Les systèmes biologiques en Europe

Les systèmes biologiques en Europe

Les systèmes biologiques se différencient des systèmes agricoles conventionnels par des modalités techniques spécifiques décrites dans un cahier des charges européen. Actuellement, la surface agricole utile (SAU) en AB de l’Union Européenne (UE) par rapport à la SAU totale est de 6 %, dont l’Autriche, la Suède, l’Estonie possèdent les plus grandes proportions avec 19.6%, 15.4% et 15.3% respectivement. Toutefois en termes de surfaces sur l’ensemble du territoire agricole de l’UE, les surfaces dédiées à l’AB sont les plus importantes en Espagne (16%), Italie (12%), Allemagne (11%) et France (11%).

Cahier des charges de l’agriculture biologique

Le cahier des charges européen (Règlement CE N° 889/2008) définit l’AB comme un mode de production agricole systémique reposant sur l’activité microbienne des sols, le recyclage des déchets organiques et les cycles biologiques et biogéochimiques, en interdisant les produits de synthèse (engrais, pesticides, médicaments) et les organismes génétiquement modifiés (OGM). En contrepartie, l’AB utilise des engrais organiques, une rotation diversifiée, la sélection variétale, l’utilisation de couverts végétaux , le désherbage mécanique et thermique (Bàrberi 2002). La réglementation européenne permet de n’utiliser que quelques produits biocides d’origine naturelle, comme le sulfate de cuivre (ou bouillie bordelaise). L’utilisation de ces produits est minimale en AB, seulement 10% des exploitants en utilisent, particulièrement en maraîchage (Walz 1999). En pratique, la définition générale de l’AB recouvre une grande diversité de pratiques, en fonction notamment de la géographie, des pays et des régions (Meynard et al. 2001; Doré et al. 2013). Concernant la fertilisation organique, il n’existe pas de limitation pour les apports de nutriments (N, P, K), bien qu’ils soient en général inférieurs à la limitation de la Directive Nitrate de 170 kg N ha-1 an-1 pour l’ensemble de l’exploitation, en zone vulnérable. L’origine des produits organiques utilisés comme fertilisants n’est pas non plus spécifiquement réglementée : les engrais peuvent provenir d’exploitations d’élevages biologiques ou conventionnelles (fumier, compost, fientes, lisier), ainsi que de produits conventionnels industriels, comme de la vinasse de betterave.

Les performances agro-environnementales 

De récentes méta-analyses ont mis en évidence les impacts particulièrement positifs de l’AB sur la biodiversité de la flore et de la faune, l’activité microbiologique des sols et la réduction des pesticides (Stolze et al. 2000), mais avec des controverses concernant la lixiviation du NO3- et des émissions de N2O (Mondelaers et al. 2009). Pour notre étude, nous avons restreint les études réalisées sur les fuites d’azote dans les systèmes de grandes cultures en Europe. Concernant la lixiviation du NO3- , les publications scientifiques révèlent une grande variabilité des résultats, liée à la variabilité des systèmes, aux méthodes utilisées ainsi qu’à la localisation des sites. Au final, il en résulte que dans les six études qui ont comparé la lixiviation dans les systèmes de grandes cultures, une seule étude mesure des performances négatives pour l’AB. La moyenne de l’ensemble de ces études montre des fuites par lixiviation en grande culture AB inférieures de 28% à celles observées en AC (Table 1-1).

En ce qui concerne les émissions de N2O des grandes cultures biologiques en Europe, six publications scientifiques montrent là aussi une grande variabilité des résultats du fait des conditions expérimentales variées (Table 1-2). D’après l’ensemble de ces études, la moyenne des émissions est inférieure de 21% dans les systèmes AB par rapport aux systèmes AC.

De plus de récentes méta-analyses, au lieu d’exprimer les fuites d’azote dans l’environnement par unité de surface (area-scaled losses), les ont exprimées par unité de production (yield-scaled losses). Les rendements étant en général plus faibles en AB dans les régions d’agriculture intensive (Allemagne, Danemark, Pays-Bas, France), notamment pour les céréales (-20%) (Lotter 2003; de Ponti et al. 2012), ce mode d’expression des résultats a tendance à pénaliser les performances de l’AB, tant pour la lixiviation des NO3- (Pacini et al. 2003; Korsaeth 2008; Tuomisto  et al. 2012) que les émissions de N2O (Flessa et al. 2002; Olesen et al. 2006; Skinner et al. 2014). Toutefois ces études scientifiques ont toutes été réalisées dans des sites expérimentaux et non dans des exploitations agricoles commerciales et les systèmes biologiques spécifiques du bassin de la Seine ne sont pas représentés.

