le chargement moyen à l'année, exprimé en unités gros bovins (UGB) ou en nombre de têtes à l'hectare de prairie, avec parfois simplement une information qualitative sur le degré d'intensité du pâturage, jugé faible, modéré ou fort, ou bien extensif vs intensif, sur la base de seuils de chargements pas toujours précisés. La mise en relation de différentes études n'ayant pas classifié cette intensité de pâturage sur la base des mêmes seuils peut entraîner un mélange de degrés d'utilisation de l'herbe divers qui fausse le message des méta-analyses. Au-delà, la quantification de l'intensité d'utilisation de l'herbe dépend du potentiel de production de la prairie et donc des conditions pédoclimatiques et des pratiques locales. Autrement dit, une pratique jugée extensive au regard du potentiel de production local peut se révéler très intensive ailleurs, et inversement.

Les études futures devraient pouvoir estimer et informer sur l'intensité de l'utilisation de l'herbe, soit par l'estimation du ratio entre les prélèvements par fauche et/ou pâturage et la production potentielle de la prairie, soit par des indicateurs quantitatifs plus informatifs que le chargement animal, comme le nombre annuel de journées de pâturage (exprimées en UGB jours pâturés ha⁻¹ an⁻¹) et le ratio des hauteurs d'herbe entre l'entrée et la sortie des animaux de la parcelle, métriques communément utilisées par les zootechniciens pour refléter respectivement l'intensité d'utilisation de la prairie par le pâturage et la sévérité de la conduite du pâturage. L'information nécessaire à cela n'est souvent pas disponible dans les études menées. L'estimation de la production potentielle d'une prairie nécessite en effet des mesures régulières de hauteur et de densité de l'herbe, permettant d'estimer la croissance et la production de la prairie, mesures qui sont rarement effectuées car coûteuses en temps et main d'œuvre. Des approches par modélisation peuvent également permettre d'estimer ce potentiel de production mais de façon approchée, les modèles de croissance de l'herbe peinant encore à estimer les productions observées dans toutes les situations et avec une erreur acceptable.

Les études s'intéressant aux effets de la fertilisation minérale sont généralement centrées sur la fertilisation minérale N, P, K et le chaulage. Peu d'études se sont intéressées aux autres types de nutriments apportés (S, Mg). Peu de travaux ont également comparé les effets de la nature (minérale ou organique) du fertilisant, de la combinaison des éléments minéraux entre eux, et regardé les effets de la gestion des apports dans l'année sur le stockage de carbone (saison d'apport, fractionnement des apports). Au-delà, les synthèses sur le sujet n'analysent pas conjointement la totalité des entrées d'azote issues de la fertilisation, des restitutions animales et de la fixation symbiotique d'azote par les légumineuses.

Peu de travaux se sont également intéressés à l'intérêt de pratiques encore marginales aujourd'hui comme l'introduction de nouvelles espèces fourragères productives, l'introduction de vers de terre ou encore l'irrigation des prairies (très peu courante en France).

Peu d'études abordent la question spécifique de l'effet des légumineuses ou des espèces à racines profondes comme seul facteur d'influence étudié. Les essais expérimentaux étudiant l'effet des pratiques sur le stockage de C en prairie permanente ne s'intéressent pas non plus à l'effet spécifique de la fauche. A contrario, les méta-analyses qui s'intéressent à l'effet d'un unique facteur mélangent des situations qui ne sont probablement pas comparables car elles négligent les effets des autres pratiques, du pédoclimat et de la composition botanique des prairies, même si certains auteurs ont tenté de dégager des tendances en distinguant différents types de climat.

L'influence de la composition botanique, au-delà des effets de la richesse spécifique, de la présence de légumineuses et de la voie photosynthétique, demande également à être précisée. La composante souterraine des prairies interagit fortement avec la composante aérienne en modifiant les processus impliqués dans le fonctionnement de ces écosystèmes via un jeu de rétroactions positives et négatives (Wardle et al., 2004). Zhou et al. (2018) ont mis en évidence quels étaient les traits fonctionnels racinaires permettant de discriminer les espèces cohabitant dans les prairies tempérées sur leur taux de respiration et de croissance racinaire. De façon similaire à Cruz et al. (2010), Fort et al. (2016) ont mis en évidence que les traits racinaires des espèces prairiales variaient avec le degré de fertilité du milieu selon la stratégie d'acquisition ou de conservation des ressources par les espèces, mais aussi avec la profondeur du sol. Il manque à l'état de l'art une classification fonctionnelle des espèces prairiales, basée à la fois sur des traits fonctionnels aériens et racinaires, permettant de discriminer les espèces suivant le milieu où elles se trouvent et les pratiques de fertilisation et d'utilisation de l'herbe. En connaissant la composition botanique des prairies, cela permettrait d'en déduire leur composition en ces types fonctionnels et de différencier ensuite les réponses en termes de stockage de C dans les méta-analyses ou synthèses suivant la composition fonctionnelle des prairies.
### 3.7.3.2. Les pratiques « stockantes » à tester

Ces lacunes identifiées, nous pouvons toutefois conclure, sur la base de la littérature analysée, que l'application d'engrais, mais également le mode d'exploitation de l'herbe, sont des pratiques particulièrement influentes sur le stockage de carbone en prairie. En particulier, il semble que le pâturage soit plus favorable au stockage de carbone que la fauche, et qu'il existe un degré d'intensification/utilisation modéré de la prairie pour lequel le stockage de carbone en prairie est maximal, ce degré étant toutefois conditionné par les conditions pédoclimatiques. Aussi, pour augmenter le stockage de C en prairie permanente, il semble possible de :

- **Intensifier modérément les prairies les plus extensives** (en augmentant le nombre d'exploitations de l'herbe, soit par des fauches ou des pâturages supplémentaires, et/ou en augmentant la fertilisation apportée annuellement ou encore en favorisant les légumineuses fixatrices d'azote).

- **Extensifier les prairies les plus intensives** (en réduisant le nombre d'exploitations de l'herbe, et/ou la fertilisation azotée apportée annuellement).

- **Favoriser le pâturage vis-à-vis de la production de fourrages conservés à base d'herbe** (foin, ensilage).

L'identification de pratiques a priori stockantes en prairie permanente, sur la base d'observations effectuées dans des conditions particulières, a ses limites et peut se révéler difficilement extrapolable à l'échelle d'un territoire ou d'un pays comme la France où il existe une très grande diversité de conditions pédoclimatiques, de types de prairie et de pratiques. En particulier, l'attribution d'un caractère extensif et intensif à l'utilisation des prairies est fortement dépendant des conditions pédoclimatiques et du potentiel de production local. Autrement dit, une gestion qualifiée d'extensive à un endroit où le potentiel de production d'herbe par les prairies est élevé peut sembler intensive si on l'applique à un endroit où le potentiel de production d'herbe par les prairies est beaucoup plus faible.

Face à ces constats, la modélisation mécaniste apparaît comme une approche complémentaire permettant de simuler l'évolution des stocks de C à grand échelle et sur le long terme incluant des situations où aucune mesure n'a encore été ou ne peut être effectuée telles que : (1) les conditions climatiques (futures), (2) à des emplacements ou pour des types de sol ou des régions où aucune mesure n'existe, (3) pour les scénarios de gestion (pâturages, fauche, fertilisation, ...) qui n'ont pas encore été testés pour une condition donnée ou des utilisations nouvelles comme par exemple de nouvelles espèces de graminées, l'ajout de légumineuses, la modification du régime de fertilisation ou de l'intensité d'utilisation de l'herbe.

Au cours des dernières décennies, une grande diversité de modèles de prairies a été développée dont certains permettent de simuler l'évolution des stocks du C en prairie permanente. La modélisation en système prairial a été testée à grande échelle avec le modèle Orchidée (Chang et al., 2015). Cependant ce modèle ne permet pas de simuler très finement l'effet des pratiques sur le stockage de C. Pour tester l'effet sur le stockage de C des modifications de pratiques envisagées il est nécessaire d'utiliser un modèle permettant de rendre compte de l'effet des pratiques.

### 3.7.3.3. Les freins à l'adoption

La mise en place à l'échelle du territoire national des pratiques a priori stockantes identifiées ci-dessus peut se révéler incompatible avec d'autres objectifs, notamment d'un point environnemental. L'intensification même modérée de l'utilisation des prairies se heurte en effet à la nécessité de réduire les émissions de GES, de davantage contrôler la qualité de l'eau et les risques d'eutrophisation, ainsi qu'à la volonté de préserver les écosystèmes et leur biodiversité.

En particulier, une augmentation de l'emploi d'engrais minéraux azotés, susceptible de favoriser le stockage de C relativement à d'autres éléments, pourrait augmenter les pertes d'azote par lixiviation et par émission d'azote sous une forme gazeuse (Fornara et al., 2013). L'emploi d'engrais organiques ou l'introduction de légumineuses préférentiellement à l'utilisation d'engrais minéraux offre la possibilité d'augmenter le stockage de C dans les sols de prairies permanentes, de reboucler les cycles des nutriments et d'économiser l'emploi d'engrais minéraux. Cependant la quasi-totalité des effluents d'élevage produits en France est déjà restituée au sol, ce qui laisse peu de marge de manœuvre.

En outre, la modification des pratiques d'exploitation de l'herbe et les conséquences pour les niveaux de productivité de la prairie implique nécessairement une modification des systèmes fourragers avec des
conséquences économiques et structurelles à l'échelle des systèmes d'élevage, ce qui pourrait se révéler bloquant pour une mise en place effective. En particulier la modification des niveaux de production d'herbe, suite à une légère intensification des prairies les plus extensives ou à la désintensification des prairies les plus intensives aura inévitablement des conséquences sur la taille des troupeaux, les achats d'aliments à l'extérieur ou les niveaux de production de lait ou de viande. De même favoriser le pâturage au détriment d'une exploitation de l'herbe par la fauche n'est possible que dans certaines conditions (d'accès au parcellaire, de mode de conduite des troupeaux) et doit tenir compte de la nécessité de constituer des réserves fourragères hivernales. Enfin ces changements de pratiques peuvent générer des couts et charges de travail supplémentaires dont il faut tenir compte.

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Zhou, M.; Bai, W.M.; Zhang, Y.S.; Zhang, W.H., 2018. Multi-dimensional patterns of variation in root traits among coexisting herbaceous species in temperate steppes. *Journal of Ecology*, 106 (6): 2320-2331. http://dx.doi.org/10.1111/1365-2745.12977

Zou, Y.L.; Niu, D.C.; Fu, H.; Zhang, Y.C.; Wan, C.G., 2015. Moderate grazing promotes ecosystem carbon sequestration in an alpine meadow on the Qinghai-Tibetan plateau. *Journal of Animal and Plant Sciences*, 25 (3): 165-171.
## 3.8. Etat des connaissances sur des pratiques réputées "stockantes" en grandes cultures et cultures pérennes

### Introduction

Cette section du rapport examine l'ensemble des pratiques susceptibles de favoriser le stockage de carbone dans les sols agricoles de grandes cultures (y compris les prairies temporaires intégrées dans une succession) et de cultures pérennes (vignes et vergers). La mise en place de systèmes d'agroforesterie intraparcellaire ou interparcellaire (haies) pouvant concerner à la fois des systèmes de grandes cultures ou de prairies permanentes est traitée dans une section distincte (3.9). Le recensement de la littérature scientifique de la présente section a été limité aux situations de la zone tempérée, en accord avec le périmètre de l'étude.

Les terres arables (grandes cultures, maraichage, fourrages annuels, prairies temporaires et artificielles) occupent 18,4 millions d'hectares en 2016. Les cultures pérennes (vergers, vignes, pépinières ligneuses) représentent elles 1,01 million d'hectares en 2016. Les stocks de carbone des sols de grandes cultures sont plus faibles que ceux des prairies permanente et des forêts (51,6 tC/ha sur l'horizon 0-30 cm) et sont en baisse tendancielle (estimée à -170 kgC/ha/an) mais présentent une grande variabilité, due à la fois au type de sol et au climat, et à l'histoire de l'utilisation de la parcelle (stocks élevés des sols d'anciennes prairie notamment, cf. section 3.5). Cette variabilité de la teneur en carbone sera un des facteurs principaux pour expliquer l'efficacité des pratiques visant à stocker du carbone, étant donné qu'il est d'autant plus difficile de stocker un supplément de carbone dans un sol qu'il en contient déjà une quantité importante.

La variation du stock de carbone d'un sol dépendant du bilan entre les entrées de carbone (par apport de biomasse ou différentes formes) et les sorties de carbone (par minéralisation de la matière organique du sol), les pratiques susceptibles de faire augmenter ce stock sont celles capables de modifier l'un ou l'autre des termes de ce bilan.

On examinera ainsi successivement le semis direct (3.8.1) qui modifie essentiellement les conditions et la cinétique de la minéralisation de la MOS, puis la gestion des résidus de culture (3.8.2), les cultures intermédiaires et intercalaires (3.8.3, incluant l'enherbement des cultures pérennes et les bandes enherbées), l'accroissement de la part des prairies temporaires dans les successions (3.8.4), les apports de carbone exogène (3.8.5), ces quatre pratiques ayant en commun d'augmenter les entrées de biomasse dans l'agrosystème, tout en jouant de façon secondaire sur le temps de transit de la matière organique dans le sol, par des mécanismes divers. Enfin, la section 3.8.6 examine des pratiques de gestion des cultures de la succession (fertilisation, irrigation, chaulage) qui jouent à la fois sur la production primaire de ces cultures et la minéralisation de la matière organique, avec un bilan qui peut être positif ou négatif selon les conditions de mise en œuvre.
### 3.8.1. Travail (ou non-travail) du sol et stockage du carbone

Auteurs : Jean Roger-Estrade, Denis Angers, Claire Chenu, Bruno Mary

**Principaux enseignements de cette section :**

* L'effet du travail du sol est complexe et passe par trois grands types d'effets : localisation de la MO, minéralisation/stabilisation de la MO, production de biomasse.

* Dans la littérature, les effets d'une transition du labour au non-labour sur le stockage du C sont contradictoires et très variables.

* Les méthodes de travail du sol sont extrêmement variées. Il n'y a pas d'effet net sur le stockage des systèmes intermédiaires entre labour et semis direct. Seul le semis direct permet de stocker.

* La conversion d'un système avec labour (ou travail profond énergique) vers un système reposant sur le semis direct strict peut entraîner une augmentation du stock de carbone dans l'horizon 0-30 cm. Cet effet semble plus important en climat sec (semi-aride à aride). En climat tempéré humide, le stockage additionnel est très peu important.

* En revanche, lorsque l'ensemble du profil de sol est considéré (0-150 cm) on n'observe pas d'accroissement du stock de carbone en supprimant le labour.

* Le semis direct strict reste une pratique confidentielle en grande culture (environ 5% des surfaces). Son adoption se heurte à plusieurs difficultés : baisse des rendements, difficulté de contrôle des adventices, investissement en matériel spécifique, problème de réussite de l'implantation, particulièrement en sols hydromorphes.

#### 3.8.1.1. Introduction

Le travail du sol est pratiqué depuis les débuts de l'agriculture en raison des nombreux bénéfices qu'il procure : aération et assèchement du sol au bénéfice de la germination-levée des cultures, de la croissance et du fonctionnement des racines ; mélange des résidus à la terre qui facilite leur décomposition et élimine les pathogènes, dont une partie du cycle dépend de la présence de matières organiques en surface ; destruction mécanique des adventices et enfouissement de la partie superficielle du stock de leurs graines.

