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Les prairies : biodiversité et services systémiques

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Leslie Mauchamp
, 
François Gillet
, 
Arnaud Mouly
, 
et al.

IV. Les services écosystémiques des prairies

Texte intégral

1Comme tous les écosystèmes*, naturels ou anthropisés, les écosystèmes* prairiaux fournissent des services et des biens nécessaires à la survie et au bien-être des sociétés humaines. Selon le Millennium Ecosystem Assessment (Millennium Ecosystem Assessment, 2005), ces services écosystémiques se déclinent en quatre grandes catégories : les services d’approvisionnement concernent les produits que fournissent les écosystèmes* (ressources génétiques, aliments et matières premières) ; les services de régulation concernent les bienfaits qui découlent de la régulation des processus liés aux écosystèmes* (climat, eau, maladies humaines) ; les services culturels réunissent les bienfaits non matériels que procurent les écosystèmes* (récréation, valeurs esthétique, spirituelle, patrimoniale, éducative et scientifique, relations sociales) ; les services de soutien sont nécessaires à la fourniture de tous les autres services (formation et rétention des sols, cycle de l’eau et des éléments nutritifs, offre d’habitats, production d’oxygène).

2Nombre de ces services écosystémiques dépendent étroitement de la biodiversité (Kopkins & Holz, 2006). Il ne faut pas oublier que la diversité biologique est à l’origine des ressources alimentaires de l’humanité et qu’elle a progressivement permis à nos sociétés humaines de s’affranchir peu à peu de la chasse et de la cueillette qui étaient autrefois les seuls moyens de subsistance (photos 10.2 et 10.3). La diversité des gènes et des molécules est aujourd’hui encore un bien précieux pour nos sociétés puisqu’elle apparaît comme la « matière première qui intervient dans divers processus de production (pharmacie, cosmétiques, agroalimentaire, etc.) », sans oublier son utilisation dans les nouvelles biotechnologies « qui exploitent les processus cellulaires et moléculaires » (Lévêque & Mounolou, 2008). L’utilisation des végétaux et des microorganismes se présente aujourd’hui comme un moyen de dépollution des sols et des eaux efficace et économiquement viable (par l’intermédiaire de la bioremédiation) et nécessite donc de maintenir la diversité de ces différents groupes afin d’en exploiter toutes les possibilités.

3Nous résumerons ci-après les principaux services écosystémiques des prairies, en regroupant services de régulation et de soutien, la distinction entre eux étant parfois difficile (cas de la stabilisation des sols).

IV.A. Services d’approvisionnement

IV.A.1. Qualité de la production végétale

4À côté des aspects quantitatifs de la production végétale (cf. paragraphe « Productivité des écosystèmes* » dans le chapitre III), sa qualité est tout aussi importante puisqu’elle conditionne la production de lait et de viande par l’intermédiaire de la valeur nutritive et de la digestibilité de l’herbe et du fourrage d’une part et du taux d’ingestion par les animaux d’autre part (Hopkins & Holz, 2006).

5La qualité nutritive et la digestibilité du fourrage et de l’herbe offerts au bétail varient en fonction de leur composition floristique. Des mesures réalisées à partir de monocultures de plusieurs espèces végétales fréquentes dans les prairies tempérées semi-naturelles témoignent de ces différences interspécifiques (Pontes et al., 2007). Il ressort de cette étude que la teneur en protéines de fort poids moléculaire est grandement influencée par le degré de fertilisation et la fréquence des coupes, tandis que la teneur en matière sèche des parties aériennes ainsi que sa digestibilité sont très dépendantes de l’espèce considérée.

6La digestibilité et la teneur en matière sèche des fourrages et de l’herbe dépendent donc indirectement des pratiques agricoles qui engendrent des modifications de la composition floristique. La diversité floristique élevée de certaines prairies est favorisée par une fertilisation moindre. Indirectement, c’est cette fertilisation réduite qui conduit à l’obtention d’un fourrage avec une valeur nutritive faible. À l’inverse, la fertilisation importante utilisée dans les parcelles pauvres en espèces engendre une valeur azotée plus élevée dans ce type de prairies (Farruggia et al., 2008).

