# Gestion des sols et de leur fertilité en agriculture de conservation des sols

Fabien Ferchaud, Marine Lacoste, Hubert Boizard, Bruno Mary, Alain Mollier, Jean Roger-Estrade, Noura Ziadi, Christian Morel

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Fabien Ferchaud, Marine Lacoste, Hubert Boizard, Bruno Mary, Alain Mollier, et al.. Gestion des sols et de leur fertilité en agriculture de conservation des sols. Stéphane Cordeau; Pierre-Alain Maron; Jean-Pierre Sarthou; Bruno Chauvel. L'agriculture de conservation des sols, Editions Quae, pp.117-134, 2024, 978-2-7592-3566-7. hal-04638219

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Submitted on 24 Feb 2026

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# Chapitre 5

## Gestion des sols et de leur fertilité en agriculture de conservation des sols

Fabien Ferchaud<fnref n="1" />, Marine Lacoste<fnref n="2" />, Hubert Boizard<fnref n="3" />, Bruno Mary<fnref n="1" />, Alain Mollier<fnref n="4" />, Jean Roger-Estrade<fnref n="5" />, Noura Ziadi<fnref n="6" />, Christian Morel<fnref n="4" />

La fertilité des sols en agriculture de conservation des sols (ACS) sera abordée dans ce chapitre à travers ses composantes physiques (structure du sol), ainsi que biologiques et chimiques. Concernant ce deuxième aspect, on distinguera d'une part la dynamique des matières organiques du sol (MOS) et les flux d'azote associés, et d'autre part la disponibilité des autres nutriments.

### 1. ACS et structure du sol

La dynamique de la structure du sol dans les systèmes de culture est la résultante de plusieurs processus, augmentant ou réduisant la porosité structurale du sol (Figure 1). On distingue les processus d'origine anthropique (fragmentation par les outils de travail du sol ou tassement) et les processus naturels (fissuration par le climat ou par les agents biologiques). La mise en œuvre de l'ACS se traduit par un changement d'intensité de ces processus. En effet, chacun des trois piliers de l'ACS, à savoir l'arrêt du travail du sol, le maintien de la couverture végétale et la diversification des espèces cultivées, exerce un effet sur l'évolution de la structure. Le non travail du sol ayant le plus d'effet sur la dynamique de la structure du sol, nous analyserons son impact en premier. Puis nous aborderons l'effet combiné de la couverture végétale et du non travail du sol, et enfin l'intérêt de rotations diversifiées dans la mise en œuvre de l'ACS.

<footnote n="1">¹ UMR Transfrontalière BioEcoAgro, INRAE, Université de Liège, Université de Lille, Université de Picardie Jules Verne, 02000 Barenton-Bugny, France</footnote>

<footnote n="2">² INRAE, Info&Sols, 45075, Orléans, France</footnote>

<footnote n="3">³ Ingénieur de recherche honoraire INRAE</footnote>

<footnote n="4">⁴ INRAE, Bordeaux Sciences Agro, UMR 1391 ISPA, 33140 Villenave d'Ornon, France</footnote>

<footnote n="5">⁵ Université Paris-Saclay, AgroParisTech, INRAE, UMR Agronomie, 91120 Palaiseau, France.</footnote>

<footnote n="6">⁶ Agriculture et Agroalimentaire Canada, Centre de Recherche et de Développement de Québec, Québec QC, Canada.</footnote>
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Figure 1. Schéma montrant les impacts des trois piliers de l'ACS sur la structure du sol, en lien avec les processus externes contrôlant sa dynamique. Les flèches rouges (←) indiquent les processus qui dégradent la structure (diminution de la porosité), les flèches vertes (→) ceux qui régénèrent la structure (augmentation de la porosité).