Toutefois, comme la plupart des techniques culturales, le travail du sol a aussi ses revers. Il peut entraîner des tassements du sous-sol en cas d'opérations de travail profond pratiquées fréquemment et en conditions trop humides (semelle de labour) ; il expose un sol nu à l'action érosive des pluies et du vent car il enfouit la totalité (ou la plus grande partie) des résidus, ce qui peut occasionner ruissellement et érosion en cas de faible stabilité structurale ; la pratique d'un travail profond peut s'avérer très coûteuse en temps, en énergie fossile et en charges de mécanisation ; enfin, un travail régulier et profond du sol perturbant régulièrement les habitats de la faune du sol occasionne un appauvrissement (en termes de taille des populations et de diversité spécifique) de cette dernière.

L'effet du travail du sol sur l'évolution du stock de carbone dans les sols cultivés est complexe et passe par plusieurs processus, qui renvoient à trois grands types d'effets : (i) l'effet direct du travail du sol sur la localisation de la matière organique, (ii) l'effet indirect sur le processus de minéralisation et de stabilisation du carbone et (iii) l'impact sur le rendement des cultures et donc le carbone fixé dans la biomasse produite.

L'effet sur la localisation dépend du labour, qui retourne et enfouit la matière organique, mais aussi de pratiques qui mélangeant plus ou moins complètement la terre et la matière organique. La profondeur d'enfouissement (ou de mélange) aura donc un impact sur la répartition du stock. Mais travailler le sol c'est aussi le fragmenter. Cette fragmentation (qui peut s'avérer très intense en cas d'utilisation d'outils animés par la prise de force du tracteur) détruit les agrégats et agit sur la localisation de la matière organique au sein de ces derniers. Or ces agrégats offrent à la matière organique une protection physique qui ralentit ou bloque sa dégradation (Balesdent et al. 2000 ; Six et al., 2002, 2004). Toujours en ce qui concerne la localisation, le travail du sol a un effet sur la macrofaune et, en conséquence, sur les possibilités de transfert de matière organique via la bioturbation (mélange des couches de sol résultant de l'activité de la macrofaune du sol). En particulier, les populations de lombriciens sont plus importantes en semis direct et la bioturbation est ainsi plus intense et plus profonde lorsque le sol n'est pas travaillé.
Enfin le type de travail du sol a un effet également sur la protection du sol contre l'érosion en déterminant la présence (ou l'absence) d'une couche protectrice de résidus (mulch) à la surface du sol (voire celle d'un couvert vivant). La suppression du travail du sol réduit donc la perte de carbone du sol par érosion, mais ne modifie pas la séquestration du carbone puisqu'il s'agit d'un transport de carbone d'un milieu vers un autre.

Le deuxième type d'effet porte sur les conditions de minéralisation : en aérant le sol on favorise l'activité des microorganismes aérobies ; en favorisant le contact entre la terre et les résidus par le mélange, on joue également sur les conditions de minéralisation, à travers l'effet sur les régimes thermiques et hydriques, en facilitant aussi la colonisation des résidus et la disponibilité du N minéral des résidus incorporés (White et Rice, 2009 ; Balesdent et al., 2000). A l'inverse, les résidus laissés en surface se décomposent dans des conditions très différentes, sur le plan physico-chimique (température, humidité, azote...) ou biologique (nature des micro-organismes impliqués). Par ailleurs, en fonction du type de travail du sol, les conditions de température et d'humidité dans les premiers centimètres de sol sont fortement modifiées (Balesdent et al., 2000). Il faut toutefois être prudent avant d'avancer que tel ou tel type de travail du sol agit véritablement sur la minéralisation du stock total de carbone du sol (cf. Section 3.2).

Cela amène à considérer un troisième effet, qui joue également sur l'évolution du stock de carbone : celui du système de travail du sol sur le rendement et donc la production primaire de carbone. De nombreux auteurs (e.g. Pittelkow et al., 2015b) associent la réduction du travail du sol à une diminution de rendement. Celle-ci n'est pas systématique et s'avère très variable en fonction des conditions climatiques pour une culture donnée et également entre cultures (Van den Putte et al., 2010). Mais en tout état de cause cet effet sur le rendement joue sur l'évolution du stock via les quantités de C restituées au sol par les résidus de culture (Virto et al., 2012).

Enfin, rappelons pour mémoire (car ce n'est pas l'objet de cette étude) que le type de travail du sol joue également sur l'émission de N₂O (Rochette et al., 2008) et sur la consommation d'énergie fossile, ce dont il faut tenir compte pour établir un bilan complet de l'effet du travail du sol sur le changement climatique (Soane et al., 2012).

Dans la quasi-totalité des études portant sur l'effet du type de travail du sol sur le carbone organique, différents régimes de travail du sol sont comparés au champ, ce qui ne permet pas vraiment de pousser l'analyse jusqu'au « décortiquage » des effets impliqués (e.g. Six et al., 2004 ; Alvarez, 2005 ; Angers et Eriksen-Hamel, 2008 ; Govaerts et al., 2009 ; Amini et Asoodar, 2016). Du fait de la complexité de ces effets, les résultats obtenus sont extrêmement variables. Certaines études montrent des effets positifs du non travail du sol sur le stockage du carbone (West et Post, 2002 ; Puget et Lal, 2005 ; Gonzales-Sanchez et al., 2012), d'autres concluent à un effet nul (Dimassi et al., 2014 ; Powlson et al., 2016), voire indiquent une diminution du stock sous semis direct (Luo et al., 2010). Ces études ne permettent pas de trancher clairement sur l'effet des techniques de travail superficiel sans retournement, situation intermédiaire entre travail du sol avec retournement et semis direct.

Les études portant sur les mécanismes qui expliquent les effets du travail du sol (en particulier sur les modifications des conditions de minéralisation ou de stabilisation de la MO) privilégient une approche par processus, souvent en conditions très contrôlées. Elles offrent des hypothèses sur les effets du travail du sol sans que celles-ci ne soient mises à l'épreuve des conditions réelles du champ. Il résulte des considérations ci-dessus que la modélisation des effets du travail du sol sur le stockage du carbone est particulièrement complexe dès lors que l'on veut rendre compte des effets réels observés au champ. A l'heure actuelle, il n'existe pas de modèle prenant en compte ces effets dans leur totalité.

### 3.8.1.2. Diversité des modes de travail du sol

Une difficulté majeure de l'étude de l'effet du travail du sol sur le carbone tient à la diversité des manières de travailler le sol. Au fil du temps, les techniques utilisées se sont énormément diversifiées, que ce soit en matière d'instruments disponibles ou sur la façon d'en combiner l'emploi. Le Tableau 3.8.1-1 dresse une typologie des grands « systèmes de travail du sol » (pour reprendre en français l'expression « tillage system » très utilisée en anglais). Dans ce tableau, les types de systèmes sont définis par la nature de l'opération du travail du sol la plus profonde. Le premier type, le plus souvent baptisé « système conventionnel, CT » dans la littérature, repose sur un travail profond effectué avec une charrue à versoirs, suivi d'une séquence d'opérations de travail du sol dit secondaire (ou superficiel) destinée à préparer un lit de semences. Le tableau mentionne l'ordre de grandeur des profondeurs de travail et les actions exercées sur le sol et les résidus. La charrue retourne la terre et enfouit les résidus, sans vraiment d'ailleurs les mélanger à la terre, surtout si elle n'est pas équipée de rasettes. Sur ce plan (comme sur celui de la fragmentation), les outils utilisés dans le second type de système (dits de pseudo-labour,
type B1) lorsqu'ils sont animés par la prise de force du tracteur (machine à bêcher, rotavator...) sont plus efficaces et l'on peut considérer que leur influence sur le devenir du carbone, que ce soit à travers sa localisation dans le profil ou à travers l'effet sur la minéralisation est très importante. A l'inverse, dans les itinéraires avec travail profond pratiqué avec un outil à dents sans retournement (type B2), la matière organique reste localisée en surface mais le sol est fragmenté sur une profondeur importante. Le type C regroupe tous les itinéraires sans travail profond, travaillant toute la surface de la parcelle sur une profondeur n'excédant pas 15 cm. Dans ce cas, la matière organique est mélangée à la partie superficielle du sol qui subit également une fragmentation importante.

<table><caption>Tableau 3.8.1-1. Systèmes de travail du sol, classés selon l'opération la plus profonde<fnref n="13" />.</caption><thead><tr><th colspan="2">Système de travail du sol</th><th>Profondeur de travail (cm)</th><th>Action sur le sol et les résidus</th></tr></thead><tbody><tr><td>A</td><td>Travail du sol profond avec labour (charrue à versoirs)</td><td>15-40</td><td>Retournement, enfouissement, fragmentation</td></tr><tr><td>B</td><td>Travail du sol profond, sans labour<br>B1 : pseudo-Labour (charrue à disque, outils animés)<br>B2 : décompactage et sous-solage (outils à dents)</td><td>15-70</td><td>Mélange &amp; fragmentation<br>Fragmentation</td></tr><tr><td>C</td><td>Travail du sol superficiel sur toute la surface</td><td>5-15</td><td>Mélange &amp; fragmentation.</td></tr><tr><td>D</td><td>Travail du sol superficiel en bandes (« strip-till »)</td><td>5-20</td><td>Mélange &amp; fragmentation sur la bande travaillée</td></tr><tr><td>E</td><td>Semis direct (travail uniquement sur la ligne de semis)</td><td>0</td><td>Fragmentation sur la ligne de semis</td></tr></tbody></table>

Nous avons fait un cas à part du « strip till », technique qui se développe pour l'implantation des cultures semées en rang à écartement large, pour lesquelles seule est travaillée une bande centrée sur la ligne de semis. La partie travaillée représente environ un quart de la surface de la parcelle. Ce cas est intermédiaire entre le type C et le semis direct proprement dit (No tillage, NT), sans aucun travail du sol (Type E).

Cette classification ne prend pas en compte la fréquence des opérations : ainsi le labour peut être pratiqué tous les ans systématiquement ou plus occasionnellement (par exemple tous les 3-4 ans, système parfois appelé « rotational tillage » en anglais). La variation au cours du temps du type de travail du sol pratiqué ajoute encore à la difficulté de caractériser les effets sur le stock de carbone.

Aucune étude sur l'effet du travail du sol sur le carbone du sol ne prend en compte avec ce degré de précision la diversité des systèmes de travail du sol. En général les auteurs opposent les systèmes sur deux critères : retournement ou non, et « degré d'intensité » du travail effectué. Cette notion d'intensité est d'ailleurs difficile à définir. Elle est souvent approchée par la profondeur maximale de travail, plus rarement par la nature des outils utilisés. Or, pour une profondeur donnée, la fragmentation opérée par un outil animé par la prise de force du tracteur est bien plus intense que lorsque l'outil (à dents ou à disques) est simplement traîné. On peut raisonnablement faire l'hypothèse que cela a un effet important sur la « déprotection » de la matière organique intra agrégats, qui est ainsi plus exposée aux micro-organismes décomposeurs. De même l'intensité avec laquelle le sol est travaillé (fragmenté) dépend du nombre d'interventions durant la préparation, qui peut être très variable (de une à six opérations environ en cas de lutte mécanique contre les adventices durant l'interculture).

La grande majorité des études comparent des itinéraires avec labour (*inversion tillage*) et en semis direct (*no tillage*), comme celle de Angers et Eriksen-Hamel (2008).

L'approche la plus fine de cette diversité des modes de travail du sol est celle proposée dans la méta analyse de Haddaway *et al.* 2017. Analysant près de 350 études, ces auteurs ont classé les traitements expérimentaux en trois classes de travail du sol, en fonction d'un « niveau d'intensité » basé essentiellement sur la profondeur de travail, mais en tenant compte de la nature exacte des outils employés (quand celle-ci était mentionnée dans l'article, ce qui n'était pas le cas pour une quinzaine d'études). Ils définissent trois classes : NT (*No tillage*) qui correspond au semis direct ; HT (*High Intensity tillage*) qui regroupe les traitements avec un travail profond, classe dans laquelle domine l'utilisation de charrues à versoirs et à disques mais dans laquelle les auteurs ont également pris en compte des opérations menées avec sous-soleurs ou des décompacteurs lourds, lorsque celles-ci

<footnote n="13">¹³ Adapté de Roger-Estrade *et al.*, 2014.</footnote>
atteignaient ou dépassaient 40 cm de profondeur. Enfin, la troisième classe (IT pour Intermediate Intensity tillage) comprend toutes les opérations de travail du sol sans retournement à une profondeur n'excédant pas 40 cm. C'est bien comme cela qu'il faut aborder le problème, pour déterminer l'impact du travail du sol sur la concentration en carbone (SOC) à différentes profondeurs ou sur l'évolution du stock sur une profondeur de référence. L'opposition simple entre système avec labour et systèmes en semis direct est réductrice. Dans la suite du texte, nous nous référerons beaucoup à cette méta-analyse dont la méthodologie est particulièrement pertinente, tout en considérant également d'autres études.

### 3.8.1.3. Pratiques de travail du sol en France

Les données les plus récentes permettant d'étudier les pratiques de travail du sol en France proviennent de l'enquête Agreste sur les pratiques culturales de 2011. Même si, en théorie, sept types de travail du sol ont été définis pour cette enquête (labour, pseudo labour, décompactage, travail superficiel profond, travail très superficiel, strip till, semis direct), l'exploitation des résultats ne permet d'opposer que le labour d'une part, l'ensemble des pratiques de non-labour d'autre part, faute d'effectifs suffisants dans chaque catégorie de travail du sol pour l'exploitation statistique. Le traitement des données fournit donc une information sur la pratique d'un labour opposée à celle de techniques culturales sans labour (TCSL). La pratique du semis direct strict reste marginale, aussi bien en France (moins de 5% des surfaces en grande culture) qu'en Europe.

L'analyse des conditions dans lesquelles les TCSL sont pratiquées et leur impact sur la conduite et les performances des cultures, réalisée par N. Cavan dans le cadre du GIS GCHP2E<fnref n="14" /> (Labreuche et al., 2016) à partir des données Agreste, fait ressortir quelques points utiles à considérer pour la construction des scénarios pour les simulations entreprises dans le cadre de cette étude.

Les TCSL sont moins pratiquées sur cultures de printemps que sur cultures d'automne. L'analyse de l'évolution des surfaces concernées fait ressortir une stagnation de la proportion de cultures en non-labour depuis le milieu des années 2000, après une période d'augmentation de cette proportion observée à partir du milieu des années 90 (Figure 3.8.1-1).

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 3.8.1-1.** Evolution des surfaces en non-labour (extraite de l'analyse des données Agreste 2011 pour le GIS GCHP2E)</figcaption></figure>

Cette stagnation est difficile à interpréter. On peut invoquer : (i) un effet climatique, les conditions plus sèches durant la période considérée ayant limité les tassements dus à des récoltes en conditions humides et donc réduit la nécessité de recourir au labour pour améliorer la structure de sols dégradés ; (ii) une prolifération des adventices (mauvaises herbes) difficilement contrôlables ayant au contraire amené les agriculteurs à ressortir la charrue, le labour restant une solution très efficace pour maîtriser cette prolifération. Il est possible que ces deux effets aient joué simultanément en se contrebalançant, ce qui expliquerait la stagnation observée des surfaces en non-labour. On peut aussi penser que les sols les plus favorables à la pratique du non-labour sont déjà cultivés de cette façon et que le développement du non-labour sur les surfaces restantes est plus problématique.

Par ailleurs, l'enquête « pratiques culturales » montre une tendance à l'alternance des types de travail du sol pratiqués au cours de la succession des cultures. Labreuche et al. (2016) indiquent que, sur 46% des surfaces en

<footnote n="14">¹⁴ Groupement d'intérêt scientifique Grandes Cultures à Hautes Performances Economique et Environnementale</footnote>
grande culture, on constate une alternance entre labour et TCSL entre 2006 et 2011, contre 40% de surfaces en labour systématique et 13% en TCSL systématiques sur la même période.