7Les prairies diversifiées présentent une plus grande stabilité de la valeur nutritive au cours du temps (Farruggia et al., 2008). Ainsi, les systèmes prairiaux diversifiés présents sur les milieux pauvres en éléments nutritifs présentent une digestibilité (mesurée in vitro) plus faible dans les stades de développement précoces, mais celle-ci diminue moins vite avec l’avancement dans la saison du fait de la présence d’espèces moins productives et dont le développement est plus tardif (Duru, 1997). La valeur nutritive et la digestibilité des fourrages varient également en fonction des groupes fonctionnels. Des études portant sur la digestibilité de la matière organique des plantes (Duru et al., 2004 ; Al Haj Khaled et al., 2006) s’accordent sur le fait que les espèces de graminées à croissance rapide avec une stratégie basée sur l’acquisition des ressources développent moins de parois végétales, ce qui les rend plus digestibles (Figure 15), et plus d’éléments cytoplasmiques, ce qui leur procure une meilleure valeur nutritive. Un autre paramètre intéressant pour évaluer la digestibilité des différentes espèces végétales repose sur la teneur en matière sèche des feuilles car il semble exister une corrélation négative entre la digestibilité de la matière organique et la quantité de matière sèche des feuilles. Ainsi, les espèces conservatrices qui sont les moins digestibles sont aussi celles dont le rapport feuilles/tiges et la teneur en matière sèche dans les feuilles sont les plus élevés, contrairement aux espèces végétales compétitrices qui présentent un rapport feuilles/ tiges faible tout comme la teneur en matière sèche (Ansquer et al., 2004 ; Al Haj Khaled et al., 2006). Ainsi, si l’on considère la biomasse végétale totale, les variations de digestibilité au cours du temps sont tamponnées par les différences phénologiques et chimiques des différentes espèces (Ansquer, 2006).

Figure 15. Évolution de la digestibilité de Festuca rubra (◯) et Dactylis glomerata (◻) au cours du temps dans le cas d’une absence de fertilisation (courbes en tirets) et dans le cas d’un apport de 120 kg.ha-1 de phosphore (courbes en trait plein) (d’après Duru et al., 2004).

8Des effets sont également à noter concernant la stimulation de l’ingestion par le bétail. Des expériences menées en ferme démontrent que dans une majorité de cas la diversité de l’offre alimentaire provoque un stimulus positif de l’ingestion par l’animal ainsi qu’un régime alimentaire plus diversifié. Le comportement de brebis avec de jeunes agneaux a été testé en offrant en pâturage différents types de couverts végétaux : ray-grass ou trèfle plantés en monocultures distantes ou adjacentes, ou ces deux espèces cultivées en mélange (Champion et al., 2004). Pendant les six jours de l’étude, il s’avère que les brebis passent plus de temps à se nourrir dans les parcelles en polyculture (mélange des deux espèces) et que les quantités ingérées quotidiennement par ces animaux sont les plus faibles dans cette situation. Par ailleurs, c’est pour le traitement basé sur les monocultures adjacentes que l’ingestion est la plus grande et que les agneaux ont le gain quotidien de poids vif le plus élevé. Ce travail révèle donc l’importance de la diversité de l’offre alimentaire sur la stimulation de l’ingestion par le bétail, confirmée par d’autres études sur d’autres types de bétail. Des vaches laitières nourries avec de l’ensilage de prairies gérées extensivement mais dont la diversité floristique varie, adoptent un comportement différent en fonction de la diversité botanique : bien que la digestibilité et la teneur en protéines soient plus faibles dans les prairies riches en espèces, l’ingestion de matière organique digestible par les animaux apparaît comme significativement plus élevée pour les prairies riches en espèces (Bruinenberg et al., 2003).