Afin de mieux comprendre les différences mesurées dans les systèmes en AB et AC, nous allons nous intéresser aux processus et aux facteurs de régulation des fuites d’azote (NO3- , N2O) depuis les agrosystèmes jusque dans les différents compartiments de l’environnement (hydrosystème, atmosphère).

La lixiviation du nitrate dans l’hydrosystème

Les mécanismes de la lixiviation 

La lixiviation, aussi appelée par abus de langage lessivage, consiste à l’extraction de molécules solubles par un solvant. Dans le sol, elle correspond au mouvement vertical de l’eau mobile et de ses solutés à travers le profil du sol hors de portée des racines, jusqu’à la nappe phréatique ou les drains. La majorité de l’azote lixivié est sous la forme de NO3- , très mobile et soluble dans l’eau (357 g l-1 à 25°C) alors que l’ammonium (NH4 +) reste fixé par adsorption sur les fractions argileuses du sol (Scherer 1993) et que le nitrite (NO2-)est peu abondant. La lixiviation à l’échelle locale est due à la conjonction de plusieurs facteurs : la présence d’un reliquat d’azote minéral à la sortie de l’automne, l’occurrence d’un drainage, l’absence d’absorption par le système racinaire et l’absence de réduction de NO3- dans les couches anoxiques (Sebillotte et Meynard, 1990; Addiscott et al. 1991; Hoffmann et Johnsson 1999). Le transfert des ions NO3- dans le sol est un phénomène de type convectif-dispersif. La convection est due au déplacement de l’eau et la dispersion résulte à la fois de l’agitation moléculaire au sein du liquide et de l’hétérogénéité des vitesses de transfert de l’eau dans des pores de taille variable. Le déplacement du NO3- est non conservatif car généralement associé à des processus de transformations biochimiques (dénitrification) au cours de la cascade de l’azote (Lafolie et Neel 1997). La convection présente deux orientations variables au cours du temps : ascendant quand les plantes se développent ; descendant quand les précipitations excèdent l’évapotranspiration (Garnier et al. 2001). L’absorption de l’azote par les plantes et la minéralisation du sol est variable au cours de l’année et selon les types des cultures .

D’une manière générale, la lixiviation se réalise à l’automne lorsque la pluviométrie est importante, la minéralisation active et que le prélèvement par les plantes est faible (Macdonald et al. 1989 ; Machet et Mary 1990 ; Powlson et Addiscott 2005). Le cas des prairies est un peu différent, du fait qu’elles sont pérennes et qu’elles puisent l’azote tout au long de l’année, toutefois en cas de retournement, de coupes ou de pâturage excessif par les animaux, des risques de lixiviation existent également (Hennart et al. 2010).

Les facteurs de régulation 

Les facteurs environnementaux 

Le climat
Les variations saisonnières des précipitations et de la température sont des facteurs de contrôles des bilans d’eau et par conséquent des fuites d’azote par lixiviation. Dans tous les cas, plus les précipitations et les écoulements de surface sont importants, plus les exportations d’azote sont fortes tant à l’échelle du groupement de parcelles (Tomer et al. 2003; Tiemeyer et al. 2006) qu’à celle des bassins versants (Thieu et al. 2009). Ces facteurs climatiques impactent également le processus de minéralisation/organisation au cours de l’année. Par exemple, en conditions contrôlées, une augmentation de température de 10°C (de 25 à 35°C) double les quantités d’azote perdues par jour (Medina et al. 2014).

Les conditions pédologiques
Les caractéristiques d’un sol déterminent son système poreux et par conséquent ses mouvements d’eau, d’air et de nutriments. Les propriétés de rétention en eau des sols varient en fonction de la profondeur du sol, de la texture (Bruand et al. 2004), de la teneur en matière organique (Franzluebbers 2002) et de la capacité d’échange cationique (Gaines et Gaines 1994). De nombreux auteurs s’accordent sur le fait que les quantités d’azote lixiviées dans les limons sableux sont deux à trois fois supérieures à celles en limons argileux (Bergstrom et Johansson 1991; Hansen et al. 2000; Beaudoin et al. 2005; Van Es et al. 2006). En conditions contrôlées, une étude a montré que 63% de l’ajout de NO3- était lixivié dans un sol sableux, contre 58% dans un sol limoneux sableux et 37% dans un limon sableux argileux (Gaines et Gaines 1994).