## 1.1. Les effets des piliers de l'ACS sur la dynamique de la structure du sol

En excluant tout travail du sol, le premier pilier de l'ACS cherche à minimiser la perturbation mécanique du sol. La structure du sol, incluant porosité, formation des agrégats et stabilité structurale, ne peut donc évoluer que sous l'effet d'agents naturels : organismes vivants, événements climatiques et action des plantes (couverts et racines) (Figure 1). De nombreux travaux ont été conduits concernant l'impact des lombriciens sur la porosité du sol (Blouin et al., 2013 ; Capowiez et al., 2015). La suppression du travail du sol favorise l'accroissement des populations d'organismes telluriques et leur diversité spécifique, conduisant au développement d'une porosité différente de celle créée par les outils, avec un réseau de pores davantage connecté et souvent orienté verticalement. La fissuration du sol sous l'effet du climat, résultant des phénomènes de retrait ou gonflement des argiles, est un second mécanisme affectant la structure du sol. Il dépend beaucoup de la composition des sols (Bordoloi et al., 2020) et conduit le plus souvent au développement d'un réseau de fissures dans toutes les directions, favorisant l'infiltration de l'eau et l'enracinement des plantes. Cependant, le non travail du sol peut parfois conduire à la formation d'une structure lamellaire qui a l'effet inverse : réduction de l'infiltration et de l'enracinement, en particulier après tassement (Boizard et al., 2013). Enfin, le non-retournement du sol est associé à une localisation en surface des résidus végétaux, ce qui entraîne une augmentation de la teneur en matière organique et de la biomasse microbienne (bactéries et champignons) dans les premiers centimètres de sol, favorisant ainsi la formation d'agrégats et leur stabilité (Chenu et al., 2011).

Le second pilier de l'ACS concerne le maintien d'une couverture végétale permanente. Cette couverture végétale, qu'elle soit sous forme de plantes vivantes ou
de résidus de culture, exerce un effet protecteur vis-à-vis de l'action dégradante des pluies (Figure 1). De nombreux travaux ont montré que la présence d'un mulch constitué de résidus de culture limitait la formation de croûtes de battance et réduisait le ruissellement et l'érosion, à condition que le taux de couverture soit suffisant (Jordan et al., 2010). Cet effet est renforcé par la mise en place d'une couverture vivante car, à l'effet protecteur du couvert, s'ajoute l'action des racines qui retiennent le sol (Gyssels et al., 2005).

La présence de plantes de couverture entraîne une modification de la porosité du sol dans l'horizon de surface mais aussi en profondeur, quel que soit le système de production (en ACS ou pas, avec plantes pérennes ou annuelles) (Bacq-Labreuil et al., 2018 ; Lucas et al. 2019a). Ces modifications varient en fonction de la texture du sol. Bacq-Labreuil et al. (2018) ont montré que les plantes augmentaient la porosité et la connectivité à l'échelle du µm pour des sols argileux et diminuaient la porosité à l'échelle du mm pour des sols sableux. Sur des sols de limon en ACS depuis cinq ans, Piccoli et al. (2017a) ont observé une augmentation du volume des pores de diamètre < 5 µm, faisant l'hypothèse que cette modification était liée à la stabilisation du carbone organique du sol. De plus, l'impact des plantes dépend aussi du type de réseau racinaire. Bacq-Labreuil et al. (2019), en milieu contrôlé, et Bodner et al. (2014), en parcelles expérimentales, ont démontré que les espèces présentant une forte densité de racines fines comme la phacélie réduisent la macroporosité, mais que cela est compensé par une augmentation du volume des pores < 0,3 mm. Il en résulte un réseau poral plus hétérogène, dû à un déplacement et à une réorganisation des particules solides dans la rhizosphère. En revanche, les espèces à enracinement profond comme l'avoine noire, ou ayant de grosses racines pivotantes comme la gesse, augmentent la macroporosité et la connectivité des pores. Si les racines modifient la porosité par la création de pores tubulaires (d'origine biologique), elles impactent également la structure du sol à l'interface sol/racine avec parfois la création d'un léger tassement du sol au contact immédiat des racines (Bodner et al., 2014 ; Lucas et al., 2019b), comme c'est le cas lors de la création de galeries par les lombriciens (Rogasik et al., 2014). Cependant, ce tassement n'intervient que lorsque la macroporosité des sols est faible et peu connectée (Helliwell et al., 2019 ; Lucas et al., 2019b). A cet effet direct des plantes sur la porosité, il faut ajouter les interactions entre l'effet des plantes de couverture et la fissuration des sols. La formation des fissures de dessiccation dans des sols cultivés implique plusieurs processus liés à la mécanique des sols, aux conditions climatiques et aux caractéristiques de la végétation. Les plantes ont des effets antagonistes sur la formation de ces fissures : en absorbant l'eau elles favorisent la dessiccation autour des racines et donc le retrait du sol, mais l'architecture racinaire augmente aussi la résistance au cisaillement et donc limite le retrait du sol. C'est ce que démontre la revue de Bordoloi et al. (2020), qui conclut à la nécessité de travaux de recherche sur ce thème.