Les exploitations ayant adopté les TCSL de manière régulière (sur la période 2006-2010) sont plus grandes que celles qui pratiquent le labour (en moyenne 30 ha de plus). Cela est cohérent avec les motivations principales citées par les agriculteurs pour supprimer le labour : gagner du temps, faciliter l'organisation du travail, réduire les charges de mécanisation.

En conclusion, l'enquête Agreste montre que les parcelles avec suppression définitive et continue du labour sont encore peu nombreuses. De plus, la suppression du labour est loin de signifier suppression totale du travail du sol dans la majorité des parcelles : la part du semis direct reste très faible (moins de 5% des surfaces en grande culture en 2011).

### 3.8.1.4. Effets de l'abandon du labour sur le stockage du carbone

#### Analyse critique de la littérature scientifique

Bien qu'il existe de très nombreuses publications qui ont comparé les stocks de carbone du sol en fonction des modalités de travail du sol, il reste des divergences importantes dans les résultats. Ces divergences résultent de la diversité des conditions dans lesquelles sont faits les essais (conditions climatiques, types de sol, modalités de travail du sol comparées) mais également des difficultés méthodologiques de mesure des stocks de carbone. Sur le plan méthodologique, on peut relever les problèmes suivants :

1. l'absence de mesure de la masse volumique ;

2. l'insuffisante profondeur de sol considérée ;

3. l'existence de variations dans la rotation des cultures entre traitements de travail du sol ;

4. le calcul du stock à profondeur constante et non à masse de sol équivalente ;

5. l'insuffisante durée de différentiation ;

6. l'absence de suivi dans le temps (incluant le temps 0).

Les méta-analyses récentes (Angers et Eriksen-Hamel, 2008 ; Luo et al., 2010 ; Virto et al., 2012 ; Meurer et al., 2018) ont tenté de surmonter les problèmes 1 à 5 en appliquant des critères de tri aux études publiées. Malgré cela, il subsiste une grande variabilité dans les résultats qui résulte sans doute de la variabilité spatiale des mesures. Il est remarquable de constater qu'aucune relation significative n'a été trouvée entre le stockage dans la couche 0-30 cm après l'abandon du labour et la durée de l'expérimentation, à l'exception de l'étude d'Angers et Eriksen-Hamel (2008) qui trouvent une relation faible, alors que c'est précisément une relation linéaire qui est attendue. Seules quelques études ont tenté une approche diachronique (suivi dans le temps) : leurs résultats montrent la difficulté d'isoler la variabilité temporelle de la variabilité spatiale et concluent à l'absence de stockage (Dimassi et al., 2014).

#### Effets du travail du sol sur les stocks et la répartition du carbone dans le profil

L'effet principal porte sur la partie supérieure du sol, entre 0 et 10 cm. Lorsque l'on compare le semis direct (NT) avec les itinéraires comprenant un travail intense (appelé HT dans l'étude d'Haddaway et al. 2017) ou un labour, la concentration en SOC dans l'horizon 0-10 cm est plus importante en NT. Cet effet se retrouve dans la quasi-totalité des études.

En dessous de 10-15 cm, la concentration en carbone organique du sol est équivalente ou plus faible en semis direct. L'étude d'Haddaway et al. (2017) ne montre pas d'effet significatif de l'arrêt du labour sur la teneur en C de la couche 15-30 cm, en raison d'une forte hétérogénéité des résultats. Par contre les études d'Angers et Eriksen-Hamel (2008, Figure 3.8.1-2) ou de Luo et al. (2010) montrent que la concentration entre 15 et 40 cm est plus faible en semis direct que lorsqu'on retourne le sol.

Lorsque l'on compare les systèmes avec travail du sol superficiel (différents du semis direct car comprenant une fragmentation sans retournement en surface sur une profondeur variable) aux systèmes avec labour, on retrouve après une durée suffisamment longue, une concentration plus élevée en surface (0-10 cm), comme précédemment (Luo et al., 2010). L'étude d'Haddaway et al. fait ressortir une concentration plus faible en carbone organique dans l'horizon 15-30 cm, la différence étant d'autant plus importante que la teneur d'origine en carbone est élevée.
<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Fig. 1. Relative change in soil organic C content under no-till (NT) compared with full-inversion (FIT) as a function of soil depth. Data were generally not normally distributed (seven layers out of 10). The *P* values for the log-transformed data [log(ratio + 1)] were <0.001 for the 1- to 5- and 21- to 25-cm soil layers, 0.02 for the 6- to 10-cm layer, 0.01 for the 31- to 35-cm layer, and not significant (*P* > 0.05) at other depths. Large filled squares represent the geometric mean.</figcaption></figure>

**Figure 3.8.1-2.** Effet de la transition d'un système avec labour (FIT pour Full inversion Tillage) vers un système en non-labour (NT pour No Tillage) sur la concentration en Carbone du sol à différentes profondeurs. (Angers et Eriksen-Hamel, 2008)

Enfin la comparaison entre systèmes avec travail superficiel et systèmes en semis direct montre une concentration plus élevée en carbone dans l'horizon 0-30 cm (l'écart étant toutefois en général plus faible qu'entre travail superficiel et labour) et pas de différence dans l'horizon 15-30 cm.

Dans la majorité des études, il n'y a plus de différence de concentration entre types de travail du sol au-delà de 40 cm de profondeur.

En conclusion, la conversion d'un système avec labour (ou un travail profond énergique) vers un système reposant sur le semis direct strict entraîne toujours un enrichissement en carbone de la couche superficielle du sol (0-10 cm) et conduit le plus souvent à une diminution de la teneur en carbone de la couche sous-jacente (15-30 cm). Au total, **la conversion d'un système avec labour vers un système reposant sur le semis direct conduit, selon les auteurs, à un maintien ou à une augmentation du stock de carbone dans l'horizon 0-30 cm**

Les quatre méta-analyses les plus récentes donnent une valeur moyenne de stockage de +4,9 tC/ha (Angers et Eriksen-Hamel, 2008), -0,2 tC/ha (Luo et al., 2010), +3,4 tC/ha (Virto et al., 2012, ou 1,74 tC/ha si l'on retire une valeur peu fiable de la base de données de cet article) et +4,2 tC/ha (Meurer et al., 2018, mais cette analyse comprend des prélèvements sur 0-15 cm également). Compte tenu de la durée moyenne des études, la vitesse moyenne de stockage est respectivement de 0,30 (± 0.43), -0,02 (± 0.18), +0,11 (± 0.90) et +0,24 (± 0.11) tC/ha/an. Ces valeurs sont très inférieures à l'estimation de West et Post (2002) : 0,57 tC/ha/an, mais proches de la valeur avancée par Arrouays et al., 2002 : 0,20 ± 0,13 tC/ha/an. La méta-analyse de Luo et al (2010) est la seule qui ait considéré une profondeur de calcul égale ou supérieure à 40 cm.

**Dès que le sol est travaillé superficiellement, l'écart diminue.** La différence calculée par Meurer et al. (2018) entre systèmes de travail du sol d'intensité intermédiaire et système avec labour est de 3,2 ± 1,5 tC/ha dans l'horizon 0-30 cm. En revanche, la conversion du travail superficiel au semis direct n'entraîne pas d'augmentation significative du stock de carbone de l'horizon 0-30 cm et a fortiori de l'ensemble du profil. **Enfin, lorsque l'ensemble du profil de sol est considéré (0-150 cm) on n'observe pas d'accroissement du stock de carbone en supprimant le labour.** Il faut toutefois noter que le nombre d'études portant sur la totalité du profil est très faible.

## Effet du climat sur le stockage de carbone en non-labour

La méta-analyse d'Haddaway et al. (2017), comme les méta-analyses antérieures (Angers et Eriksen-Hamel, 2008; Luo et al., 2010; Virto et al., 2012), ne fait pas ressortir d'effet significatif du climat sur la différence de stockage entre semis direct et labour; tout juste fait-elle apparaître un effet de la latitude, mais qu'il est difficile d'interpréter comme un effet du climat. Pourtant plusieurs études ont constaté une augmentation du stockage additionnel en climat sec en semis direct et, à l'inverse pas de différence voire une concentration plus faible en profondeur sous
NT en climat humide. Ainsi, Janzen et al. (1998) montrent une accumulation plus importante de carbone en semis direct dans le sol en climat semi-aride froid du centre du Canada (Prairies arides). Vandenbygaart et al. (2002) montrent qu'après 15 ans de NT on observe une concentration plus faible en carbone dans la plupart des sites observés (76%) par rapport au traitement labouré dans une région de l'Ontario au climat humide. Ces résultats sont confirmés par des observations en climat sec du Sud de l'Europe (Álvaro-Fuentes et al., 2008) où l'on observe une plus forte accumulation de carbone en NT. Ils sont aussi confirmés par l'analyse diachronique de Boigneville, sur une période de 40 ans, qui montrent que le stockage additionnel en Nt se produit en année sèche et qu'un déstockage se produit en année humide, montrant ainsi la réversibilité du stockage (Dimassi et al., 2014; Figure 3.8.1-3). L'étude de Blanco-Moure et al. (20134) citée par Dimassi et al. (2014) nous permet d'estimer, pour les sites espagnols en climat semi-aride un taux de stockage additionnel de 0,23 t C/ha/an (moyenne de 3 sites sur 19 ans).

L'effet de la conversion au semis direct semble donc plus important en climat sec (semi-aride à aride). En climat tempéré humide de l'Est du Canada et de la Scandinavie, le stockage additionnel est très peu important (Angers et al., 1997 ; Singh et al., 2015). Ces conclusions sont confirmées en conditions du Nord de la France (Dimassi et al., 2013, 2014 ; Vitte et al., 2018), de la Belgique (Van den Putte et al., 2012 ; Hiel et al., 2018) et de la Suisse (Hermle et al, 2008).

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Dimassi et al. 2014</figcaption></figure>

<caption>**Figure 3.8.1-3.** Effet du climat sur le stockage relatif additionnel quand on passe du labour au non-labour (NT = semis direct (no tillage) ; FIT = labour (full inversion tillage)).</caption>

## Conclusion

Le fait principal qui ressort de cette étude bibliographique est la très forte variabilité des estimations de variation de stock, suivant les études (e.g. Àlvarez et al. 1998; VandenBygaart et al. 2003; Gregorich et al. 2005; Liebig et al. 2005; Puget et Lal, 2005 ; Zinn et al. 2005). Plusieurs raisons expliquent cette variabilité. Parmi les principales, il y a les méthodes employées. L'épaisseur de sol considérée varie d'une étude à l'autre et toutes ne procèdent pas à une comparaison à masse de terre égale (Ellert et Bettany, 1995) ; les techniques de travail du sol regroupées sous le terme « non-labour » ne sont pas toujours définies de la même façon ; enfin, le stockage du carbone est un processus très « site dépendant » et la texture du sol (Campbell et al., 1996) ou le climat jouent sur la dynamique de stockage, même si les revues de Virto et al., (2012), de Luo et al. 2010, et d'Haddaway et al. (2017) ne mettent pas en évidence d'effet du climat ou de la texture sur le stockage. Cependant, plusieurs études ponctuelles de longue durée suggèrent un effet positif plus important sur le stockage additionnel en climat sec ou semi-aride qu'en climat froid et humide.

Certains auteurs (e.g. Virto et al., 2012) mettent en avant la quantité de carbone entrant dans le sol, différente entre labour et non-labour : dans certains cas, le rendement est plus élevé en non-labour, particulièrement en conditions sèches (e.g. So et al., 2009). Dans ce contexte en effet le stock d'eau est mieux préservé lorsque le labour n'est plus pratiqué. Cela peut expliquer le stockage plus important. Dans d'autres cas au contraire, le rendement est plus faible en non-labour (Wang et al., 2006). Les auteurs avacent alors que l'entrée dans le sol d'une quantité plus faible de carbone compense la diminution de la minéralisation liée à la non-fragmentation et au moindre
mélange entre la terre et les résidus en non-labour. Les déterminants biophysiques de la variabilité des taux de stockage de C additionnel restent donc pour partie inexpliqués.

### 3.8.1.5. Effets de l'abandon du labour sur les émissions de N₂O et sur la réduction des émissions de CO₂ liée à l'économie de carburant

Pour un bilan complet du rôle joué par le travail du sol dans la contribution de l'agriculture à la lutte contre l'augmentation de l'effet de serre, il importe de considérer aussi l'effet de l'abandon du labour sur les émissions de N₂O et sur le CO₂ épargné grâce à la moindre consommation d'énergie fossile en non-labour.

Concernant l'émission de N₂O, le travail du sol joue sur plusieurs variables déterminantes pour le processus de dénitrification (compacité du sol, régime hydrique, régime thermique, disponibilité en carbone et en azote...). Le régime hydrique est le facteur le plus important, rendant les sols peu drainants particulièrement exposés au risque d'une dénitrification accrue en non-labour, (même si dans les sols les plus hydromorphes, la dénitrification conduit à la production de N₂ - Ball et al., 2008 ; Rochette 2008, Almaraz et al. 2009). Six et al., (2004) ont observé, sur un essai de longue durée, une émission de N₂O plus forte en non-labour durant les 10 années ayant suivi l'abandon de la charrue et, à l'inverse, une dénitrification plus faible au bout de 20 ans. Ces auteurs attribuent ce résultat aux changements de l'état structural du sol, devenu plus poreux et plus drainant du fait de l'activité biologique après de nombreuses années de non-labour. Regina et Alakukku (2010) attribuent leurs observations d'une dénitrification accrue en semis direct sur six sols de Finlande à l'augmentation des populations de vers de terre (ces organismes produisant du N₂O) mais également à la concentration plus forte de C et de N dans les horizons de surface. Mais, face à ces résultats obtenus plutôt en climat humide sur des sols lourds, d'autres travaux montrent que dans les sols aérés et en climat sec l'incidence du semis direct est faible amenant même, dans certaines situations, moins de dénitrification en semis direct qu'en labour (Rochette, 2008). La méta-analyse de van Kessel et al. (2013) conclut à une absence d'émissions additionnelles en non-labour en moyenne, mais avec une très forte variabilité. La méta-analyse de Shan et Yan (2013) montre que la présence d'un mulch végétal, qui est favorisée en semis direct, accroît fortement les émissions de N₂O. Enfin Almaraz et al., (2009) rapportent qu'un enfouissement de résidus de légumineuses par le labour conduit à des émissions plus fortes de N₂O qu'en semis direct, ce qui renforce l'intérêt d'inclure des légumineuses dans la rotation quand on abandonne le labour.

A l'évidence, la consommation d'énergie fossile est moindre en non-labour. Mais la réduction dépend beaucoup du type de sol, du nombre d'opérations de reprise, de la profondeur de labour... Ainsi les estimations d'économie de fuel varient beaucoup. Soane et al., (2012) dans leur revue des études sur le sujet, montrent que l'économie de carburant réalisée en passant du labour au semis direct va de 50 à 84 %, selon les conditions des essais. Tebrügge (2001) estime que l'adoption du semis direct sur 40 % des surfaces cultivées en Europe pourrait conduire à une réduction des émissions de CO₂ de 4,2 Mt par an, uniquement par l'économie de fuel réalisée.

### 3.8.1.6. Freins à l'adoption du semis direct

Les conclusions du paragraphe 1.4 conduisent à considérer le semis direct strict comme pratique de travail du sol potentiellement stockante dans certaines conditions. Les autres TCSL n'induisant pas de stockage suffisamment significatif, même dans l'horizon 0-30 cm. Mais cette pratique reste pour l'heure très limitée. Les freins à l'adoption du semis direct strict en Europe ont été analysés dans la revue de Soane et al. (2012) et sont évoqués dans Carter (2017) pour les agroécosystèmes en climat tempéré. Ces freins sont d'ordres agronomiques et économiques.

