systèmes sont conduites de manière plus extensive. Leifeld *et al.* (2013) concluent alors que plus qu'une différence entre systèmes en AB vs. conventionnels, c'est une différence de conduite des systèmes de culture qui est à l'origine des résultats observés par Gattinger *et al.* (2012). Antérieurement, Leifeld et Fuhrer (2010), dans leur revue de l'effet des systèmes en AB sur le stockage du carbone, identifiaient déjà le problème de ce type d'analyse comparative en pointant le fait que dans la littérature scientifique les différences de rotations, de fertilisation, de stock initial de carbone ou de méthode d'estimation du stock de carbone (sans prise en compte de la densité apparente) rendent très difficile toute généralisation des conclusions. En outre, quand ces auteurs analysent les effets de systèmes de culture comparables en termes de rotation et de niveau de fertilisation organique ils n'observent pas d'effet significatif d'un type de système ou d'un autre sur le stockage du carbone.

L'utilisation de modèles de simulation dynamique du cycle du carbone dans le système sol-plante(-animaux) en milieu cultivé est une méthode de plus en plus utilisée pour estimer les effets des interactions entre systèmes de culture et conditions pédoclimatiques. Suivant les modèles, les formalismes permettent de simuler plus ou moins finement, au pas de temps annuel ou journalier, les effets de ces interactions sur une période d'analyse donnée ; souvent plusieurs années à dizaines d'années. Ils permettent aussi d'évaluer la dynamique de stockage de court, moyen voire long terme et ainsi appréhender, pour les systèmes de cultures stockants, le ralentissement de la vitesse de stockage au fur et à mesure de l'accumulation de carbone dans le sol (cf. section 3.3).

### 3.11.3. Pratiques stockantes à l'échelle de l'exploitation et du territoire agricole

Pour un bilan complet des transferts de carbone à l'échelle de l'exploitation ou, plus largement, d'un territoire agricole, il faut aussi tenir compte des espaces qui ne portent pas de culture, au sein des parcelles ou entre celles-ci. Ces espaces constituent les « Infrastructures agroécologiques ». En effet, c'est l'ensemble des
couverts végétaux et des pratiques de gestion associées qui détermine, sur un espace, les flux de carbone vers les sols. D'un point de vue spatial, cette configuration est liée à la distribution et à la part de surface dédiée aux habitats semis-naturels (ex. haies, bosquets), aux autres surfaces non productives (ex. bandes enherbées ou fleuries), aux cultures de rente (mono-spécifique ou associées, y c. l'agroforesterie) et/ou aux prairies plus ou moins diversifiées. La configuration temporelle est liée à la séquence d'enchaînement des couverts végétaux (ex. types de cultures, prairies temporaires, couverts intermédiaires, couverts relais).

Cette configuration spatiotemporelle dépend des objectifs biotechniques (ex. gestion des bioagresseurs, maintien de la fertilité des sols) et socio-économiques (ex. revenu, quantité et qualité du travail) de l'agriculteur, de la structure de l'exploitation (ex. parcellaire, matériel) et de l'environnement sociotechnique dans lequel elle s'inscrit (ex. systèmes alimentaires, économie circulaire) (Duru et al., 2015 ; Therond et al., 2017b). Pour l'agriculteur, l'objectif de conservation ou d'augmentation du stock de carbone dans les sols peut être explicite (l'objectif est d'augmenter la teneur en carbone) ou implicite (l'objectif est le maintien de la fertilité). Ainsi, Hijbeek et al. (2018), via une enquête auprès de 435 agriculteurs hollandais, montrent que pour 90% d'entre eux c'est un objectif important, majoritairement associé à celui de l'amélioration de la structure des sols, et qui se traduit, le plus souvent, par l'apport de matières organiques exogènes dans les parcelles.

Que ce soit à l'échelle de l'exploitation ou à celle du territoire, **les pratiques mises en œuvre dans chacune des parcelles peuvent conduire à ce que certaines d'entre elles stockent du carbone alors que d'autres déstockent du carbone** (Grillot et al., 2018 ; Zomer et al., 2017). Ce type d'hétérogénéité parcellaire, peut tout particulièrement être observé, lorsque les apports de matières organiques génèrent **des transferts de fertilité et de carbone** entre zones de production de biomasse primaire et zone de réception de biomasse « transformée », comme par exemple entre des parcelles de production de biomasse pour la méthanisation et des parcelles sur lesquelles les résidus de méthanisation (digestats) sont épandus. Dans tous les cas, des pertes de carbone ont lieu entre l'étape d'exportation de biomasse primaire et la restitution au sol d'une biomasse transformée (secondaire). Aussi, **les performances de pratiques agricoles en matière de stockage du carbone devraient être instruites à l'échelle permettant d'analyser ces transferts** (Figure 3.11-3 ; ex. exploitation ou territoire). Dans cette logique, Powlson et al. (2011) et Minasny et al. (2017) insistent sur le fait que le stockage lié aux apports de produits résiduaires organiques PRO correspond à un transfert de carbone d'une zone à une autre, et donc, qu'il faut bien identifier l'origine des matières organiques et les alternatives d'utilisation (ex. incinération vs. apport au sol) pour pouvoir estimer dans quelle mesure cette pratique représente un potentiel de stockage additionnel. Nous discutons ci-après deux types de situations largement analysées dans la littérature et qui peuvent, plus particulièrement, conduire à ce type de transferts de carbone, et plus généralement, de fertilité : **la méthanisation et les systèmes intégrant culture et élevage.**

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>**Figure 3.11-3.** La configuration spatiotemporelle des espaces cultivés et non cultivés et des activités au sein de l'exploitation ou du territoire (ex. élevage, méthanisation) déterminent les flux de C au sein et entre les parcelles et donc le stockage de carbone dans les sols correspondants</figcaption></figure>

Comme mentionné par Houot et al. (2014), et dans la section 3.8.5, **le développement de la méthanisation a conduit à des travaux visant à analyser les effets de la transformation par digestion anaérobie sur les flux de carbone dans les sols**. Ainsi, Thomsen et al., (2013) comparent la part de C stocké dans les sols lorsque le fourrage est directement appliqué sur le sol (restitution directe), digéré dans un méthaniseur, digéré par des animaux ou digéré par des animaux puis digéré dans un méthaniseur. Dans cette approche, la biodégradabilité