Enfin, il faut noter qu'en ACS, la densité apparente de l'horizon anciennement travaillé n'évolue pas forcément avec le temps, puisque les processus impliqués (croissance racinaire, action de la faune et fissuration) conduisent à des réarrangements de la porosité à une échelle locale mais n'influent pas sur le volume de cet horizon. C'est ce que confirment Blanco-Canqui et Ruis (2020) dans une revue sur les plantes de couverture : une diminution de la densité apparente n'a été observée que dans deux études sur 14 lorsque non travail du sol et plantes de couvertures ont été associées. Lorsqu'une telle diminution est observée, on peut faire l'hypothèse qu'elle a lieu lors de la phase de transition du système avec labour vers le système en ACS, pendant
laquelle les plantes de couverture ont pour effet d'empêcher l'effondrement de la structure du sol. Blanco-Canqui et Ruis (2020) montrent que les plantes de couverture réduisent la résistance à la pénétration dans 65 % des situations et améliorent la stabilité des agrégats dans 52 % des essais sur 17 situations.

En conséquence, c'est grâce à l'ensemble des effets décrits précédemment (protection de la surface, augmentation de la stabilité des agrégats, effet sur la porosité) que la présence d'une couverture permanente du sol contribue à augmenter la vitesse d'infiltration de l'eau dans le sol et à réduire le ruissellement et l'érosion en ACS. Basche et DeLonge (2019), en comparant l'effet de différents systèmes sur la vitesse d'infiltration de l'eau dans le sol à partir de 79 études, ont rapporté un effet positif majeur des plantes de couverture, des résidus de culture et du non-travail du sol.

Le troisième pilier est la diversification des espèces cultivées dans les systèmes en ACS. Des travaux conduits sur l'effet des plantes de couverture montrent que la pénétration des racines dans le sol modifie de façon durable la porosité à une échelle locale. Aussi, l'alternance de cultures ayant des systèmes racinaires aux caractéristiques différentes favorise l'enracinement des cultures suivantes, y compris en profondeur. Han et al. (2015) et Lucas et al. (2019a) ont ainsi observé qu'une plante à racine pivotante comme la luzerne ou la chicorée augmentait significativement les macropores en profondeur (au-delà de 45 cm et parfois jusqu'à 60 cm), créant un système de macropores tubulaires stable et dense permettant une meilleure colonisation du sol par les cultures suivantes.

## 1.2. Gérer la structure des sols en ACS

### 1.2.1. Utiliser les leviers de l'ACS pour gérer l'état structural

Ce chapitre montre que l'adoption de l'ACS est favorable à la protection physique des sols et offre des conditions qui permettent, par différents processus, de développer une structure du sol favorable (Figure 1). L'introduction d'une couverture végétale permanente et du non-travail du sol protège la surface de l'action dégradante des pluies, améliore la stabilité structurale dans les premiers centimètres de sol et favorise l'agrégation. L'effet combiné des racines et de la faune du sol, en particulier des lombriciens, entraîne la création d'un réseau de macropores verticaux et connectés.

On peut regretter le manque d'études traitant de l'effet du type de sol sur les interactions entre fissuration et enracinement, et de la dynamique de la structure des sols à faible teneur en argile. En effet, les effets attendus de l'ACS sont dépendants du type de sol. L'intensité des effets dépend aussi des choix faits en matière de plantes de couverture et de rotation. Zhang et Peng (2021) ont évalué la capacité des plantes de couverture à améliorer et maintenir la structure des sols en remplacement du travail du sol (concept de bio-tillage) : s'ils en estiment le potentiel réel, ils soulignent toutefois qu'il reste beaucoup de connaissances à acquérir pour en faire un concept opérationnel et largement applicable. Des connaissances manquent sur le choix des plantes de couverture permettant le développement d'un réseau de pores avec une architecture idéale pour la croissance des racines de la plante d'intérêt, ou sur la vitesse de décomposition des racines. Enfin, ces effets bénéfiques peuvent aussi être annulés par le tassement des sols.

C'est pourquoi la seule adoption des trois piliers de l'ACS ne suffit pas à assurer une bonne gestion de la structure des sols. Comme en agriculture conventionnelle, il faut veiller à mettre en place une véritable stratégie de gestion de l'état physique par un choix judicieux de pratiques, de plantes de couverture, de succession des cultures, etc.
Il faut aussi noter que la phase d'implantation des cultures est plus délicate en ACS,
en raison de la présence des résidus de culture.