Sur le plan agronomique, la préoccupation première porte sur l'impact de l'adoption du semis direct sur le rendement.

Les études d'envergure sur l'impact du semis direct strict sur le rendement sont très rares (Pittelkow, 2015a, 2015b). L'enquête Agreste porte sur l'impact des techniques sans labour dans leur ensemble. En climat tempéré, cet impact (qui affecte la production de biomasse susceptible de retourner au sol) est faible : de 0 à -5% environ pour un passage du labour au semis direct en fonction des cultures. Paradoxalement, les cultures de printemps sont un peu moins sensibles que celles d'automne (hors colza) dans les résultats Agreste 2011 (respectivement +2,4 q/ha et +4,2 q/ha en labour). La variabilité de ces résultats est cependant forte entre types de sol et il faut les considérer avec beaucoup de prudence. Ainsi, la pratique du semis direct sur des sols limoneux hydromorphes est plus limitante pour le rendement que dans les sols argilo-calcaires.
Vient en second lieu le problème posé par la gestion des adventices. Sans surprise, on relève en TCSL un emploi plus important de traitements herbicides, que ce soit pour la destruction des couverts intermédiaires ou pour le contrôle des adventices. Cela est confirmé en France par l'analyse des résultats Agreste 2011. La comparaison des différents IFT (Indice de Fréquence de Traitement) dans cette enquête montre qu'en non-labour il y a 0,04 point de plus pour le traitement des couvertures intermédiaires ; 0,37 point supplémentaire pour la gestion des adventices et 0,17 point en plus lié à l'emploi du glyphosate. Par contre on observe une consommation d'engrais et un IFT hors herbicide un peu plus élevés en labour. Il y a tout lieu de considérer que le problème de gestion des adventices est plus ardu encore lorsque l'on supprime complètement tout travail du sol.

Enfin, le troisième problème est la réussite de l'implantation des cultures, toujours plus délicate en semis direct où le semis se fait sur un sol encombré, souvent moins drainant et sans préparation d'un lit de semences (hors la ligne de semis). Cela est tout particulièrement vrai pour les cultures de printemps.

Sur le plan économique le passage du labour au semis direct strict signifie le plus souvent un changement complet de l'équipement pour l'implantation des cultures avec l'achat d'un ou de plusieurs semoirs spécialisés voir de matériel spécifique pour la gestion des couverts lorsque ceux-ci sont adoptés avec le semis direct. Cet achat implique un investissement conséquent, mais aussi un changement assez radical du système de culture (adoption de couverts permanents, modification des successions de culture, des dates d'intervention, modification du programme de désherbage). C'est donc un changement de rupture qu'il faut mettre en place dans le système de production, ce qui n'est pas le cas avec le passage à des formes intermédiaires de non-labour, où le plus souvent l'agriculteur dispose déjà du matériel nécessaire pour effectuer les opérations d'implantation des cultures.

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## 3.8.2. Le retour au sol des résidus de cultures

Auteur : Safya Menasseri

Principaux enseignements de cette section :

* En France les possibilités d'accroissement des stocks de C par les résidus de culture sont faibles car la majorité des résidus sont déjà restitués au sol, directement ou indirectement (fumiers).

* Par rapport à une pratique de référence basée sur l'exportation hors parcelle des résidus aériens, le retour au sol permet un stockage additionnel de C très variable, en moyenne de 0,21 tC/ha/an en agriculture conventionnelle et en milieu tempéré.

* Ce stockage additionnel peut être nul dans certains cas.

* La contribution des racines (biomasse et rhizodéposition) au stockage du carbone est plus importante que celle des résidus aériens.

* La contribution des résidus de culture aériens au stockage du carbone dépend surtout de la quantité de biomasse produite et donc des rendements.

* Le retour au sol des résidus de culture aériens, en totalité ou partie, a aussi des effets positifs sur la qualité du sol et la prévention du risque d'érosion.

### 3.8.2.1. Introduction : Quantification et caractérisation des résidus de culture et des pratiques de gestion associées en France

Dans les systèmes de grandes cultures, les résidus de culture représentent la part de la biomasse végétale qui reste au sol après la récolte. Elle constitue la première et plus importante source de carbone restituée au sol (Tisdale et al., 1985, dans Turmel et al., 2015). Le maïs, le blé, le sorgho et le riz sont les cultures céréalières qui produisent le plus de biomasse dans le monde, du fait des surfaces qu'elles occupent (Blanco-Canqui et Lal, 2009) et sont ainsi bien documentées. En France, les résidus de culture proviennent principalement, et par ordre d'importance, des céréales d'hiver (principalement blé d'hiver), du maïs grain, mais aussi des cultures de colza, tournesol et betterave sucrière. Les quantités produites pour ces cultures (représentant 71% de la surface cultivée, hors prairies, vignes, vergers) sont indiquées dans le Tableau 3.8.2-1.

<table><caption>**Tableau 3.8.2-1.** Quantités de résidus de culture produites par espèce et type de résidus en France (Ademe, 20131), (1) directement restituées et (2) indirectement restituées (une partie de la paille de blé est utilisée pour la litière des animaux) et type de travail du sol associé (Labour, Travail superficiel (TS), Semis Direct (SD)).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Type de résidus</th><th rowspan="2">Surface (Mha)</th><th rowspan="2">Production (tMB/ha)</th><th rowspan="2">Production (tMS/ha)**</th><th colspan="2">Production restituée au sol (MtMS)</th><th colspan="3">% travail du sol associé</th></tr><tr><th>(1)</th><th>(2)</th><th>Labour</th><th>TS</th><th>SD</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Céréales d'hiver</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>56.7</td><td>44*</td><td>1.3</td></tr><tr><td>Paille</td><td>7.5</td><td>3.9</td><td>3.4</td><td>15.2</td><td>10.7</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Menue-Paille</td><td></td><td></td><td>1.4</td><td>10.6</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Chaume</td><td></td><td></td><td>2.0</td><td>15.0</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Racine</td><td></td><td></td><td>2.0</td><td>15.0</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><strong>Maïs grain</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>84</td><td>15.8</td><td>0.2</td></tr><tr><td>Canne</td><td>1.6</td><td>3.3</td><td>1.8</td><td>2.8</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Racine</td><td></td><td></td><td>1.4</td><td>2.1</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><strong>Colza</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>52.7</td><td>51*</td><td>0.4</td></tr><tr><td>Paille</td><td>1.5</td><td>2.1</td><td>0.7</td><td>1.0</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Menue-Paille</td><td></td><td></td><td>2.9</td><td>4.6</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Racine</td><td></td><td></td><td>0.6</td><td>0.9</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><strong>Tournesol</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>75.3</td><td>25*</td><td>0.2</td></tr><tr><td>Tige</td><td>0.7</td><td>2.6</td><td>2.6</td><td>1.8</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Racine</td><td></td><td></td><td>0.5</td><td>0.4</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td><strong>Betterave</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>84.8</td><td>15.2</td><td>0</td></tr><tr><td>Fane</td><td>0.4</td><td>30.0</td><td>4.8</td><td>1.9</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody><tfoot><tr><td><strong>TOTAL</strong></td><td>11.7</td><td></td><td></td><td>71.1</td><td>10.7</td><td></td><td></td><td></td></tr></tfoot></table>

<footnote>* source Agreste. ** Le taux de MS considéré est de 88% pour la quasi-totalité des résidus et de 16% pour les fanes de betteraves.</footnote>
Ces retours au sol représentent une restitution moyenne annuelle de 6 tMS.ha⁻¹ et 2,7 tC.ha⁻¹. Ils sont constitués des organes végétaux non récoltés qui diffèrent selon les espèces cultivées. Les restitutions obligatoires composées des racines et produits issus de la rhizodéposition, des chaumes qui sont les bas des tiges (blé, orge, maïs, colza, tournesol), des « menues pailles »<fnref n="15" /> (débris laissés au champ lors de la récolte : paille hachée, balles, barbes...) (blé, orge) peuvent présenter jusqu'à 70% des restitutions totales (Buysse et al., 2013). Ainsi, même pour les cultures dont les parties aériennes sont toutes exportées, les restitutions de carbone au sol ne sont pas nulles. Par exemple, pour le maïs ensilage qui est une culture fourragère dont les tiges sont exportées, et qui occupe une surface équivalente à celle du maïs grain, les restitutions de carbone (chaumes + racines) seraient de l'ordre de 0,27 à 1,5 tC.ha⁻¹ (Ghafoor et al., 2017).

Les résidus de culture qui peuvent être récoltés pour être valorisés dans différentes filières (litière et alimentation des animaux, énergie...) sont considérés comme des restitutions facultatives : pailles, cannes et rafles (maïs grain), feuilles et gousses (colza), fanes (betterave). La valorisation actuelle majoritaire des pailles de céréales exportées est, en France, la litière des animaux (12 Mt MB de paille dont 80% pour l'élevage bovin qui produit 68,7 Mt de fumier de bovin), les autres filières étant marginales (Agreste, 2011 ; Ademe, 2013 ; Deugeurce et al., 2016). Le retour au sol se fait de manière indirecte, via le fumier ainsi produit (voir section sur les apports de C exogènes).

Les équations classiquement utilisées pour estimer les quantités de carbone apportées au sol par les résidus de culture sont présentées dans l'Encadré 3.8.2-1.

### Encadré 3.8.2-1. Equations de calcul classiquement utilisées pour estimer la quantité de carbone restituée au sol par les résidus de culture

La production de résidus de culture peut être estimée selon l'équation (1) pour la quantité de C contenu dans les tissus de la biomasse aérienne (hors produit récolté), l'équation (2) pour la quantité de C contenu dans les tissus de la biomasse racinaire et l'équation (3) pour le carbone issu de la rizhodéposition (Bolinder et al., 2007). Celle-ci dépend du rendement R, de l'indice de récolte (IR) et des indices de répartition du carbone entre la biomasse aérienne et souterraine (BA/BR) et d'émission de carbone par rizhodéposition YE. Les valeurs attribuées à ces variables dépendent des espèces végétales mais aussi des variétés, des systèmes de cultures et des conditions environnementales pouvant occasionner des stress biotiques et abiotiques. Elles dépendent aussi des profondeurs considérées pour quantifier les racines dans les différentes études (Johnson et al., 2006).

$$ \text{Qté C dans la biomasse aérienne (t.ha}^{-1}.\text{an}^{-1}) = 0.45 * R * [(1/IR)-1] \quad (R = \text{rendement t.ha}^{-1}.\text{an}^{-1}) \quad [\text{eq (1)}] $$

L'indice de récolte est égal au rapport entre le rendement sec en grains et le rendement en biomasse aérienne totale (paille+grain).

$$ \text{Qté C racinaire (t.ha}^{-1}.\text{an}^{-1}) = (0.45 * R) / ((\text{BA/BR})*\text{IR}) \quad [\text{eq(2)}] $$

$$ \text{Qté C issue de la rhizodéposition} = (0.45 * R * YE) / ((\text{BA/BR})*\text{IR}) \quad [\text{eq(3)}] $$

Considérons l'application numérique suivante : si on considère les rendements moyens du blé, obtenus en France, en 2007 et 2017 respectivement de 6,4 et 7,9 t.ha⁻¹ (Agreste, 2007 et 2017), une valeur d'indice de récolte de 0,45 (Warren Raffa et al., 2015), des valeurs de BA/BR et YE respectivement égales à 7,5 (le carbone présent dans les racines représente 13% de la production aérienne) et 0,65 (Bolinder et al., 2007), nous obtenons une différence de quantité de carbone restituée à l'échelle nationale (à surface égale entre les deux années) de +19% en 2017 en comparaison avec 2007 (Tableau 3.8.2-2). Ainsi, selon les années et les rendements obtenus, les quantités de carbone restituées varient significativement.

<table><caption>Tableau 3.8.2-2. Quantités de carbone C dans la biomasse aérienne (BA), racinaire (BR), émis par rhizodéposition (Rhiz) et total C-Total (= (C-BA+C-BR+C-Rhiz) * Surface Blé), calculées à partir des rendements moyens du blé de 2007 et 2017 (source : Agreste) et des équations (1), (2) et (3).</caption><thead><tr><th>Année<sup>1</sup></th><th>C-BA (T.ha-1)<sup>1</sup></th><th>C-BR (T.ha-1)<sup>1</sup></th><th>C-Rhiz (T.ha-1)<sup>1</sup></th><th>C-Total (T.ha-1)<sup>1</sup></th><th>C-Total-MT<sup>1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td>2007<sup>1</sup></td><td>3.2<sup>1</sup></td><td>0.8<sup>1</sup></td><td>0.5<sup>1</sup></td><td>4.5<sup>1</sup></td><td>34<sup>1</sup></td></tr><tr><td>2017<sup>1</sup></td><td>3.9<sup>1</sup></td><td>1.0<sup>1</sup></td><td>0.6<sup>1</sup></td><td>5.6<sup>1</sup></td><td>42<sup>1</sup></td></tr></tbody></table>

<footnote n="15">¹⁵ Les menues pailles ont longtemps été des restitutions obligatoires, alors qu'elles sont depuis quelques années récoltées dans certaines exploitations pour gérer la flore adventice et sont utilisées comme co-produit pour l'élevage ou l'énergie.</footnote>
Lorsque les résidus de culture sont restitués, ils sont principalement incorporés au sol, le semis direct étant une pratique de travail du sol très peu répandue (Tableau 3.8.2-1). L'incorporation des résidus varie en fonction du mode de travail du sol. Les résidus sont enfouis sur une profondeur de 25 cm sans broyage préalable (labour) ou sur une profondeur de 10-15 cm après un broyage des résidus (travail superficiel). Ainsi le contact sol-résidus et la profondeur de sol concernée par la restitution de ces résidus est variable.

La teneur en carbone de tous ces types de résidus de culture varie peu autour d'une valeur de 450 mg C. g⁻¹ MS. Leur teneur en azote et leurs composantes biochimiques (soluble, cellulose, hémicellulose, lignine) sont, en revanche, variables en fonction de l'espèce, de l'âge de la culture au moment de la récolte, du type d'organe (tige, racine, feuille, rafle, gousse) (Tableau 3.8.2-3). Les pratiques de fertilisation influencent la qualité biochimique des organes récoltés (Tableau 3.8.2-3). Des tiges de colza bien alimentées en azote (N) sont plus riches en N avec un taux de lignine moins élevé que celles qui ont subi un stress azoté (Trinsoutrot et al., 2000).