9De plus, une expérience menée en France sur des prairies calcicoles montre que les modifications de structure et de taille de la végétation qui font suite à une activité de pâturage engendrent des réponses de la part des brebis en pâturage : avec l’avancement dans la saison de pâturage, les animaux prennent des bouchées plus importantes en termes de masse mais qui conservent une valeur nutritive constante (Agreil et al., 2005). Les animaux en pâture basent leurs choix alimentaires sur l’abondance et la distribution de leurs plantes préférées, comme l’ont démontré Dumont et al. (2002) sur la station INRA de Laqueuille dans le centre de la France où ils ont remarqué que, dans les parcelles dominées par les fétuques, les agnelles et les génisses sélectionnent davantage le ray-grass lorsque cette espèce augmente en abondance mais aussi quand son degré d’agrégation augmente.

10Par ailleurs, les déplacements des individus peuvent aussi être mis en relation avec les caractéristiques de la couverture végétale comme l’ont montré Garcia et al. (2005) : dans des couvertures herbacées initialement homogènes, les moutons en pâture présentent des trajets aléatoires et sinueux avec une réduction de la quantité de mouvements nécessaires pour atteindre leur ration. Après quelques semaines de pâturage, lorsque la structure de la végétation devient plus complexe, les animaux adoptent des déplacements plus rectilignes afin de maximiser le rapport surface parcourue/ration alimentaire. Quelques années plus tard, Dumont et al. (2007b) précisent que, quel que soit le type (bœufs, génisses, moutons), la race (commerciale ou traditionnelle) et le chargement, le bétail sélectionne des bouchées contenant des légumineuses et d’autres dicotylédones et qu’il préfère les tâches avec des herbes rases, présentant une meilleure qualité nutritionnelle, à ceux avec une végétation haute. Cependant, les stratégies de consommation peuvent changer en fonction du chargement en bétail (nombre de coups de dents, nombre de pas par minute, distance parcourue lors des déplacements quotidiens), mais ni la qualité du régime alimentaire ni les performances individuelles des animaux ne semblent affectées par une augmentation de cette charge (Dumont et al., 2007a). Il est également important de mentionner l’impact de la saison sur ces comportements de prises alimentaires : en fin de saison, les génisses semblent s’éloigner les unes des autres et augmentent également le temps de broutage et le nombre de coups de dents donnés à chaque pas ce qui reflète la diminution de la disponibilité en fourrage avec l’avancement dans la saison (Dumont et al., 2007a).

IV.A.2. Qualité des produits dérivés

11Outre ces effets sur la qualité et la quantité des fourrages et de l’herbe, le maintien d’une diversité végétale élevée peut également s’avérer bénéfique tant pour les qualités organoleptiques* que pour l’image des produits issus d’un mode d’exploitation (photos 9.1 et 9.2). L’existence de différences sensorielles entre des laits obtenus au pâturage et des laits issus de régimes à base de foin ou riches en aliments concentrés (Dubroeucq et al., 2002) suggère l’importance de la diversité floristique sur les qualités organoleptiques* des produits issus de l’élevage laitier. Des différences ont également été mises en évidence au niveau des productions fromagères. Les fromages d’Abondance issus de pâturages riches en graminées étaient les plus intenses en odeur « chou cuit », saveur liée aux quantités plus importantes de composés soufrés dans ces fromages. À l’inverse, les fromages fabriqués à partir de laits de montagne ont été jugés plus riches en saveurs « fruité », « animal », « lait cuit » et « noisette ». Les terpènes, plus abondants dans les fromages issus de pâturages riches en dicotylédones, ne semblent pas contribuer directement à l’arôme des fromages (Bugaud et al., 2001a).