1.2.2. Prendre en compte les risques de tassement dans les systèmes en ACS

Dans un champ cultivé, la réduction de la porosité structurale est causée soit par le
tassement du sol (qui résulte du roulage des engins agricoles ou du piétinement des
troupeaux), soit par la prise en masse liée à l'action des pluies (dans certains types de
sol). Dans un contexte de non-travail du sol, il devient nécessaire de mettre en œuvre
des techniques de prévention contre les tassements, car il n'est plus possible d'y
remédier par des actions mécaniques classiques (labour, sous-solage). L'hypothèse
d'un effet protecteur de la couverture végétale (morte ou vivante) vis-à-vis du
tassement lors du passage des outils est peu étayée par des résultats expérimentaux. La
thèse de Forster (2020) montre des différences de comportement entre espèces, mais
des études dans des parcelles toujours en herbe, qui représentent un modèle de
couverture permanente, nous enseignent que les tassements sévères n'épargnent pas
les systèmes sans travail du sol et avec plantes de couverture (Hargreaves et al., 2019).

Plusieurs études ont montré que les tassements en non-travail du sol sont plus lents à récupérer qu’en système régulièrement labouré (Boizard et al., 2013 ; Capowiez et al., 2012). En supprimant la fragmentation par les outils, l’activité des lombriciens, la croissance racinaire et la fissuration des sols sous l’effet du climat deviennent les processus essentiels de création de porosité structurale, mais avec une action plus lente. L’utilisation de plantes de couverture pour régénérer un état dégradé par le tassement du sol peut paraître contre intuitif, car le tassement a pour conséquence de limiter fortement la croissance des plantes et leur développement racinaire (Colombi et al., 2018). Il est cependant possible d’adapter les pratiques culturales en implantant les couverts lorsque l’humidité du sol est élevée et la résistance des sols plus faible, ce qui facilite le développement de leur système racinaire (Gubiani et Reichert, 2010). Plusieurs auteurs ont observé un effet positif des plantes de couverture d’automne sur la croissance de la culture suivante après un tassement : les macropores tubulaires produits par les racines des plantes de couverture en automne/hiver, lorsque les sols sont relativement humides, facilitent la pénétration par les racines de la culture suivante qui pousse en été, lorsque les sols sont relativement secs et durs (Chen et Weil, 2011). Les effets dépendent de l’espèce végétale : ainsi Ren et al. (2019) ont montré qu’en semis d’automne en Belgique, les racines de moutarde blanche avaient une plus grande capacité à pénétrer les couches compactes du sous-sol que le seigle d’hiver. Au Danemark, l’utilisation de plantes de couverture est proposée comme pratique d’atténuation des effets du tassement : la chicorée et la luzerne semblent contribuer au développement d’un grand nombre de pores de forme complexe et sont susceptibles de jouer ce rôle (Pulido-Moncada et al., 2020).

Néanmoins, plusieurs auteurs aboutissent à la conclusion que ces effets sont
insuffisants pour régénérer les sols tassés à court terme. À partir d'observations de sols
limoneux en Italie, Piccoli et al. (2017b) concluent que la mise en œuvre de systèmes
de culture en ACS ne permet pas d'améliorer suffisamment la structure des sols tassés.
Des périodes de plus de cinq ans seraient nécessaires pour atteindre un état structural
des sols satisfaisant et pour pouvoir gérer des sols tassés en ACS. Plusieurs auteurs
proposent de combiner travail du sol correctif et mise en place de plantes de couverture
pour accélérer la régénération des sols tassés (Ren et al., 2019). Dans une récente méta-
analyse, Peixoto et al. (2020) concluent qu'un travail du sol occasionnel, réalisé dans
un système sans labour, améliore la structure du sol (densité apparente, macroporosité
et porosité totale) pendant au moins deux ans et modifie la stabilité structurale des
agrégats. La revue de Blanco-Canqui et Wortmann (2020) conclut qu'un travail du sol
occasionnel a des bénéfices variables selon la technique utilisée, la période de l'année,
la profondeur de travail du sol et la fréquence. Elle souligne qu'un travail du sol
effectué tous les cinq à dix ans ne devrait pas pénaliser le bénéfice du non-travail du
sol sur la structure du sol et l'accumulation du carbone en surface.

En conclusion, l'ACS offre la possibilité de maintenir une structure du sol favorable, à condition de mettre en place une stratégie de gestion de l'état physique du sol. Le non-travail du sol et l'activité biologique contribuent à garder une bonne porosité du sol en surface ; la couverture du sol permet de protéger la structure du sol de l'action dégradante de la pluie et de réduire les risques de tassement. Néanmoins, des connaissances supplémentaires sont nécessaires pour décider du choix des pratiques culturales (rotations, implantation et conduite des cultures, etc.) en considérant le contexte pédoclimatique (Sarker et al., 2018). Plusieurs auteurs proposent de combiner les principes de l'ACS avec un travail du sol opportuniste pour gérer les systèmes de culture, en particulier en cas de tassement sévère. Pour mener des études de longue durée sur l'évolution de la structure en ACS, l'établissement d'observatoires de la structure du sol dans différents contextes pédoclimatiques est une piste intéressante (Keller et al., 2017).