<table><caption>**Tableau 3.8.2-3.** Composition biochimique (fractions Van Soest soluble (SOL), hemicellulose (HEM), cellulose (CEL), lignine (LI) en % MS) de résidus de culture aériens de différentes cultures.</caption><thead><tr><th>Espèce</th><th>Organe</th><th>%C</th><th>N</th><th>C/N</th><th>SOL</th><th>HEM</th><th>CEL</th><th>LI</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Blé</td><td>Tige</td><td>44.7</td><td>0.4</td><td>112</td><td>9</td><td>27</td><td>52</td><td>6</td><td>Abiven et al. 2005</td></tr><tr><td>Tige</td><td>-</td><td>-</td><td>109</td><td>8</td><td>27</td><td>51</td><td>14</td><td>Iqbal et al., 2013</td></tr><tr><td>Racine</td><td>41.7</td><td>0.6</td><td>69</td><td>17</td><td>42</td><td>33</td><td>8</td><td>Abiven et al., 2005</td></tr><tr><td>Maïs</td><td>Tige</td><td>-</td><td>-</td><td>158</td><td>39</td><td>19</td><td>31</td><td>10</td><td>Iqbal et al., 2013</td></tr><tr><td rowspan="2">Tournesol</td><td>Tige</td><td>-</td><td>-</td><td>161</td><td>18</td><td>17</td><td>48</td><td>13</td><td>Iqbal et al., 2013</td></tr><tr><td>Tige</td><td>-</td><td>-</td><td>72</td><td>28</td><td>16</td><td>44</td><td>11</td><td>Iqbal et al., 2013</td></tr><tr><td rowspan="4">Colza</td><td>Tige +N</td><td>44.5</td><td>1.43</td><td>31</td><td>37</td><td>20</td><td>34</td><td>8</td><td>Trinsoutrot et al., 2000*</td></tr><tr><td>Tige -N</td><td>45.2</td><td>0.35</td><td>129</td><td>25</td><td>18</td><td>42</td><td>15</td><td>Trinsoutrot et al., 2000*</td></tr><tr><td>Racine +N</td><td>44.5</td><td>1.99</td><td>22</td><td>31</td><td>26</td><td>26</td><td>17</td><td>Trinsoutrot et al., 2000*</td></tr><tr><td>Racine -N</td><td>43.6</td><td>1.1</td><td>40</td><td>27</td><td>19</td><td>32</td><td>23</td><td>Trinsoutrot et al., 2000*</td></tr></tbody></table>

Ces caractéristiques biochimiques déterminent leur potentiel « intrinsèque » de décomposition (Trinsoutrot et al., 2000 ; Nicolardot et al., 2001) et de transformation en carbone stable dans le sol (Robin, 1997 ; Lashermes et al., 2009). Dans ces approches, les résidus les plus riches en molécules récalcitrantes, comme la lignine, sont ceux qui contribuent le plus au stockage du carbone. Des efficiences de conversion du carbone des résidus de culture (biomasse aérienne+racines) en carbone stable du sol allant de 0,005 à 0,18 sont avancées par différents auteurs (Buyanovsky et Wagner, 1998 ; Rasmussen et Parton, 1994 ; Schlesinger, 1999 ; Duicker et Lal, 1999 ; Campbell et al., 2000 ; Gregorich et al., 2001 (cités par Richard et Gabrielle, Expertise Carbone 2002) ; Boiffin et al., 1986 ; Allmaras et al., 2004 ; Wilts et al., 2004 ; Hooker et al., 2005 ; Poeplau et al., 2015). Elles varient selon les espèces végétales et les organes ainsi que selon la durée des essais, les valeurs les plus faibles étant déduites de suivis sur de longues durées. Ces coefficients ne différencient pas le rôle des racines de celui de la biomasse aérienne. Sur le site long terme d'Ultuna (Suède), une étude menée sur 43 années de restitutions/exportations de paille sous mono-culture de blé (C3), suivies de 16 années de culture de maïs ensilage (C4) a permis de déterminer expérimentalement des coefficients de conversion du carbone de la paille de blé allant de 0,04 à 0,1 et des coefficients de conversion du carbone des racines du maïs ensilage, allant de 0,18 à 0,38, selon les conditions de fertilisation (Ghafour et al. 2017). L'ajustement d'un modèle mathématique sur des données de deux essais longue durée suivis en France par Plenet et al. (1993) aboutit à des valeurs de conversion du carbone de racines de maïs variables de 0,16 à 0,30 selon les types de sol. Ainsi, les coefficients de conversion de la biomasse racinaire peuvent être 2 à 3 plus importants que les coefficient de conversion de la biomasse aérienne (Rasse et al., 2005 ; Kätterer et al., 2011). Les molécules carbonées issues des racines se décomposent en effet plus lentement (Balesdent et Balabane, 1996) du fait de leur récalcitrance (Abiven et al., 2005) et des processus physico-chimiques de stabilisation auxquels elles sont soumises (Rasse et al., 2005).

Finalement, en accord avec la section 3.2, pour certains auteurs, la stabilisation du carbone issu des résidus de culture est déterminée par l'interaction avec la phase minérale du sol et l'occlusion dans les agrégats plutôt que par la qualité de la litière (Jones et al., 2015). Ces processus de stabilisation sont complexes et, dans le cas des résidus de culture, encore peu documentés.

<footnote>* Dans cette étude, il s'agit d'organes (tiges et racines) issus de colza fertilisé (+N) ou non (-N).</footnote>
### 3.8.2.2. Quantification du stockage de carbone dans les sols, associé à la restitution des résidus

De l'expertise carbone réalisée en 2002 (Richard et Gabrielle, 2002), il est ressorti que le potentiel de stockage de cette pratique varie entre 0,03 à 0,25 tC.ha⁻¹.an⁻¹. L'expertise cite la synthèse de Smith et al. (2000), qui, pour l'Angleterre aboutit à un potentiel de stockage de 0,33 tC. ha⁻¹. an⁻¹ pour un apport annuel de paille de 10 tMS.ha⁻¹.an⁻¹. Dans des études plus récentes il est toujours fait état d'un potentiel de stockage pouvant atteindre 0,35 tC.ha⁻¹.an⁻¹ (Minasny et al., 2017) dans les régions tempérées. Ce chiffre varie cependant selon les études. Powlson et al., (2008) avancent un ordre de grandeur de 0,21 tC. ha⁻¹.an⁻¹ pour des pailles de blé restituées à hauteur de 4,25 tMS.ha⁻¹.an⁻¹ sur une période de 100 ans, en Angleterre (sol limono-argileux) alors que Poeplau et al. (2017) citent un chiffre de 0,08 tC.ha⁻¹.an⁻¹ pour des cannes de maïs restituées à hauteur de 5 tMS.ha⁻¹.an⁻¹ pendant 40 ans en Italie (sol argilo-limoneux).

Plusieurs revues de la littérature ont récemment été réalisées, basées sur les augmentations de teneurs en carbone dans les sols (car toutes les études ne permettent pas de calculer un stock de carbone). Elles aboutissent à des augmentations moyennes inférieures à 10% (Powlson et al., 2011 ; Lehtinen et al., 2014) ou égales à 12% (Liu et al. 2014 ; Warren Raffa et al., 2015). Certaines études aboutissent à un stockage additionnel nul (Hansen et al., 2015) ou non significatif. De nombreuses raisons sont avancées pour expliquer cette variabilité de résultats, tant sur les concentrations que sur les stocks de carbone. Elles peuvent être classées en plusieurs catégories :

**La durée de l'étude et la méthode utilisée pour le suivi des évolutions des teneurs et stocks de carbone dans les sols :**

* Le calcul des stocks est basé sur la mesure de la densité apparente, propriété du sol hautement variable dans le temps et dans l'espace. Un plus faible potentiel de stockage, pouvant correspondre à l'erreur de quantification des stocks de carbone (Hansen et al. 2015), caractérise les régions tempérées.

* La profondeur de stockage considérée est variable.

* La durée des essais est variable depuis des durées de 3-5 ans jusqu'à des durées supérieures à 100 ans. La période à partir de laquelle l'effet d'une pratique peut être mise en évidence est généralement de 20 ans (IPCC, 2006), ce qui est confirmé par la méta-analyse portant sur l'effet de la restitution des pailles de blé menée par Lehtinen et al. (2014). Cependant pour certains auteurs, 12 (Liu et al., 2014), voire 7 années (Goids et van Wesemael, 2007) suffisent.

**Les conditions initiales dans lesquelles l'étude a été menée :**

* Dans certaines études, les quantités de carbone restituées sont faibles alors que les teneurs en MO initiales du sol sont élevées (Rasmussen et al., 1998 ; Campbell et al., 2000).

* Les sols ayant reçu des résidus de culture avant le début de l'étude, peuvent avoir atteint un état d'équilibre entre la stabilisation de ce qui entre et la minéralisation de la matière organique du sol ou un état de saturation en carbone du sol. Tout stockage additionnel lié à une poursuite des restitutions de résidus de culture, en quantités équivalentes, ne peut être que réduit (Paustian, et al., 1997) ou nul (Poeplau et al. 2017). Il se peut également qu'un « priming effect » lié à l'incorporation de matière organique fraîche contrebalance la stabilisation du carbone issu des résidus (Poeplau et al., 2015 ; Moreno-Cornejo et al., 2015).

* La texture du sol joue un rôle important dans la capacité du sol à séquestrer du carbone. L'augmentation des concentrations en carbone serait plus importante pour les sols riches en argile (>35%) que pour les sols moins riches (18-35%) (Lehtinen et al., 2014). Par ailleurs, la concentration en oxalates de Fe et d'Al extractibles, minéraux contribuant aussi à la constitution des complexes organo-minéraux (Van de Vreken et al., 2016), peut avoir un rôle plus important que la texture du sol.

**Les pratiques agricoles associées, travail du sol et fertilisation azotée :**

* Les études ont souvent été menées en conditions de travail du sol conventionnel, lequel favorise la décomposition et la minéralisation des résidus de cultures ce qui peut expliquer dans certains cas l'absence d'effet significatif de cette pratique sur le stockage du carbone (Van de Vreken et al., 2016). La décomposition des résidus est dépendante du contact résidus de culture-sol (De Neve et Hofman, 2000 : Herinksen et Breland, 2002) qui module la colonisation des résidus par les microorganismes, la décomposition de ces derniers mais aussi leur stabilisation par protection physique (Angers et Recous, 1997). Ainsi, des coefficients de conversion du carbone des résidus de maïs et de blé supérieurs sous semis direct (respectivement de 0,28 et 0,10) comparés au labour (respectivement de 0,11 et 0,08) ont été obtenus
(Allmaras et al. 2004 ; Duiker et Lal, 1999). En conditions de travail du sol réduit, des stockages additionnels de l'ordre de 0,25 à 0,30 tC.ha⁻¹. an⁻¹ ont été observés [sur 10 cm de profondeur, après 15 années de restitutions de 4 t de résidus.ha⁻¹.an⁻¹] (Lenka et Lal, 2013). Comparé à un stockage additionnel de 0,26 tC.ha⁻¹.an⁻¹ en labour, Allmaras et al. (2004), mettent en évidence un stockage additionnel de 0,91 tC.ha⁻¹.an⁻¹ sous semis direct [sur une profondeur de 30 cm, dans le Minnesota, pour une restitution annuelle de cанны de maïs en moyenne de 2,5 t.ha⁻¹.an⁻¹ dans un sol limoneux sur une période de 13 ans].

* La fertilisation impacte le stockage du carbone via différents processus complexes à appréhender aboutissant à des résultats contradictoires (Warren Raffa et al., 2015). En effet, elle impacte différemment la production de biomasse aérienne et la production de biomasse racinaire. Elle favorise l'augmentation de la biomasse aérienne restituée au sol ainsi que l'efficacité d'utilisation du carbone par les microorganismes du sol, et la diminution du priming effect (Dimassi et al., 2014) dans les sols où l'azote est limitant. Cependant, elle modifie les caractéristiques biochimiques des résidus de cultures (Tableau 3.8.2-3) et leur décomposition (diminution de la décomposition des résidus riches en lignine et stimulation de la décomposition des résidus riches en cellulose) (Stewart et al., 2015). Elle diminuerait le stockage du carbone en profondeur (Ghafour et al., 2017 ; Shahbaz et al., 2017). En conditions d'azote limitant, la plante investit dans les racines, ce qui se traduit par une allocation plus importante du carbone dans la biomasse racinaire (Nguyen et al., 2003). La relation entre intensité de fertilisation et rhizodéposition est moins claire. Dans le cas où des conditions limitantes en azote favoriseraient la rhizodéposition, la production de polysaccharides se trouverait stimulée (Hadas et al., 1998) et leur décomposition ralentie, ce qui contribuerait à une stabilisation des agrégats du sol (Le Guillou et al., 2011). Ainsi, Ghafour et al. (2017) et Lenka et Lal (2013), ne mettent pas en évidence d'effet global de la fertilisation sur le stockage du carbone lié au retour au sol de résidus de culture (aériens et souterrains).

La méta-analyse réalisée par Warren Raffa et al. (2015), à partir de 84 publications récentes issues de différentes régions du monde, couvrant différents systèmes de production, climats et types de sols, fait état d'une variabilité d'effet des pratiques de restitution de résidus de cultures aussi importante que l'augmentation observée des teneurs et renseigne sur la hiérarchisation des variables explicatives de cette variabilité, en climat tempéré : 1/ la quantité de résidus restituée, 2/ la gestion de ces résidus (travail du sol), 3/ la texture du sol, 4/ la fertilisation azotée (surtout dans les situations dans lesquelles l'azote limite la production). La Figure 3.8.2-1 récapitule les principaux mécanismes impliqués et les facteurs qui les contrôlent.

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 3.8.2-1.** Représentation schématique des variables et mécanismes principaux impliqués dans la contribution des résidus de culture (aériens et souterrains) au stockage du carbone dans les sols.</figcaption></figure>

### 3.8.2.3. Les autres effets des pratiques de gestion des résidus

#### Effets positifs

Les augmentations moyennes des teneurs en carbone citées ci-dessus s'accompagnent d'effets marqués sur les autres propriétés du sol. Par exemple pour une augmentation moyenne déduite de 176 publications scientifiques
de 12,8% en teneur en carbone du sol (n=345), liée à la restitution de paille de céréales, les augmentations moyennes de la biomasse microbienne, de la stabilité structurale et de l'azote disponible pour les cultures sont respectivement de 30,7% (n=119), 26.6% (n=50) et 11,3% (n=97) (Liu et al., 2014). A ce titre, de nombreux auteurs s'accordent sur le fait que, quels que soient les effets sur le stockage du carbone, la restitution des résidus de cultures au sol doit être maintenue.

Les résidus de culture incorporés au sol augmentent la température et l'aération du sol, créant ainsi un environnement favorable aux microorganismes du sol. Les effets sur les communautés de lombriciens sont variables selon les espèces présentes (Turmel et al., 2015). Que les résidus soient incorporés au sol ou laissés en surface, ils contribuent à une amélioration certaine de la structure du sol via l'augmentation de l'agrégation et de la stabilisation de la structure, la protection des agrégats vis-à-vis de l'impact des pluies et des risques de compaction et d'érosion associés (Turmel et al., 2015) et par voie de conséquence à une protection du carbone stocké. L'effet indirect sur l'augmentation de la stabilité structurale est le résultat de l'augmentation de carbone stable dans le sol (Bronick et al., 2005 ; Chenu et al., 2000) alors que sur le court terme, la restitution des résidus de culture stimule l'activité biologique du sol laquelle contribue à l'augmentation de la cohésion au sein des agrégats et la production de molécules hydrophobes (Chenu et al., 2000 ; Abiven et al., 2007 ; Cosentino et al., 2006 ; Le Guillou et al., 2011). Les racines améliorent la structure du sol, en fonction de leurs traits morphologiques (densité racinaire, diamètre des racines), leur potentiel de production d'exsudats et la composition de ces exsudats, et leurs traits biotiques (potentiel d'infection par les mycorhizes) (Bardgett et al., 2014).

Dans le cas particulier du semis direct, la restitution des résidus se fait alors en surface (mulch). Cette pratique permet dans certaines régions arides de protéger le sol de l'érosion alors que dans les régions tropicales où les températures et les humidités sont élevées, le mulch permet de réduire la vitesse de décomposition (en réduisant la température du sol) et de favoriser ainsi la stabilisation. Il peut également augmenter les risques d'accumulation d'eau en surface dans les régions à fortes pluviométries, ou au contraire une augmentation de l'évaporation de l'eau interceptée, préjudiciable à la production de biomasse, dans des régions à faibles pluviométries. Les résidus de culture laissés en surface diminuent la température du sol et impactent ainsi les conditions de croissance de la culture.

### Effets négatifs à prendre en considération

Si cette section est dédiée au stockage du carbone, une attention devrait être apportée aux émissions de N₂O. Une étude compilant les données acquises dans différents sites en Europe, montre qu'en climat tempéré, elles sont plus importantes quand les pailles sont restituées au sol (Lehtinen et al., 2014). Cette augmentation est mise en évidence dans les études menées sur quelques années (< 5 ans), et moins dans les études menées sur le long- terme (11-20 ans). Elle est accentuée dans les sols riches en argile et serait indépendante des conditions environnementales (Lehtinen et al., 2014).