12La texture des fromages d’Abondance se trouve également modifiée par la composition chimique des herbages puisque les produits issus de pâtures de montagnes sont moins élastiques et moins déformables que ceux provenant de prairies de plaine. Ces différences peuvent être mises en lien avec la teneur en acides gras insaturés à 18 atomes de carbone dans les laits (Bugaud et al., 2001b). Une comparaison à grande échelle de la composition du lait de vache en acides gras (Collomb et al., 2002) a montré que celle-ci varie en fonction de l’altitude (plaine, moyenne montagne et haute montagne en Suisse), du mode d’alimentation du bétail et de la composition botanique des herbages : les pâturages de montagne riches en dicotylédones variées favorisent une teneur élevée en acides gras poly-insaturés et en acides linoléiques conjugués connus pour leurs effets bénéfiques sur la santé humaine.

13Le fromage de Comté a également fait l’objet d’analyses sensorielles couplées avec une étude des caractéristiques édaphiques* des parcelles et de l’alimentation des bovins. Il est ainsi possible d’établir des corrélations entre les différents terroirs* désignés à partir des qualités sensorielles des fromages et de la végétation propre à cette zone et des secteurs délimités du point de vue de leurs caractéristiques pédo-climatiques (Monnet, 1996 ; Monnet et al., 2000).

IV.A.3. Diversité et produits auxiliaires

  • 1 C’est notamment le cas du Royaume-Uni où on estime que 25 % de la population consomment régulièreme (...)

14La production herbagère ne représente pas la seule production possible que l’on peut attendre d’une prairie diversifiée. Les plantes médicinales et aromatiques sont depuis toujours une ressource importante pour la santé humaine (photos 10.2 et 10.3). À travers le monde, la consommation de produits médicaux issus des plantes est un besoin essentiel pour 80 % de la population dans les pays en développement et devient aussi une pratique de plus en plus courante dans les pays développés1 (Vines, 2004). En France, 900 espèces végétales sont utilisées à des fins médicinales, ce qui représente environ 19 % de la flore française (Schippmann et al., 2006).

15Un projet mené sur les prairies roumaines démontre l’importance des pratiques et des conditions édaphiques* sur la diversité des plantes médicinales et aromatiques (Michler, 2007). Ces espèces semblent se développer plus facilement dans des prairies de montagne sur sol calcaire ou siliceux et gérées de façon traditionnelle ou bien encore dans des prairies de fauche de montagne riches en espèces végétales. Comme beaucoup d’espèces médicinales, la présence d ’Arnica montana dépend étroitement de la gestion de la parcelle. Ainsi, cette espèce est favorisée dans des prairies pauvres en nutriments, peu productives et qui sont utilisées de façon extensive en conditions pâturées comme en conditions fauchées.

IV.B. Services de régulation et de soutien

IV.B.1. Séquestration du carbone et régulation du climat

16Les écosystèmes* prairiaux participent à la régulation du climat en séquestrant une partie du carbone atmosphérique dans la biomasse (végétale, animale et microbienne) ainsi que sous forme de matière organique morte dans le sol (sous forme solide ou dissoute). Le stock de carbone organique dans un écosystème* prairial à un moment donné dépend de l’équilibre entre les flux entrants (assimilation du CO2 par la photosynthèse, apports de fertilisants organiques) et sortants (respiration des êtres vivants, décomposition de la matière organique morte, exportation de biomasse, lessivage des particules organiques, lixiviation des matières organiques dissoutes). On désigne par puits* de carbone (carbon sink) un écosystème* qui tend à augmenter son stock de carbone, et par source* de carbone (carbon source) un écosystème* qui tend à le diminuer en émettant davantage de carbone atmosphérique qu’il n’en capture.

17Le bilan net du cycle du carbone d’un écosystème* dépend de la différence entre la production primaire nette et la respiration des organismes hétérotrophes* (Woodwell & Whittaker, 1968 ; Chapin III et al., 2009). D’autres processus sont également à prendre en compte si l’on veut cerner au mieux ce bilan. Des facteurs biotiques* (attaques de parasites, herbivorie) et abiotiques* (changements climatiques, disponibilité des nutriments du sol, etc.) peuvent en effet affecter la distribution du carbone souterrain liée aux exsudations racinaires (Bardgett et al., 2005).