## 2. Dynamique des matières organiques du sol et disponibilité en azote minéral en ACS

La disponibilité en azote (N) du sol pour la plante dépend d'une part de la minéralisation de l'azote organique du sol dit « humifié », et d'autre part de la minéralisation (ou organisation) de l'azote associée à la décomposition des résidus de culture. Les trois piliers de l'ACS peuvent impacter l'un ou l'autre de ces processus.

### 2.1. Non-travail du sol et minéralisation de l'azote organique du sol

L'effet de l'abandon du travail du sol sur la minéralisation des MOS est une question fortement débattue. En effet, ce changement de pratique a plusieurs conséquences sur le fonctionnement du sol. Après l'arrêt du labour, une stratification des teneurs en C et en N organiques du sol se met en place assez rapidement (Dimassi et al., 2013). Par rapport à un système labouré, les concentrations en C et N organiques en semis direct augmentent dans les premiers centimètres de sol (0-10 cm) mais diminuent en profondeur (10-30 cm), dans la couche de sol anciennement travaillée. Les modalités de travail du sol modifient également les conditions physiques du sol (température, humidité, aération du sol en particulier), qui elles-mêmes impactent l'activité biologique du sol, responsable de la minéralisation des MOS.

On associe souvent absence de travail du sol et réduction de la vitesse de minéralisation des MOS. Celle-ci serait attribuée à une plus forte protection physique des MOS dans les agrégats de sol (Balesdent et al., 2000). Cependant cette hypothèse est infirmée par les résultats obtenus dans des essais de moyen et long termes. Mary et al. (2015) ont réalisé une synthèse des suivis de minéralisation d'azote effectués sur une période allant de quelques semaines à quelques mois pour des systèmes différenciés depuis 1 à 12 ans. Cette synthèse montre une légère tendance, non significative, à une réduction de la quantité d'azote minéralisée en semis direct par rapport au labour lors d'études de courte durée (quatre à six semaines). En France, deux expérimentations de longue
durée, mises en place par Arvalis à Boigneville, ont servi de support d'étude de la minéralisation d'azote. Ces expérimentations comparant un système en labour annuel et un système en semis direct ont été analysées après 33 ans (essai « Travail du sol ») et 12 ans (essai « Environnement ») de différentiation. La dynamique de minéralisation nette d'azote, quantifiée en continu pendant 8 à 18 mois en conditions de champ, est identique pour les deux modalités de travail du sol (Oorts et al., 2007). De même, l'étude d'incubation au laboratoire faite sur ces essais ne montre aucune différence significative de minéralisation. Ces résultats sont aussi corroborés par la mesure du taux de minéralisation réalisée grâce au traçage isotopique naturel ¹³C : le taux de minéralisation du carbone dans la couche de sol anciennement travaillée (≈ 0-28 cm) ne varie pas entre modalités de travail du sol (Mary et al., 2020). La vitesse de minéralisation des MOS n'est donc pas modifiée par le travail du sol à moyen et long termes. Les différences éventuelles de dynamique à court terme pourraient être expliquées par une modification des conditions microclimatiques. Ainsi, les suivis de température du sol (couche 0-30 cm) réalisés à Boigneville indiquent que le sol se réchauffe moins vite au printemps en semis direct, mais que l'écart avec le labour s'inverse en été (Mary et al., 2015).

## 2.2. Non-travail du sol et décomposition des résidus de culture

Le non-travail du sol implique que les résidus végétaux sont laissés à la surface du sol, où ils forment un mulch recouvrant plus ou moins le sol. Cette localisation réduit le contact entre le sol et les résidus, ce qui limite la disponibilité en nutriments et particulièrement en N minéral pour les micro-organismes décomposeurs. Il en résulte à court terme une diminution de la vitesse de décomposition des résidus et une réduction de l'organisation d'azote minéral (Coppens et al., 2006). En effet, lors de la décomposition de résidus à faible teneur en N (rapport C/N élevé), comme des pailles de céréales, les micro-organismes décomposeurs immobilisent de l'azote minéral du sol pour satisfaire leurs besoins métaboliques (Justes et al., 2009). Une limitation en azote minéral entraîne aussi une adaptation des communautés microbiennes qui se traduit par une plus faible organisation microbienne à même quantité de C décomposé (Giacomini et al., 2007). La décomposition des résidus végétaux en surface du sol peut donc accroître temporairement la disponibilité en N minéral, par rapport à une situation avec enfouissement des résidus.