Les résidus de culture laissés en surface peuvent de plus favoriser, selon les rotations, l'évolution d'un champignon (espèce Fusarium) à l'origine des mycotoxines dans les grains récoltés et altérer ainsi la qualité de la récolte (Dill- Macky et Jones, 2000 ; Blandino et al., 2010).

### 3.8.2.4. Conclusion : quelles possibilités d'accroissement des stocks de C par la gestion des résidus de culture ?

En France les possibilités d'accroissement des stocks de C par la gestion des résidus de culture sont faibles car la majorité des résidus sont déjà restitués au sol ou bien y reviennent sous forme de fumier. Localement une marge de progrès existe cependant, comme l'introduction de céréales d'hiver dans les rotations légumières très spécialisées. A hauteur de 20% de la surface cultivée en légumes en France, cela représenterait 201 168 tC.an⁻¹. Cette pratique permettrait également de diminuer les pertes de sols par érosion. Il est par ailleurs possible d'accroître le stockage en améliorant le facteur de conversion du carbone dans le sol de la biomasse aérienne et des productions racinaires, en réduisant le travail du sol, en diversifiant les rotations (introductions d'espèces végétales à systèmes racinaires développés et profonds), en intervenant sur la fertilisation azotée (augmentation ou diminution en fonction des contextes pédo-climatiques et de systèmes de culture), même si nous avons peu de recul sur l'efficacité de telles combinaisons. Pour avoir ce recul et préciser ce propos, des études expérimentales complexes permettant d'étudier et de quantifier de manière synchrone l'ensemble des mécanismes identifiés doivent être menées dans différents contextes pédoclimatiques.
Tous les auteurs s'accordent sur la nécessité de maintenir les pratiques de restitution des résidus de culture, pour l'entretien de la qualité des sols, l'amélioration de leur productivité et de leur fonctionnement et pour réduire les risques d'érosion (Powlson et al., 2008 ; Powlson et al., 2011). Ce point est important à prendre en considération dans le raisonnement du développement de nouvelles filières de valorisation des résidus de culture, telle que la méthanisation. Il est nécessaire de conserver une restitution au moins partielle des résidus de culture, la proportion devant être évaluée dans chacune des situations pédoclimatiques.

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### 3.8.3. Cultures intermédiaires et intercalaires

Auteur : Eric Ceschia

**Principaux enseignements de cette section :**

* Le stockage additionnel de C lié aux cultures intermédiaires (CI) dépend principalement de la biomasse produite, peu de leur nature.

* Il est en moyenne de 313 ± 313 kgC/ha/an pour les essais de plus de 5 ans. Un nouvel équilibre devrait cependant être atteint au bout de 50 ans.

* L'effet des CI sur les émissions de N₂O et autres émissions de GES est négligeable.

* Les effets biophysiques (effet albédo, température de surface, répartition des flux de chaleur) amplifient l'effet d'atténuation : l'effet albédo, à lui seul, représenterait à très court terme et à horizon 100 ans près de 20% et 170% de l'effet stockage de C des cultures intermédiaires, respectivement.

#### 3.8.3.1. Introduction

Nous définissons les cultures intermédiaires (CI) comme des cultures présentes entre deux cultures principales et dont l'intégralité de la biomasse est restituée au sol (Cultures Intermédiaires Pièges A Nitrate ou CIPAN, CI courts ou longs). Sont donc exclus de cette analyse les Cultures Intermédiaires à Valorisation Energétique (CIVE), les cultures relais (débordant sur la culture précédente ou suivante) ou les couverts permanents (présents en même temps que les cultures principales).

Diverses circulaires réglementent l'implantation des CI. Dans les « zones vulnérables », la directive "Nitrate" (n°91/676 du 12 décembre 1991 relative à la lutte contre le nitrate d'origine agricole) a imposé une généralisation de la couverture automnale des sols depuis 2012. Toutefois, il existe des dérogations pour les sols à fort taux d'argile, dans les situations de récolte tardive de la culture principale (ne permettant pas l'installation d'une culture intermédiaire), quand il peut y avoir substitution des CI par des repousses de précédents et dans des situations où la réalisation de faux semis est nécessaire (notamment en Agriculture biologique). En France, les dernières statistiques Agreste (2014) concernant ces pratiques datent de 2010. En hiver, 11% des surfaces en grandes cultures étaient couvertes avec des CIPAN, 2% en culture dérobée (valorisées en engrais verts ou comme alimentation d'un troupeau) et 4% avec une repousse du précédent (20% des surfaces restaient à nu et 63% étaient cultivées). Ces données permettent d'estimer qu'il serait techniquement possible d'implanter 2.6 millions d'hectares de CI supplémentaires en ne considérant que les intercultures d'hiver et qu'il serait possible d'allonger leur durée d'implantation dans la mesure où les CIPAN sont détruits précocement.

La capacité des CI à atténuer les changements climatiques sera évaluée ici, en considérant leur effet sur le stockage du carbone (C) dans les sols, mais aussi en prenant en compte les autres effets biogéochimiques et biogéophysiques liés à leur utilisation. Cette analyse des contributions biogéochimiques et biogéophysiques des CI au forçage radiatif net RFnet servira donc de base à une réflexion sur leur possible contribution à l'atténuation du changement climatique au-delà du seul effet stockage de C.

Concernant les cultures intercalaires (CIT) qui sont semées entre les rangs, voire sur les rangs des vignes ou de vergers, nous considérerons que les processus impliqués dans l'atténuation du changement climatique sont identiques à ceux des CI et qu'ils sont quantitativement similaires à ceux des CI à surface équivalente. Par manque de données, les repousses de précédents ne seront pas traitées dans cete section même si les processus d'atténuation sont identiques à ceux des CI et peuvent être d'intensité équivalente.

#### 3.8.3.2. Effet des cultures intermédiaires sur le stockage de carbone dans les sols agricoles

La séquestration de C dans les sols, associée à l'apport répété de matière organique via l'enfouissement des CI, représente le supplément de C stocké dans le sol résultant de cette pratique par rapport à la pratique de référence (sans CI). Elle a été étudiée soit lors d'incubations au laboratoire au cours desquelles on mesure les émissions de CO₂ issues des résidus de CI en décomposition, soit en conditions de champ dans des essais permettant de mesurer les variations de stocks de C organique du sol.
Les travaux en laboratoire indiquent que la contribution des résidus de CI à la séquestration de C dans le sol peut être conséquente car 1) la proportion de C issu des résidus de parties aériennes de CI qui se stabilise dans le sol est comparable à celle de résidus de végétaux mùrs (Jensen et al., 2005 ; Justes et al., 2009) et 2) l'apport relatif de biomasse racinaire par rapport à la biomasse aérienne est plus important pour les couverts jeunes (ex. les CI) que pour des cultures plus âgées (McDaniel et al., 2014), et son facteur de conversion est plus élevé (Balesdent et Balabane, 1996 ; Kätterer et al., 2011).

Concernant les expérimentations in situ, cette synthèse s'appuie pour l'essentiel sur les articles identifiés via les méta-analyses de Justes et al. (2013), de McDaniel et al. (2014), de Poeplau et Don (2015) ainsi que l'article de Lal (2015) et d'autres études récentes listées dans le Tableau 3.8.3-1. L'objectif étant d'évaluer un potentiel de stockage de C par les CI pour la France métropolitaine, nous n'avons retenu que les études relatives aux zones tempérées contrairement à Justes et al. (2013) et Poeplau et Don (2015)<fnref n="16" />. Les différences observées entre essais menés en zones tempérée et tropicale seront toutefois discutées. De plus, certaines informations ayant permis d'estimer l'effet des CI sur le stockage de C dans ces méta-analyses n'ont pu être retrouvées dans les articles sources et quand les densités apparentes manquaient pour pouvoir calculer le stockage de C, elles ont été estimées à partir de la relation établie par Poeplau et Don (2015) entre teneur en C organique dans le sol (en %) et densité apparente. Nous avons considéré au total 87 essais ou modalités (ayant entre 1 à 54 ans) dont 57 ayant plus de 5 ans comparant des systèmes de culture avec ou sans CI.

Comme dans les précédentes études de Justes et al. (2012) et Popleau et Don (2015), les résultats montrent que les CI conduisent généralement à un stockage additionnel de C (seuls 8% déstockent et 2% ne varient pas en climat tempéré) par rapport à une situation classique de « sol nu » durant l'interculture (Tableau 3.8.3-1). Ce stockage additionnel par rapport à la pratique de référence sans CI résulte d'un apport répété de matière organique via l'enfouissement des CI qui peut être très variable, avec des biomasses de CI comprise entre 0,2 et 14 tMS.ha⁻¹.an⁻¹ (estimation réalisée à partir des données recueillies par Allison et al. (2012) et Justes et al. (2012)). Sur une durée moyenne de 10 ans d'expérimentation, la présence répétée des CI (pas forcément chaque année), conduit à un stockage additionnel de 366 ± 459 kgC.ha⁻¹.an⁻¹ en climat tempéré. En ne retenant que les essais de plus de 5 ans, nous avons estimé que les CI menaient à un stockage de C de 313 ± 313 kgC.ha⁻¹.an⁻¹.

Ce stockage s'avère être très efficace puisque le facteur de conversion, 33 ± 10%, est similaire voire supérieur à celui des résidus de type paille de céréales (Justes et al., 2012). En climat tropical, les CI engendrent des stockages de C plus importants qu'en zone tempérée (506 vs 292 kgC.ha⁻¹.an⁻¹ ; Justes et al., 2012) principalement à cause des plus fortes productions de biomasse des CI permises par ces conditions climatiques. Le facteur de conversion est en revanche plus faible (17% contre 33% ; Justes et al., 2012).

Comme dans les précédentes méta-analyses nous n'avons pas pu analyser de manière précise (faute d'information suffisament précise) l'effet de la durée d'implantation des CI (entre la levée et la destruction) sur leur capacité à favoriser le stockage de C. Toutefois, sur la base des informations que nous avons pu recueillir concernant les itinéraires techniques (date de semis et de destruction, parfois approximatives) nous avons estimé que le stockage de C augmentait avec la durée d'implantation des CI selon la relation :

Stockage de C (en kgC.ha⁻¹.an⁻¹) = 76,3 * durée d'implantation des CI (en mois) avec un R² = 0,38.

Cet effet durée est probablement lié à la quantité de biomasse de CI produite au cours du temps. Béziat et al. (2009) et Ceschia et al. (2010) avaient aussi estimé que la réduction des périodes de sol nu pouvait favoriser la fixation nette annuelle de CO₂ par les parcelles en grandes cultures. Ainsi, une plus grande durée et/ou une plus grande fréquence de réalisation des CI permettrait de fixer davantage de CO₂ mais aussi de stocker davantage de C dans le sol.

Cette capacité des CI à favoriser le stockage de C dans le sol est toutefois limitée dans le temps. En utilisant le modèle RothC, Poeplau et Don (2015) ont estimé qu'un potentiel de stockage (asymptotique) à 16 700 kgC.ha⁻¹ pouvait être atteint au bout de 150 ans (tous climats confondus). 80% de ce stockage potentiel serait atteint au bout d'une 50ème d'années. Sur la base de simulations réalisées avec le modèles STICS sur 5 sites localisés dans le Sud Ouest de la France, Tribouillois et al. (2018) ont estimé un potentiel de stockage compris entre 2 500 et 8 000 kgC.ha⁻¹ avec un état d'équilibre atteint au bout de 34 à 45 ans. Si l'essentiel de l'effet stockage de C semble donc devoir être atteint une 50ème d'années après l'introduction des CI, la différence de potentiel de stockage entre ces deux études s'explique probablement par les différences de contextes climatiques considérées.