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Table des matières

Introduction générale
Contexte
Le projet ABAC
Choix méthodologiques
Objectifs et organisation des travaux
Partie I. Cadre général de l’étude
Chapitre 1. Etat de l’art
1.1. La cascade de l’azote
1.2. Les systèmes biologiques en Europe
1.2.1. Cahier des charges de l’agriculture biologique
1.2.2. Les performances agro-environnementales
1.3. La lixiviation des nitrates dans l’hydrosystème
1.3.1. Les mécanismes de la lixiviation
1.3.2. Les facteurs de régulation
1.3.2.1. Les facteurs environnementaux
1.3.2.2. Les pratiques agricoles
1.4. Les émissions d’oxyde nitreux dans l’atmosphère
1.4.1. Les processus responsables des émissions
1.4.1.1. La nitrification
1.4.1.2. La dénitrification
1.4.1.3. La nitrification dénitrifiante
1.4.2. Les facteurs de régulation
1.4.2.1. Les teneurs en oxygène
1.4.2.2. Les apports d’azote et de carbone
1.4.2.3. La température et le pH
1.5. Les techniques de mesures des fuites d’azote
1.5.1. Les méthodes directes
1.5.1.1. La lixiviation du nitrate
1.5.1.2. Les émissions de protoxyde d’azote
1.5.2. Les méthodes indirectes
1.5.2.1. Les bilans azotés
1.5.2.2. Les facteurs d’émission
1.5.2.3. Le méthodes isotopiques (15N)
1.5.2.4. Les modèles de prédictions des fuites azotées
Chapitre 2. Localisation des sites, matériels et méthodes
2.1. Localisation et caractéristiques des sites d’études
2.1.1. Le bassin de la Seine
2.1.1.1. Le contexte climatique
2.1.1.2. Un bassin majoritairement céréalier
2.1.1.3. Les systèmes biologiques en Ile-de-France
2.1.2. Le réseau ABAC
2.1.2.1. Localisation des exploitations
2.1.2.2. Les systèmes de cultures du réseau ABAC
2.1.3. Le bassin de l’Orgeval
2.1.3.1. Contextes pédologique et climatique
2.1.3.2. Les pratiques agricoles
2.2. Matériels et méthode
2.2.1. Les propriétés physico-chimiques des sols
2.2.2. La lixiviation du nitrate
2.2.2.1. Protocole des bougies poreuses
2.2.2.2. Calcul de la lixiviation par un modèle hydrique
2.2.3. Les émissions de protoxyde d’azote
2.2.3.1. Protocole des chambres d’accumulation de gaz
2.2.3.2. Expériences en conditions contrôlées
2.2.3.3. Analyse de la phase gazeuse (N2O)
Partie II. Les fuites d’azote à différentes échelles spatiales et temporelles
Chapitre 3. Nitrous oxide emissions and nitrate leaching in a mixed farm
3.1. Abstract
3.2. Introduction
3.3. Materials and methods
3.3.1. Experimental site and design
3.3.2. Soil measurements
3.3.3. Soil solution measurement
3.3.4. Nitrous oxide emissions
3.3.5. Calculations
3.3.5.1. Statistical analysis
3.3.5.2. Percolating water flux
3.3.5.3. Biological nitrogen fixation
3.4. Results
3.4.1. Climate and hydrologic conditions
3.4.2. N2O emissions with manual and continuous sampling
3.4.2.1. Method chambers comparison
3.4.2.2. Factors influencing N2O emission
3.4.2.3. Cumulative N2O fluxes for crops in OF and CF rotations
3.4.3. N leached in organic and conventional systems
3.4.3.1. Agricultural practices impacts
3.4.3.2. Leaching and water inflow
3.4.4. N losses in OF and CF systems
3.5. Discussion
3.5.1. Comparison of method chambers
3.5.2. Mineral and organic fertilisation
3.5.3. Catch crops and legumes
3.5.4. Nitrogen balance over the rotations
3.6. Conclusion
Chapitre 4. Temperature dependence of nitrous oxide production in batchs experiments
4.1. Abstract
4.2. Introduction
4.3. Materials and methods
4.3.1. Study site
4.3.2. Batch experiments: soil denitrifying and nitrifying potential
4.3.2.1. Range of temperatures chosen and soil sampling
4.3.2.2. Incubation conditions
4.3.2.3. Denitrification
4.3.2.4. Nitrification
4.3.3. Chemical analysis
4.3.3.1. Soil properties
4.3.3.2. Dissolved inorganic nitrogen
4.3.3.3. N2O emissions
4.3.4. Calculations
4.3.4.1. Potentials related to temperature variations
4.3.4.2. Determination of optimum temperatures
4.4. Results