Les mulchs de résidus sont également soumis à de plus fortes amplitudes de variation d'humidité et de température que des résidus enfouis, modulant la vitesse de décomposition du mulch. Cette vitesse peut dépendre du régime de pluie et de la capacité de rétention en eau du mulch, qui elle-même dépend du type de résidus (Iqbal et al., 2015). Dans une étude portant sur des exploitations agricoles de la région Grand Est en non-labour, Thiébeau et Recous (2017) ont cependant démontré que la dynamique de décomposition des résidus de diverses espèces de grande culture dépendait principalement de la température de l'air.

## 2.3. Impact des couverts végétaux sur la dynamique de l'azote

L'utilisation de couverts végétaux, autre pilier de l'ACS, a des conséquences à court et long termes sur la dynamique de l'azote.

A court terme, les plantes de couverture absorbent l'azote minéral du sol disponible lors des phases d'interculture et réduisent ainsi les pertes de nitrate par lixiviation. C'est le rôle des cultures intermédiaires dont l'efficacité a été largement démontrée (Constantin et al., 2010 ; Justes et al., 2012). Lorsque les couverts sont détruits, la
disponibilité en N minéral pour la culture suivante est également modifiée. Cet effet est fonction de la quantité d'azote absorbé par le couvert et de son rapport C/N. Comme évoqué dans la section précédente, la décomposition de résidus pauvres en azote (ayant un C/N >15) s'accompagne d'une diminution de la disponibilité en N minéral dans le sol due à une organisation nette, alors que la décomposition de résidus riches en azote conduit à une libération rapide d'azote minéral dans le sol. Dans le meilleur des cas, environ 40% de l'azote contenu dans les résidus est minéralisé et peut être disponible pour la culture suivante (Justes et al., 2009). La teneur en C variant peu (de 38 à 45 %), c'est la teneur en N (de 1 à 4 % environ) qui détermine la valeur du C/N du couvert. Celle-ci est très variable selon les conditions de croissance du couvert (disponibilité en N minéral) et selon l'espèce. L'utilisation de couverts en mélange, associant espèces légumineuses et non légumineuses (graminées et/ou crucifères par exemple), permet à la fois de maintenir une efficacité « piège à nitrate » comparable à celle d'un couvert de non légumineuse et d'améliorer l'effet « engrais vert » pour la culture suivante, en augmentant la quantité d'azote mobilisée par le couvert et en réduisant le rapport C/N des résidus (Couëdel et al., 2018 ; Tribouillois et al., 2016).

A long terme, l'introduction régulière de couverts végétaux dans la rotation exerce un fort effet : elle conduit à une augmentation du stock d'azote organique du sol et à un accroissement de la minéralisation nette d'azote de l'ordre de 20 à 30 kg N/ha/an par rapport à une situation sans couvert (Constantin et al., 2011).

## 2.4. Résultats expérimentaux en ACS et besoins de recherche

Dans l'expérimentation de long terme de La Cage, à Versailles, différents systèmes de culture sont comparés depuis 1998, dont un système en ACS mettant en œuvre le semis direct et l'utilisation de couverts végétaux permanents (fêtuque puis luzerne). Il s'agit à notre connaissance de la seule expérimentation en ACS avec couverture végétale permanente dans laquelle la minéralisation de l'azote organique du sol a été caractérisée (Autret et al., 2020). Des incubations (4 mois à 20 °C) ont été réalisées avec des sols remaniés ou non remaniés, prélevés en 2016 (couche 0-27 cm) dans les différents systèmes. Elles montrent que la minéralisation nette d'azote est nettement supérieure en ACS par rapport au système conventionnel (+ 54 % en moyenne), ce qui s'explique à la fois par une teneur en N organique plus importante (+21 % au bout de 16 ans) et par un taux de minéralisation plus élevé (+28 %). Ces résultats confirment que l'absence de travail du sol ne diminue pas la minéralisation d'azote par rapport à un système avec labour annuel. L'augmentation de la teneur en azote organique et de la quantité d'azote minéralisé dans le système en ACS est attribuée principalement au couvert quasi permanent présent dans ce système (Autret et al., 2020). En effet il a été démontré que les couverts végétaux, même assez peu développés, augmentent le stock d'azote organique du sol et accroissent la minéralisation nette d'azote à long terme (Constantin et al., 2011). L'impact des couverts permanents sur le stockage d'azote organique dans le sol reste cependant une question de recherche, les effets du choix d'espèce et des modes de gestion du couvert (fréquence de renouvellement, importance de la « régulation » par les herbicides) n'étant à l'heure actuelle pas connus.