<footnote n="16">¹⁶ Toutes les études référencées dans Poeplau et Don (2015) n'ont pu être intégrées dans ce chapitre même si elles correspondaient à des climats tempérés car certains articles étaient rédigés en allemand.</footnote>
<table><caption>Tableau 3.8.3-1. Taux de séquestration du carbone issu des CI.</caption><thead><tr><th>Pays</th><th>Type de sol (WRB/US soil tax.)</th><th>Rotation de culture de rente</th><th>Couvert intermédiaire</th><th>Périodes d'observation (années)</th><th>Profondeur cm</th><th>Durée d'implantation du CI (estimée en mois)</th><th>Séquestration Kg C/ha/an</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>Canada</td><td>Regosol</td><td>Blé</td><td>Tréfle</td><td>30</td><td>15</td><td>-</td><td>113</td><td>Campbell et al., 1991</td></tr><tr><td>Canada</td><td>Orthic brown chernozem</td><td>Blé</td><td>Lentille</td><td>9</td><td>15</td><td>2.5</td><td>200</td><td>Curtin et al., 2000</td></tr><tr><td>Canada</td><td>Orthic brown chernozem</td><td>Blé</td><td>Lentille</td><td>9</td><td>15</td><td>2.5</td><td>156</td><td>Curtin et al., 2000</td></tr><tr><td>Canada</td><td>Rego humic gleysol</td><td>-</td><td>Orge</td><td>1</td><td>5</td><td>8</td><td>640</td><td>Hermawan &amp; Bomke, 1997</td></tr><tr><td>Canada</td><td>Rego humic gleysol</td><td>-</td><td>Seigle</td><td>1</td><td>5</td><td>8</td><td>400</td><td>Hermawan &amp; Bomke, 1997</td></tr><tr><td>Canada</td><td>Rego humic gleysol</td><td>-</td><td>Ray-grass</td><td>1</td><td>5</td><td>8</td><td>640</td><td>Hermawan &amp; Bomke, 1997</td></tr><tr><td>Denmark</td><td>Alfisol</td><td>Blé</td><td>Ray-grass</td><td>18</td><td>20</td><td>-</td><td>212</td><td>Thomsen &amp; Christensen, 2004</td></tr><tr><td>Denmark</td><td>Alfisol</td><td>Blé</td><td>Ray-grass</td><td>18</td><td>20</td><td>-</td><td>210</td><td>Thomsen &amp; Christensen, 2004</td></tr><tr><td>Denmark</td><td>Alfisol</td><td>Blé</td><td>Ray-grass</td><td>18</td><td>20</td><td>-</td><td>208</td><td>Thomsen &amp; Christensen, 2004</td></tr><tr><td>France</td><td>Haplic luvisol</td><td>Blé/orge/pois</td><td>Moutarde</td><td>16</td><td>28</td><td>3</td><td>63</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>France</td><td>Haplic luvisol</td><td>Blé/orge/pois</td><td>Moutarde</td><td>16</td><td>30</td><td>3</td><td>56</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>France</td><td>Dystric cambisol</td><td>Blé/mais</td><td>Ray-grass</td><td>14</td><td>30</td><td>6</td><td>307</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>France</td><td>Rendzina</td><td>Pois/blé/betterave</td><td>Radis</td><td>14</td><td>30</td><td>3</td><td>114</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>France</td><td>Rendzina</td><td>Pois/blé/betterave</td><td>Radis</td><td>14</td><td>23.5</td><td>3</td><td>143</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>France</td><td>Rendzina</td><td>Blé/orge/betterave</td><td>Radis</td><td>17</td><td>23.5</td><td>3</td><td>118</td><td>Constantin et al., 2010</td></tr><tr><td>Italy</td><td>Typic xerofluvent</td><td>Maïs</td><td>Mélange</td><td>15</td><td>30</td><td>6</td><td>80</td><td>Mazzoncini et al., 2011</td></tr><tr><td>USA</td><td>Fragiudalf</td><td>Maïs/soja</td><td>Mélange</td><td>15</td><td>30</td><td>-</td><td>80</td><td>Drinkwater et al., 1998</td></tr><tr><td>USA</td><td>Fragiudalf</td><td>Maïs/soja</td><td>Mélange</td><td>15</td><td>30</td><td>-</td><td>44</td><td>Drinkwater et al., 1998</td></tr><tr><td>USA</td><td>Kandiudult</td><td>Chanvre/tréfle/maïs</td><td>Chanvre/tréfle</td><td>3</td><td>2.5</td><td>2.5</td><td>444</td><td>Hubbard et al., 2013</td></tr><tr><td>USA</td><td>Kandiudult</td><td>Chanvre/sol nu/maïs</td><td>Chanvre</td><td>3</td><td>2.5</td><td>2.5</td><td>606</td><td>Hubbard et al., 2013</td></tr><tr><td>Japon</td><td>Loam</td><td>-</td><td>-</td><td>54</td><td>20</td><td>-</td><td>306</td><td>Ishikawa et al., 1988</td></tr><tr><td>USA</td><td>Aquic xerofluvent</td><td>Maïs ensilage</td><td>Seigle</td><td>6</td><td>30</td><td>6</td><td>418</td><td>Kuo et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Aquic xerofluvent</td><td>Maïs ensilage</td><td>Pois</td><td>6</td><td>30</td><td>6</td><td>283</td><td>Kuo et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Aquic xerofluvent</td><td>Maïs ensilage</td><td>Ray-grass</td><td>6</td><td>30</td><td>6</td><td>527</td><td>Kuo et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Aquic xerofluvent</td><td>Maïs ensilage</td><td>Vesce</td><td>6</td><td>30</td><td>6</td><td>273</td><td>Kuo et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Aquic xerofluvent</td><td>Maïs ensilage</td><td>Colza</td><td>6</td><td>30</td><td>6</td><td>228</td><td>Kuo et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic hapludult</td><td>Sorgho</td><td>Blé</td><td>3</td><td>20</td><td>6</td><td>323</td><td>McVay et al., 1989</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic hapludult</td><td>Sorgho</td><td>Tréfle</td><td>3</td><td>20</td><td>6</td><td>534</td><td>McVay et al., 1989</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic hapludult</td><td>Sorgho</td><td>Vesce</td><td>3</td><td>20</td><td>6</td><td>107</td><td>McVay et al., 1989</td></tr><tr><td>USA</td><td>Rhodic paleudult</td><td>Maïs</td><td>Blé + résidus maïs</td><td>3</td><td>20</td><td>7</td><td>1867</td><td>McVay et al., 1989</td></tr><tr><td>USA</td><td>Rhodic paleudult</td><td>Maïs</td><td>Tréfle + résidus maïs</td><td>3</td><td>20</td><td>7</td><td>2476</td><td>McVay et al., 1989</td></tr><tr><td>Suède</td><td>Eutric cambisol</td><td>-</td><td>Mélange</td><td>35</td><td>15</td><td>-</td><td>329</td><td>Poeplau &amp; Don, 2015</td></tr><tr><td>USA</td><td>Orthic luvisols</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Vesce</td><td>6</td><td>20</td><td>8</td><td>415</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Orthic luvisols</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Vesce</td><td>6</td><td>20</td><td>8</td><td>310</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Orthic luvisols</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Vesce</td><td>6</td><td>20</td><td>8</td><td>357</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Rhodic kandiupults</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Seigle</td><td>5</td><td>20</td><td>7</td><td>380</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Rhodic kandiupults</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Vesce</td><td>5</td><td>20</td><td>7</td><td>100</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Rhodic kandiupults</td><td>Tomate &amp; maïs</td><td>Tréfle</td><td>5</td><td>20</td><td>7</td><td>120</td><td>Sainju et al., 2002</td></tr><tr><td>Japon</td><td>Textute SCL</td><td>Asperges</td><td>Orge</td><td>3</td><td>15</td><td>-</td><td>87</td><td>Araki et al., 2012</td></tr><tr><td>Japon</td><td>Textute SCL</td><td>Asperges</td><td>Seigle</td><td>3</td><td>15</td><td>-</td><td>93</td><td>Araki et al., 2012</td></tr><tr><td>Japon</td><td>Textute SCL</td><td>Asperges</td><td>Blé</td><td>3</td><td>15</td><td>-</td><td>10</td><td>Araki et al., 2012</td></tr><tr><td>Espagne</td><td>petrocalcic calcisol</td><td>Asperges</td><td>Vesce/avoine</td><td>4</td><td>30</td><td>6</td><td>475</td><td>Garcia-Franco et al., 2015</td></tr><tr><td>Espagne</td><td>petrocalcic calcisol</td><td>Asperges</td><td>Vesce/avoine</td><td>4</td><td>30</td><td>6</td><td>50</td><td>Garcia-Franco et al., 2015</td></tr><tr><td>Espagne</td><td>petrocalcic calcisol</td><td>Asperges</td><td>Vesce/avoine</td><td>4</td><td>30</td><td>6</td><td>-550</td><td>Garcia-Franco et al., 2015</td></tr><tr><td>USA</td><td>Plinthic paleudults</td><td>Coton/Sorgho</td><td>Seigle/vesce</td><td>3</td><td>30</td><td>6</td><td>733</td><td>Sainju et al., 2006</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Silty loam</td><td>Concombre</td><td>Maïs récolté</td><td>3</td><td>20</td><td>4</td><td>397</td><td>Tian et al., 2010</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Silty loam</td><td>Concombre</td><td>Maïs enfoui</td><td>3</td><td>20</td><td>4</td><td>463</td><td>Tian et al., 2010</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Silty loam</td><td>Concombre</td><td>Haricots récoltés</td><td>3</td><td>20</td><td>4</td><td>30</td><td>Tian et al., 2010</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Silty loam</td><td>Concombre</td><td>Haricots enfouis</td><td>3</td><td>20</td><td>4</td><td>263</td><td>Tian et al., 2010</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Silty loam</td><td>Concombre</td><td>Chrysanthème/amaranthe</td><td>3</td><td>20</td><td>4</td><td>363</td><td>Tian et al., 2010</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Colza</td><td>28</td><td>15</td><td>-</td><td>54</td><td>Yang et al., 2013</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Vesce</td><td>28</td><td>15</td><td>-</td><td>-5</td><td>Yang et al., 2013</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Ray-grass</td><td>28</td><td>15</td><td>-</td><td>-4</td><td>Yang et al., 2013</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Ray-grass</td><td>23</td><td>20</td><td>-</td><td>150</td><td>Berntsen et al., 2006</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Seigle</td><td>10</td><td>30</td><td>-</td><td>470</td><td>Kuo and Jellum, 2000</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Ray-grass</td><td>10</td><td>30</td><td>-</td><td>270</td><td>Kuo and Jellum, 2000</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Vesce</td><td>10</td><td>30</td><td>-</td><td>200</td><td>Kuo and Jellum, 2000</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Seigle</td><td>10</td><td>25</td><td>-</td><td>700</td><td>Ding et al., 2006</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Seigle/vesce</td><td>10</td><td>25</td><td>-</td><td>460</td><td>Ding et al., 2006</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Seigle</td><td>30</td><td>15</td><td>-</td><td>150</td><td>Campbell et al., 2000</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Mélange</td><td>17</td><td>15</td><td>-</td><td>194</td><td>Campbell et al., 2007</td></tr><tr><td>Chine</td><td>Anthrosols</td><td>Riz</td><td>Mélange</td><td>37</td><td>15</td><td>-</td><td>360</td><td>Gerzabek et al., 1997</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic Endoaquolis</td><td>Maïs/soja</td><td>Seigle</td><td>3</td><td>25</td><td>7</td><td>-163</td><td>Fronning et al., 2008</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic Fragiudalf</td><td>Maïs/seigle/soja/vesce</td><td>Seigle/vesce</td><td>12</td><td>75</td><td>5</td><td>478</td><td>Olson et al., 2014</td></tr><tr><td>USA</td><td>-</td><td>Coton/coton/maïs</td><td>Seigle</td><td>-</td><td>20</td><td>-</td><td>825</td><td>Sainju et al., 2008</td></tr><tr><td>USA</td><td>-</td><td>maïs/soja</td><td>Tréfle</td><td>-</td><td>7.6</td><td>-</td><td>1545</td><td>Liebig et al., 2002</td></tr><tr><td>USA</td><td>Typic Fragiudalf</td><td>maïs/soja</td><td>Mélange</td><td>12</td><td>75</td><td>-</td><td>0</td><td>Olson et al., 2010</td></tr><tr><td>USA</td><td>-</td><td>maïs fourrager/ensilage</td><td>Seigle</td><td>-</td><td>10</td><td>-</td><td>0</td><td>Dell et al., 2008</td></tr><tr><td>Madrid</td><td>-</td><td>Maïs</td><td>Orge/vesce</td><td>4</td><td>11</td><td>-</td><td>240</td><td>Soldevilla et al., 2014</td></tr><tr><td>USA</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>20</td><td>-</td><td>450</td><td>Franzluebbers et al., 2010</td></tr><tr><td>USA</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>20</td><td>-</td><td>530</td><td>Franzluebbers et al., 2005</td></tr><tr><td>Japan</td><td>Typical Andosol</td><td>Riz/soja</td><td>Vesce</td><td>9</td><td>30</td><td>-</td><td>557</td><td>Higashi et al., 2014</td></tr><tr><td>Japan</td><td>Typical Andosol</td><td>Riz/soja</td><td>Seigle</td><td>9</td><td>30</td><td>-</td><td>1188</td><td>Higashi et al., 2014</td></tr><tr><td>Japan</td><td>Typical Andosol</td><td>Riz/soja</td><td>Seigle</td><td>9</td><td>30</td><td>-</td><td>1149</td><td>Higashi et al., 2014</td></tr><tr><td>Japan</td><td>Typical Andosol</td><td>Riz/soja</td><td>Seigle</td><td>9</td><td>30</td><td>-</td><td>1611</td><td>Higashi et al., 2014</td></tr><tr><td>France</td><td>Haplic Luvisol</td><td>Blé/maïs</td><td>Avoine/vesce</td><td>8</td><td>56.1</td><td>-</td><td>425</td><td>Dimassi et al., 2014</td></tr></tbody></table>

Tout comme dans les précédentes méta-analyses, nous n'avons pas pu mettre en évidence d'effet espèce (incluant à la fois des différences de biomasse produite et de composition biochimique) sur le stockage de C, à cause d'un nombre insuffisant de données et parce que ces effets sont climat et sol dépendant. Notons toutefois que McDaniel et al. (2014) ont démontré que les CI de légumineuses constituaient un levier efficace pour augmenter les stocks de C et de N dans les sols : augmentation moyenne du stock de C de 8,5% sur une durée moyenne de 18 ans ce qui, pour un stock moyen de 50 tC.ha⁻¹, représente une vitesse de stockage de 236 kgC.ha⁻¹.an⁻¹. Cependant, ni Poeplau et Don (2015), ni Tribouillois et al. (2018) n'ont pu mettre en évidence de différence significative entre légumineuses et non-légumineuses sur l'effet stockage de C dans les sols.
De cette synthèse, on peut donc dégager les 2 conclusions suivantes :

- Le stockage additionnel de C permis par les CI est fort. En moyenne, pour les essais de plus de 5 ans présenté dans le Tableau 3.8.3-1, il représente 313 ± 313 kg C.ha⁻¹.an⁻¹,

- Ce stockage additionnel est relié à la biomasse de CI produite, qui dépend du climat et de la durée d'implantation du CI, plus qu'à leur nature.

### 3.8.3.3. Effet des cultures intermédiaires sur les émissions de N₂O

Les études qui ont quantifié l'impact des CI sur les émissions de N₂O sont peu nombreuses et très récentes. La variabilité spatiale et temporelle des émissions est une limite forte à la précision des mesures. Sur la base des travaux de Mary (2012), nous avons synthétisé les résultats obtenus dans 13 études concernant l'effet des CI sur les émissions directes de N₂O (Tableau 3.8.3-2).

Malgré leur variabilité, les résultats sont convergents pour affirmer que l'effet des CI est faible ou nul. En moyenne sur tous les essais, le supplément d'émission est de 0,05 ± 0,74 kg N-N₂O.ha⁻¹.an⁻¹ dans l'année qui suit l'implantation du CI. Ce supplément représente 23 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹, l'équivalent de 6,3 kg C.ha⁻¹.an⁻¹ donc très inférieur à la séquestration de carbone dans le sol. Notons que si des apports d'engrais sont réalisés sur les essais au cours de la succession culturale, les CI eux même ne sont pas fertilisés durant leur cycle de développement. Dans une autre méta-analyse basée sur 26 études expérimentales, Basche et al. (2014) ont observé des effets CI sur les émissions de N₂O très disparates et ont conclu qu'il n'y avait pas de différence significative entre parcelles avec et sans CI même si des différences de dynamiques d'émissions peuvent être observées entre traitements. Ces conclusions sont cohérentes avec celles de Kaye et Quemada (2017) et de Boussac (2015). Concernant les émissions indirectes de N₂O induites par le lessivage des nitrates dans le sol, Kaye et Quemada (2017) estiment que les CI pourraient en les limitant permettre une atténuation de 28 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹ (ou l'équivalent de 7,6 kg C.ha⁻¹.an⁻¹). En considérant à la fois une hypothèse pessimiste pour les émissions directes de N₂O (basée sur Mary, 2013 plutôt que Basche et al., 2014) et le potentiel d'atténuation associé aux effets réduction du lessivage par les CI, on peut donc considérer que les CI ont un effet négligeable à faiblement bénéfique sur les émissions nettes de N₂O.

<caption>Tableau 3.8.3-2. Bilan GES (en kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹) spécifique de la pratique régulière des CI.</caption>

Seuls ont été utilisés pour estimer le stockage de C les essais listés dans le Tableau 3.8.3-1 qui ont plus de 5 ans. Les données de Mary (2012) ont été utilisées pour estimer les émissions directes de N₂O (option pessimiste par rapport aux résultats de Basche et al., 2014). Les données de Kaye et Quemada (2017) ont été utilisées pour estimer les émissions indirectes de N₂O. Les émissions liées aux opérations techniques sont estimées à partir de Justes et al. (2012) et Ferlicoq (2016) et plus spécifiquement celles liées aux réductions d'engrais grâce à Constantin et al. (2010), Cohan et al. (2011a), Cohan et al. (2011b), Constantin et al. (2011) et Cohan et al. (2013).

<table><thead><tr><th rowspan="2">Effet d'atténuation</th><th colspan="2">Emissions directes de N₂O</th><th colspan="2">Emissions indirectes de N₂O</th><th colspan="2">Stockage C</th><th colspan="2">Opérations techniques incluant la réduction fertilisation</th><th rowspan="2">Total</th></tr><tr><th>kg N.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg N.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg C eq.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹</th><th>kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹</th></tr></thead><tbody><tr><td>moyenne</td><td>0,05</td><td>23</td><td>-0,06</td><td>-28</td><td>-313</td><td>-1 147</td><td>-9</td><td>-1 161</td></tr><tr><td>écart-type</td><td>0,74</td><td>344</td><td></td><td></td><td>-313</td><td>-1 147</td><td></td><td></td></tr><tr><td>minimum</td><td>0,79</td><td>367</td><td>-0,06</td><td>-28</td><td>5</td><td>18</td><td>48</td><td>405</td></tr><tr><td>maximum</td><td>-0,69</td><td>-321</td><td>-0,06</td><td>-28</td><td>-1 188</td><td>-4 356</td><td>-57</td><td>-4 762</td></tr></tbody></table>

### 3.8.3.4. Effet des cultures intermédiaires sur les bilans de GES

Les émissions nettes de CO₂ liées aux opérations techniques d'implantation/destruction des CI sont généralement faibles comparées aux autres termes qui composent le bilan de C. Elles représentent l'équivalent de 27 à 69 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹ d'après Justes et al. (2012) et Ferlicoq (2016), respectivement (soit une augmentation annuelle de 10% des émissions totales dans cette dernière étude). Les CI permettent d'intercepter l'azote du sol et de le restituer progressivement à la culture suivante après leur destruction. De ce fait, il est possible de réduire les apports d'N à la culture qui les suit mais ces réductions seront variables selon la famille de CI implantée (Constantin et al., 2010 ; Cohan et al., 2011a ; Cohan et al., 2011b ; Constantin et al., 2011 ; Cohan et al., 2013).
Ainsi, pour une production moyenne de CI de 2 t MS.ha⁻¹, la réduction de fertilisation azotée sera comprise entre 5 kg N.ha⁻¹ après un CI de graminée ou de phacélie, jusqu'à 20 kg N.ha⁻¹ après un CI composée de légumineuses. Cette réduction de fertilisation correspond à une réduction d'émissions de GES de 21 à 84 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹. Nous avons donc considéré une valeur moyenne à 52 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹.