4.4.1. Initial soil chemical properties and potentials determinations
4.4.2. Seasonal variation of N2O production at 20°C
4.4.3. Effects of temperatures on N2O production from nitrification and denitrification
4.5. Discussion
4.5.1. Role of experimental conditions on nitrification and denitrification potentials
4.5.2. Influence of temperature on nitrite production and nitrous oxide emissions
4.6. Conclusion
Chapitre 5. Curative vs. preventive management of nitrogen transfers in rural areas
5.1. Abstract
5.2. Introduction
5.3. Site studied and methods
5.3.1. Characteristics of the Orgeval watershed
5.3.2. Sampling and field studies, lab experiments and chemical analysis
5.3.3. Simulating N reduction measures
5.4. Quantifying the N cascade through the Orgeval watershed
5.4.1. N leaching from agricultural soils to sub-root water, tile-drains and aquifers
5.4.2. Denitrification and N2O emissions in soils along a cropped slope
5.4.3. In-stream N elimination processes
5.4.4. A synthetic budget of N transfers in the Orgeval watershed
5.5. Curative management measures to reduce NO3- contamination
5.5.1. NO3- and N2O concentrations in an artificial pond
5.5.2. Simulation of the effect of pond creation at the scale of the Orgeval watershed
5.6. Preventive management measures to reduce nitrogen contamination
5.6.1. Good Agricultural Practices
5.6.2. Modelling NO3- contamination resulting from GAP and organic farming
5.7. Discussion and conclusions
Partie III. La lixiviation de l’azote dans des exploitations du bassin de la Seine
Chapitre 6. Nitrate leaching from organic and conventional arable crop farms
6.1. Abstract
6.2. Introduction
6.3. Materials and methods
6.3.1. Localisation and characteristics of the main areas
6.3.2. Agricultural practices studied
6.3.3. Field measurements
6.3.3.1. Ceramic cups
6.3.3.2. Soil samples
6.3.4. Analyses
6.3.4.1. Soil analysis
6.3.4.2. Soil solution analysis
6.3.5. Calculations
6.3.5.1. Percolating water flow
6.3.5.2. N inputs: fertilisers and biological nitrogen fixation
6.3.5.3. Statistical analysis
6.4. Results
6.4.1. Soil properties in OF and CF
6.4.1.1. Textures
6.4.1.2. Nutrients
6.4.2 Soil solution concentrations for the typical OF and CF crop successions
6.4.2.1. Variations in organic rotations
6.4.2.2. Variations in conventional rotations
6.4.2.3. Impact of N inputs on organic crops
6.4.3. Influence of crop management, soil and climate on nitrate losses
6.4.3.1. Relation between N inputs and soil solution concentrations
6.4.3.2. Hydrological conditions and leaching
6.4.3.3. Relation between N total inputs, harvest and N leaching
6.5. Discussion
6.5.1. Experimental design and advantages of studying commercial farms
6.5.2. Effect of climate and soil on leaching variability
6.5.3. Key management practices controlling N leaching
6.5.4. The importance of catch crops
6.5.5. Room for improvement in conventional and organic systems
6.6. Conclusion
Chapitre 7. A large variability of leaching in organic and conventional systems
7.1. Abstract
7.2. Introduction
7.3. Materials and methods
7.3.1. Localisation and characteristics of the main areas
7.3.2. Description of the organic and conventional systems
7.3.3. Field measurements
7.3.3.1. Ceramic cups
7.3.3.2. Soils samples
7.3.4. Analyses
7.3.4.1. Soils analysis
7.3.4.2. Water analysis
7.3.5. Percolating water flux
7.3.6. Statistical analysis
7.4. Results
7.4.1. Climate and soil conditions
7.4.2. Variations of sub-root concentrations
7.4.2.1. Variations according to crops
7.4.2.2. The role of catch-crops
7.4.2.3. Influence of fall fertilisation
7.4.2.4. Variations among CF and OF systems
7.5. N Leached in conventional and organic systems
7.6. Discussion
7.6.1. Farmers strategies
7.6.2. Representativeness of the network
7.6.3. Organic and conventional farming leaching
Conclusion générale

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