Une question importante pour la conduite et l'optimisation des systèmes en ACS est également celle du raisonnement de la fertilisation azotée, en particulier en présence de couverts permanents (comme la luzerne ou le trèfle blanc), qui restent vivants pendant la culture principale. Si la présence d'un couvert de légumineuses bien contrôlé ne semble pas impacter la dose optimale d'azote du blé tendre (Labreuche et
al., 2018), la fertilisation azotée doit être réduite à moyen et long terme pour tenir compte du surplus de minéralisation (Constantin et al., 2012).

# 3. Dynamique du phosphore, potassium et autres éléments minéraux en ACS

## 3.1. Apparition de gradients de teneurs dans l'ancienne couche labourée

Dans un sol fréquemment labouré, la teneur en nutriments dans la couche travaillée est homogène car celle-ci est régulièrement mélangée. Le passage à l'ACS se traduit par la mise en place progressive de gradients verticaux de teneurs, avec des valeurs élevées dans les premiers centimètres de sol et des valeurs faibles en profondeur. Des gradients latéraux de teneurs peuvent également apparaître lorsque le semis et la fertilisation sont systématiquement réalisés dans le même volume de sol (Li et al., 2017a). Par exemple, dans l'essai « L'Acadie »<fnref n="1" />, les analyses mettent en évidence des gradients verticaux de teneurs dans les 40 premiers cm du sol cultivé en ACS, variables selon l'élément considéré (Figure 2). Si le profil de pH et de teneur en aluminium (Al) sont peu modifiés par rapport au labour conventionnel, un léger gradient apparaît pour le calcium (Ca), alors que le potassium (K) présente un gradient marqué et que le phosphore (P) se caractérise par un très fort gradient (Figure 2a). La stratification est très marquée pour le P parce que les ions orthophosphates (ions-oP) réagissent avec les constituants du sol (oxyhydroxides de fer et d'aluminium, minéraux argileux, matières organiques et carbonates de calcium). Leur répartition entre les phases solide et liquide du sol est très en faveur de la phase solide, ce qui est moins le cas avec les autres nutriments.

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 2. a) valeurs exprimées par rapport au traitement labour conventionnel du pH et des teneurs en Al, Ca, K, et P (extraction Mehlich M3) dans le profil de sol (0-40 cm) d'un sol cultivé en ACS fertilisé avec 35 kg P ha⁻<fnref n="1" /> tous les deux ans sous forme de triple-superphosphate ; b) valeurs de P-M3 en ACS en fonction de la fertilisation phosphatée : 0, 17,5 et 35 kg P ha⁻<fnref n="1" /> apportés tous les deux ans.</figcaption></figure>

<footnote n="1">¹ « L'Acadie » est un essai localisé dans la ferme expérimentale d'Agriculture et Agroalimentaire Canada située à St-Jean-sur-Richelieu (Québec, Canada). Il a été mis en place en 1992 pour analyser les effets de l'ACS (semis direct, protection du sol par le mulch des résidus restitués, rotation maïs-soja) ou d'un labour conventionnel (20 cm) sur le fonctionnement du sol et des cultures (Ziadi et al., 2014).</footnote>
Des comportements un peu différents ont été parfois observés, comme une légère acidification des premiers centimètres de sol causée par l'injection d'une solution azotée (Duiker et Beegle, 2006), ou l'accumulation de matières organiques en surface qui stimule des processus acidifiants (respiration de la biomasse microbienne, nitrification de l'ammonium).

## 3.2. Facteurs à l'origine de la stratification

Des gradients de teneurs ont été observés dans d'autres contextes agropédoclimatiques (Bouthier et Labreuche, 2014 ; Deubel et al., 2011 ; Duiker et Beegle, 2006), généralement pour le P et le K. L'intensité du gradient dépend : i) du niveau de fertilisation (Figure 2b) ; ii) des déterminants physico-chimiques qui contrôlent le transfert sol-solution ; iii) de la couverture du sol, mulch de résidus de récolte des cultures principales restitués en permanence ou de couverts végétaux en interculture ou semi-permanents. Ce dernier facteur est important en particulier pour le potassium (Deubel et al., 2011). L'introduction de couverts intermédiaires entre les cultures principales accentue l'effet recyclage de la restitution des résidus de récolte.