L'ensemble des données présentées précédemment nous permettent de calculer la différence de bilan GES entre une parcelle avec et sans CI durant la période d'interculture (Tableau 3.8.3-2). Globalement, les CI ont pour effet d'améliorer nettement le bilan GES, en moyenne de 1 161 kg CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹ soit 316 kg C de CO₂-eq.ha⁻¹.an⁻¹. Cet effet est essentiellement lié au stockage de C. A long terme, l'effet d'atténuation des CI sera moins important car la vitesse de stockage de C diminuera pour devenir quasi nulle au bout de 50 ans (Poeplau et Don, 2015 ; Tribouillois et al., 2018).

### 3.8.3.5. Effets biogéophysiques

#### 3.8.3.5.1. Effets radiatifs

Lorsqu'on remplace un sol nu par un CI, le bilan radiatif des parcelles (Rayonnement net) est modifié de deux façons. D'une part *vía* le changement d'albédo (noté α, qui est la fraction du rayonnement solaire réfléchi par la surface, ce qui concerne les longueurs d'ondes comprises entre 400 et 2 500 nm), mais aussi via la modification du rayonnement infra-rouge thermique émis par la surface (longueurs d'ondes > 2 500 nm).

**Effet albédo**

Les couverts de grandes cultures ont souvent un α plus élevé que le sol nu (Ferlicoq et Ceschia, 2015). Le fait d'introduire un CI en période d'interculture peut donc accroître l'α de la parcelle par rapport à un sol nu (Ferlicoq, 2016 ; Kaye et Quemada, 2017 ; Ceschia et al., 2017). La quantité d'énergie disponible à la surface aurait donc tendance à diminuer avec un CI, engendrant globalement un refroidissement du système (forçage radiatif négatif). Cet effet radiatif lié à l'albédo (RFα en W m⁻²) peut être calculé grâce aux équations décrites dans Ceschia et al. (2017). La conversion de l'effet albédo (en W.m⁻²) en CO₂-eq par unité de surface (ici en CO₂-eq ha⁻¹) est un domaine scientifique à part entière en pleine évolution (Bright et al., 2016) et le choix du référentiel (temporel/spatial, sol nu à albédo constant ou évoluant avec les stocks de C dans le sol) ainsi que les temps d'intégration de ces effets sont importants et sont discutés dans Anderson-Teixeira et al. (2012).

Kaye et Quemada (2017) ont mis en évidence que le forçage radiatif engendré par le CI est généralement négatif (refroidissement), exception faite des cas où le sol nu a un α élevé (ex. sols calciques) et le couvert un α faible. Dans leur étude, le RFα engendré par les CI variait entre 4 et -10 W m⁻². Aussi, Carrer et al. (2018) ont montré que l'α de sol nu (estimé par télédétection) est très variable au cours de l'année (fonction de l'humidité du sol) et qu'il est très lié aux caractéristiques pédologiques des sols. Pour une même espèce de CI, les types de sol (ou la présence de neige durant une partie du cycle de développement des CI ; Kaye et Quemada, 2017) vont donc engendrer des Δα et des RFα variables (ceux-ci dépendent aussi de la saisonnalité du rayonnement solaire, de la transmittance atmosphérique...). Pour plus de détails, voir Ceschia et al. (2017).

Kaye et Quemada (2017) ont estimé que l'effet α des CI converti en CO₂-eq serait en moyenne de -250 kg CO₂-eq ha⁻¹ an⁻¹ (puits de CO₂), ce qui représenterait 22% de l'effet stockage de C des CI dans le Tableau 3.8.3-2. Cet effet pourrait varier entre +390 et -1 110 kg CO₂-eq ha⁻¹ an⁻¹ pour des configurations d'α de sol nu élevé/α de couvert faible et d'α de sol nu faible/α de couvert élevé, respectivement. Carrer et al. (2018) ont estimé qu'en Europe, le pays ayant le plus fort potentiel d'atténuation via cet effet était la France. A horizon 40-50 ans, cet effet représenterait annuellement en moyenne 85% de l'effet stockage de C des CI estimé à partir de Tribouillois et al. (2018) et même 170% de l'effet stockage de C si on raisonne à horizon 100 ans. Cependant tout retour à une agriculture sans CI engendrerait un important forçage positif car les sols auraient un albédo plus faible qu'à l'heure actuelle. Notons qu'aucune de ces études n'a considéré la possibilité d'implanter des CI durant l'été, bien que les bénéfices en termes de stockage de C et d'effets albédo puissent être bien plus importants que dans le cas des CI implantés en hiver.

**Effet des cultures intermédiaires sur le rayonnement infra-rouge émis par la parcelle**

Le second effet biogéophysique radiatif induit par les CI concerne la modification des températures de surface (sol + végétation) et par conséquent le rayonnement infra-rouge (IR) émis par la parcelle. Ceschia et al., (2017) ont
montré que cet effet exprimé en W.m⁻² a une dynamique et une intensité similaire à l'effet α et que l'écart de rayonnement infra-rouge émis entre des parcelles avec et sans CI est maximal quand le CI atteint son maximum de développement. Ces résultats illustrent que l'effet radiatif net (RF<sub>net</sub>) des CI est doublé lorsque l'on prend en compte l'effet des CI sur les rayonnements de longues longueurs d'ondes émis par la surface en plus des effets albédo (pour plus de détails, voir Ceschia et al., 2017). Aussi, les CI diminuent la température de surface de la parcelle et celle du sol entre 0 et 5 cm. Sur cet horizon, les écarts de températures moyens mesurés étaient de 2,5 °C et pouvaient atteindre 7,9 °C pendant la phase de développement du CI. Ces résultats indiquent que la présence d'un CI peut affecter les processus de dégradation de la matière organique du sol (et donc les composantes biogéochimiques du RF<sub>net</sub>) en diminuant la température du sol, ce qui aurait pour conséquence de réduire la perte de C organique du sol et les émissions de N<sub>2</sub>O.

### 3.8.3.5.2. Effets biogéophysiques non radiatifs des cultures intermédiaires : flux de chaleurs sensible et latente

Outre la diminution de la quantité d'énergie disponible à la surface via les effets radiatifs, la présence d'un CI va affecter la façon dont l'énergie qui reste disponible en surface va être utilisée. Un CI va avoir tendance à accroître les retours d'eau (évapotranspiration) vers l'atmosphère (voir Ceschia et al., 2017). En effet, 1) la surface d'échanges gazeux (ici la vapeur d'eau) entre la surface et l'atmosphère est accrue par la présence du feuillage dont la surface peut atteindre plusieurs m² par m² de sol et 2) le système racinaire permet à la plante d'avoir accès à des ressources en eau plus profondes que celles contenues dans l'horizon de sol superficiel qui va être affecté par les processus d'évaporation. Par conséquent, les flux d'évapotranspiration (ETR) sont plus importants en présence de végétation qu'en présence de sol nu. Pour les cultures, la transpiration représente souvent près de 70% des flux d'ETR quand le couvert est développé (Béziat et al., 2013).

D'après Boucher et al. (2004) et Davin et al. (2014), un accroissement des flux de chaleur latente à la surface tendrait à refroidir le climat. L'effet net ne peut cependant pas être quantifié à partir des mesures de flux de chaleur latente et sensible réalisées à l'échelle de sites expérimentaux. Pour quantifier l'effet net des CI sur le climat, des exercices de modélisation couplée surface-atmosphère à grande échelle seraient nécessaires, notamment pour prendre en compte les phénomènes de rétroaction.

## 3.8.3.6. Possibilités de développement des cultures intermédiaires, des cultures intercalaires et freins à leur mise en œuvre

### 3.8.3.6.1. Cultures intermédiaires

#### Niveau d'adoption

L'introduction des CI dans les rotations peut nécessiter la mise au point ou l'adaptation de matériels agricoles, voire l'achat de matériels agricoles spécifiques (ex. rouleau), bien que la plupart soient souvent déjà présents dans les exploitations. La mise en œuvre des CI est souvent vécue comme une contrainte par les agriculteurs et certains les gèrent à minima en semant par exemple à la volée plutôt qu'en enfouissant les semences ou en semant des espèces/variétés qui ne sont pas forcément les mieux adaptées à leurs conditions pédoclimatiques. La conséquence est que souvent les couverts se développent mal ou de manière hétérogène. La production de biomasse et donc le stockage de C en est affecté. Ainsi, les potentiels de stockage de C estimés à partir d'essais agronomiques et présentés dans le Tableau 3.8.3-1 représentent probablement une fourchette haute. De plus, malgré les efforts de certains agriculteurs, les aléas climatiques et les maladies peuvent fortement affecter l'implantation, la destruction et le développement des CI.

#### Critères techniques pour la mise en œuvre des CI

En 2010, 20% des surfaces en grandes cultures restaient à nu durant l'interculture d'hiver, 11% étaient en CIPAN, 2% en culture dérobée et 4% couvertes avec une repousse du précédent (Agreste, 2014). Ces chiffres peuvent servir d'assiette de base pour les simulations de l'effet stockage de C par les CI dans le scénario de référence. En outre, les CI ont essentiellement été implantés en zones vulnérables nitrate sur des intercultures de plus de 2 mois et pour des sols faiblement argileux. Aussi, l'introduction de CI dans les successions étant souvent récente, on peut considérer que les parcelle sont en phase optimale de stockage du C et ce pour encore environ 10 ans (Constantin et al., 2018).
En 2011, les données Agreste indiquaient qu'il était potentiellement possible d'implanter 2,6 millions d'hectares de CI supplémentaires en ne considérant que les intercultures d'hiver. De fait, de plus en plus d'agriculteurs adoptent la pratique des CI au delà des cadres réglementaires (i.e. type CIPAN) et il n'est plus rare de voir des CI en zones dérogatoires argiles, des CI implantés jusqu'au semis de la culture de printemps, des mélanges de CI implantés en été, des CI semés sur des intercultures courtes (mais d'au moins 2 mois) ou des parcelles en couverture permanente, enchainant un CI d'été avec un CI d'hiver.

### 3.8.3.6.2. Cultures intercalaires

Comme dans Pellerin et al. (2013), nous ne nous intéresserons pas à l'enherbement des vergers puisque 92% d'entre eux sont déjà enherbés. En revanche, concernant les vignes, seules 60% d'entre elles étaient déjà au moins partiellement enherbées en 2006. Concernant les 40% restant, les CIT sont considérés comme implantables quand les vignes ont de plus de 4 ans avec des modalités de taille autre que « gobelet », en dehors des zones méditerranéenne et du Cognac et sur des sols peu caillouteux.

### 3.8.3.6.3. Les pratiques stockantes incompatibles avec les CI et les CIT

Parmi les pratiques potentiellement stockantes étant considérées dans cette étude, nous n'avons pas identifié d'incompatibilité avec la pratique des cultures intermédiaires ou des cultures intercalaires.

### 3.8.3.7. Conclusion

Parmi les nombreux services écosystémiques qu'offrent les cultures intermédiaires, leur capacité d'atténuation des changements climatiques suscite un intérêt croissant. Les premières études, réalisées sur des essais, se sont intéressées à leur capacité à stocker du C organique dans les sols. D'après ces travaux, le stockage additionnel de C permis par les CI à court terme est en moyenne de 313 ± 313 kg C.ha⁻¹.an⁻¹, soit 1 147 kg CO₂-eq.ha⁻¹.an⁻¹. Ce stockage additionnel semble plus relié à la biomasse de CI produite qu'à leur nature et cette biomasse produite tend à augmenter avec la durée d'implantation de CI. L'analyse de ces effets sur le long terme tend toutefois à montrer qu'un nouvel équilibre serait atteint au bout de 50 ans, sans possibilité de stockage supplémentaire. Des analyses complémentaires de développement des CI en plein champ dans divers contextes agropédoclimatiques sont nécessaires pour quantifier leur vrai potentiel à stocker du C. Aussi, en prenant en compte les effets directs et indirect des CI sur les émissions de N₂O, ont peut considérer que les CI ont un effet négligeable à légèrement favorable (réduction) sur ces émissions. Les émissions de GES correspondant aux opérations techniques (semis, destruction des CI, apports d'azote sur la culture suivante...) seraient au final réduites de 9 kg de CO₂ eq.ha⁻¹.an⁻¹ grâce aux réductions d'application d'engrais azotés qui pourraient être opérées sur la culture suivante. Cette réduction des émissions de GES est toutefois négligeable par rapport à l'effet séquestration de C dans le sol engendré à court terme par les CI. En conclusion, le bilan GES des parcelles avec CI est nettement amélioré comparé aux parcelles dont le sol est laissé à nu en interculture.

Les CI peuvent aussi contribuer à atténuer les changements climatiques en modifiant les propriétés biogéophysiques des parcelles. En premier lieu, les CI accroissent généralement l'albédo des parcelles par rapport à celles maintenues à nu. En ne considérant que les CI long d'hiver, cet accroissement d'albédo engendrerait un effet refroidissant sur le climat qui représenterait en France à moyen terme (45-50 ans) près de 85% de leur effet stockage de C (et 170% à horizon 100 ans). L'évolution de ces effets albédo avec l'augmentation de la teneur en matière organique des sols, et donc leur assombrissement n'a toutefois pas encore été étudiée. Les CI entrainent d'autres modifications des propriétés biogéophysiques des parcelles. Ils contribuent à diminuer leur température de surface et ce phénomène est d'un ordre de grandeur équivalent aux effets refroidissant de l'albédo. Enfin, ils réduisent les flux de chaleur sensible en surface au profit des flux d'évapotranspiration, ce qui peut aussi tendre à refroidir le climat.

En conclusion, les effets biogéochimiques et biogéophysiques engendrés par l'introduction des CI tendent à entrer en synergie, ce qui pourrait accroître leur capacité à atténuer les changements climatiques par rapport à ce qui avait été établi jusqu'alors. Bien que les CI soient déjà fortement pratiqués en France, du fait notamment de leur caractère obligatoire en zone vulnérable nitrate, il subsiste une marge importante d'accroissement des surfaces concernées, à la fois par introduction de CI en zones non vulnérables, voire par allongement des CI là où ils existent déjà. Toutefois, les effets nets des CI sur le climat n'ont pas encore été totalement quantifiés car cela nécessiterait des travaux de modélisation couplée surface-atmosphère à grande échelle avec prise en compte des phénomènes
de rétroactions. De nouvelles études devront donc être menées, notamment pour tester l'effet net de différentes modalités d'implantation des CI (périodes, durées, mélanges d'espèces...) et les possibles synergies avec d'autres pratiques (ex. non-labour, agroforesterie). Il reste probablement une marge d'amélioration pour accroître le potentiel d'atténuation des changements climatiques par les CI.

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