  • 2 Le secteur agricole est responsable de 50 % des émissions de méthane à travers le monde, provenant (...)

18Le dioxyde de carbone (CO2) ne constitue pas la forme unique de carbone transférable vers l’atmosphère : on retrouve également le méthane (CH4), puissant gaz à effet de serre dont la source principale est le secteur agricole2. À la différence des autres secteurs d’activité pour lesquels les émissions de gaz à effet de serre sont principalement dues à l’utilisation de combustibles fossiles, le secteur agricole engendre des modifications des formes d’azote et de carbone issues de la décomposition des matières organiques (Gac et al., 2010).

19En parallèle aux émissions, certains écosystèmes* contribuent à la séquestration d’une partie de ce carbone. Dans les écosystèmes* terrestres, ce sont notamment les sols des forêts, des prairies, des landes et des tourbières qui interviennent majoritairement dans le stockage du carbone et limitent ainsi l’enrichissement du compartiment atmosphérique. On considère par exemple que dans les 30 premiers centimètres de sol, une prairie stocke autant de carbone qu’une forêt mixte (soit 70 t C/ ha-1) alors que les terres arables n’en contiennent en moyenne que 43 t C/ ha-1. Les stocks de carbone dans les sols des prairies sont particulièrement importants dans les prairies humides et les prairies de montagne, en raison de la lenteur des processus de décomposition de la matière organique dans les sols hydromorphes et/ou sous climat froid. Le drainage et le réchauffement climatique s’avèrent toutefois susceptibles de favoriser la libération de ce carbone dans l’atmosphère. Toute modification de l’occupation du sol peut conduire à des relargages importants de carbone dans le compartiment atmosphérique. À cela il faut ajouter les modalités de gestion appliquées à ces systèmes qui peuvent elles aussi modifier la dynamique du carbone au travers des effets sur les conditions physico-chimiques du milieu et de la protection physique des matières organiques du sol (Gac et al., 2010). Certains auteurs ayant travaillé sur des prairies anglaises indiquent par exemple que les zones les plus intéressantes du point de vue du stockage de carbone (principalement les tourbières et les landes) sont aussi celles dont la valeur agricole est la plus faible (Anderson et al., 2009). En effet, les changements brutaux de la quantité de biomasse végétale engendrés par la fréquence et le calendrier des pratiques agricoles favorisent les rejets de carbone dans l’atmosphère (Wohlfahrt et al., 2008).

20En Europe, les écosystèmes* terrestres piègent environ 10 % des émissions de CO2. Il est établi que les forêts constituent un puits* (absorption nette) et les cultures une source* (émission nette) de gaz à effet de serre. Les prairies, qui occupent près d’un quart du territoire européen, constituent à la fois un important puits* de CO2 (plus important que les forêts) et une source* non négligeable de deux autres gaz à effet de serre : le méthane (CH4), émis notamment par la fermentation entérique des ruminants domestiques, et l’oxyde nitreux (N2O) produit par les sols fertilisés et les effluents d’élevage (Ciais et al., 2010 ; Buchmann, 2011). Une étude menée dans neuf sites européens dans des conditions de climat et de gestion contrastées (Soussana et al., 2007) a montré qu’en moyenne les prairies étudiées représentent un puits* atmosphérique de CO2 de 2,4 tonnes de carbone par hectare et par an. Toutefois, une grande partie du carbone est stockée de façon temporaire (notamment dans les fourrages récoltés). En prenant en compte les émissions de méthane et d’oxyde nitreux (qui équivalent à 19 % en moyenne du puits* atmosphérique de CO2), le bilan de gaz à effet de serre attribué aux prairies étudiées correspond à un puits* modéré (non significativement différent de zéro) avec une forte variabilité entre sites et entre années. Cependant, cette étude a également montré que les prairies les plus intensivement exploitées par la fauche et le pâturage présentaient la plus faible activité de puits* de gaz à effet de serre, et que lors d’une année chaude et sèche comme 2003, elles se comportaient même comme des sources de CO2 atmosphérique.