## 3.3. Conséquences sur la nutrition des cultures et le transfert vers les eaux de surface

La nutrition des cultures dépend à la fois de la disponibilité pour la plante des nutriments du sol et de leur interception par les racines des plantes. Bien que le passage en ACS puisse affecter le fonctionnement du système sol-plante à des degrés divers (distribution du système racinaire, gradients de teneurs, etc.), ses conséquences sur la nutrition des cultures ont rarement été documentées. Li et al. (2017b) n'observent pas de différence significative sur la nutrition phosphatée du soja en ACS ou en labour quelle que soit la dose de P apportée. En revanche, pour le maïs, la biomasse des racines, le rendement en grain et la nutrition minérale peuvent être réduits en ACS lorsque les adventices se développent à cause de conditions climatiques défavorables (Li et al., 2017b). Par ailleurs, la nutrition des plantes en ACS pourrait être pénalisée par l'assèchement des premiers centimètres de sols, les plus sujets à l'évapotranspiration, alors qu'ils contiennent des quantités importantes de nutriments.

Les pratiques agricoles modifient le transport par ruissellement de P dissous et particulaire (associé aux particules de sol) des champs vers les eaux de surface. Le risque dépend de la localisation, de la topographie des parcelles et de la teneur en P dans le sol. En réduisant l'érosion des sols (voir partie 1.1), l'ACS diminue le ruissellement de P particulaire (de l'ordre de 50%) par rapport à des parcelles labourées (Daryanto et al., 2017). Cependant, les sorties de P dissous augmentent parfois en ACS à cause d'une teneur en P plus élevée dans les premiers centimètres de sol.

## 3.4. Les questions de recherche pour améliorer les connaissances

Les outils de raisonnement de la fertilisation en particulier P et K (quantité disponible pour les plantes, diagnostic de la réponse des cultures et évolution à long terme) ont été élaborés dans le contexte de systèmes de culture avec labour. Dans quelle mesure ce référentiel reste-il pertinent et comment l'adapter au contexte de l'ACS ?

Les processus physico-chimiques et biologiques moteurs de la disponibilité des éléments du sol et de la nutrition des plantes sont les mêmes quel que soit le type d'agriculture. Cependant, leur contribution respective à la nutrition pourrait être modifiée par leur distribution, spéciation, disponibilité et par l'activité biologique du
sol (cf. chapitre 8). Par exemple, le sol contient plus de lombriciens en ACS mais leur impact sur la nutrition des plantes reste inconnu alors que les macropores créés par leurs galeries pourraient être des voies bénéfiques pour la croissance des racines et l'accès aux nutriments (Bauke et al., 2017). Les mêmes interrogations concernent les champignons endomycorhizogènes (AMF) dont la présence dans les sols cultivés est conditionnée par le travail du sol, la fertilisation phosphatée, l'introduction de cultures non mycotrophes dans la rotation et l'usage de pesticides (Jansa et al., 2006 ; Plenchette et al., 2011). Les AMF forment un réseau ramifié d'hyphes, connecté aux racines par des interfaces d'échange, qui pourrait améliorer l'alimentation hydrominérale des plantes, en particulier pour les éléments peu mobiles comme le P (Morel et Plenchette, 1994). Ce réseau est présent en permanence dans les sols cultivés en ACS alors qu'il est détruit par le labour (Köhl et van der Heijden, 2016), d'où un effet positif en ACS sur les AMF (Hydbom et Olsson, 2021). Cependant leur bénéfice sur la nutrition minérale reste à chiffrer. L'implantation de couverts végétaux en interculture, qui amplifient la restitution de nutriments par rapport aux seules restitutions des résidus des cultures principales, questionne également. Ces couverts peuvent-ils mobiliser des composés peu disponibles pour les cultures principales ? Cette question essentielle mériterait d'être étudiée en particulier dans des sols carbonatés qui contiennent des minéraux phosphatés insolubles et qui pourraient être solubilisés par des espèces de crucifères et de légumineuses.

Enfin, une question de nature plus opérationnelle est également soulevée par l'ACS : sur quelle profondeur est-il nécessaire d'ajuster l'échantillonnage du sol à des fins d'analyse et de conseil (Bouthier et Labreuche, 2014 ; Deubel et al., 2011) ? Comment rendre compte au mieux de la distribution hétérogène des propriétés chimiques le long du profil de la couche arable de sol ?

Toutes ces questions sont à la fois des freins à la conversion en ACS et des opportunités de recherches. Actuellement, il n'y a que peu de programmes et de dispositifs expérimentaux appropriés pour comprendre et quantifier les effets à long terme de l'ACS sur les fonctions du sol et la nutrition des plantes. Une autre entrave est relative au temps de réponse des systèmes à l'ACS puisqu'il faut attendre de l'ordre d'une dizaine d'années pour stabiliser les systèmes (Pittelkow et al., 2015). Bien que l'ACS soit étudiée depuis de nombreuses années, plusieurs questions crucales restent donc toujours en suspens.
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