21Les pratiques agricoles conduisent fréquemment à un ajout ou à une modification des formes d’azote dans le sol et peuvent entraîner une augmentation des émissions de N2O. Or, la séquestration du carbone et celle de l’azote sont très liées, comme le montrent les faibles variations du rapport C/N dans les sols en réponse aux traitements que l’on peut appliquer dans une parcelle (Conant et al., 2005). Selon des études basées sur la modélisation, l’amélioration de la productivité primaire des prairies par la fertilisation azotée peut favoriser le stockage de carbone dans le sol, mais cet effet positif est contrebalancé par une augmentation des émissions d’oxyde nitreux et de méthane (Vuichard et al., 2007). L’optimisation de la gestion des prairies et des systèmes d’élevage constitue donc un élément clé de l’atténuation des changements climatiques (Buchmann, 2011).

22Ainsi, en fonction des changements dans les conditions de climat et de gestion, un même écosystème* peut, au cours du temps, passer du statut de puits* de carbone à celui de source. C’est pourquoi la désignation stricte d’un type d’écosystème* comme puits* ou source* de carbone n’est actuellement plus suffisante et la communauté scientifique privilégie aujourd’hui un raisonnement en termes de bilan entre les émissions de gaz à effet de serre et leur compensation à travers les puits* de carbone (Gac et al., 2010). La fraction de CO2 qui se retrouve dans l’atmosphère représente une mesure indirecte de l’efficacité des puits* de carbone. Cette efficacité est limitée par différents facteurs : (i) les puits* de carbone sont limités par divers processus se déroulant à une échelle de temps plus longue que les taux d’augmentation des concentrations de CO2 ; (ii) les entrées de carbone dans les puits* peuvent être interrompues lorsque ceux-ci atteignent les niveaux de saturation (la vitesse de saturation dépend des concentrations atmosphériques de CO2) ; (iii) les changements environnementaux engendrent des modifications des puits* de carbone dont les capacités de stockage peuvent alors varier (Le Quéré, 2010).

23En effet, les modifications climatiques ont un impact sur la végétation et les communautés* microbiennes du sol, avec des rétroactions pouvant affecter le cycle du carbone. Deux hypothèses opposées peuvent être évoquées concernant cette rétroaction (Davidson & Janssens, 2006) : (i) on peut considérer que la hausse des températures provoque une augmentation du transfert de carbone du sol vers l’atmosphère du fait de l’accélération de sa minéralisation par les microorganismes décomposeurs, le feedback sur le climat est alors positif (maintien du réchauffement) ; (ii) à l’opposé, on peut poser l’hypothèse que les entrées dans le sol de carbone issu des plantes excèdent les pertes dues à sa décomposition et que dans ce cas, le feedback sur le climat est négatif.

24Quelle qu’en soit l’issue, les effets des modifications climatiques sur les communautés* microbiennes du sol sont réels et peuvent être directs (au travers de changements dans les températures, les régimes de précipitations ou encore des événements climatiques extrêmes) ou indirects. Ces derniers peuvent être de deux ordres : (i) les communautés* microbiennes peuvent être affectées suite à l’augmentation de l’activité photosynthétique des plantes et à l’élévation du transfert de matière organique vers les différentes communautés* du sol ; (ii) le climat peut impacter les communautés* microbiennes au travers des modifications de la diversité et de la composition fonctionnelles* de la communauté* végétale. Dans ce dernier cas, la qualité et la quantité de matière organique arrivant au sol sont les facteurs clés à prendre en compte dans la relation entre productivité primaire nette et décomposition de la matière organique (Chapin III, 2003 ; Bardgett et al., 2008).

25De la même manière, les traits fonctionnels des plantes peuvent influencer les processus de respiration et de photorespiration et donc potentiellement affecter les échanges de carbone. Cette influence peut se faire de manière directe au travers de la respiration par les racines et du relargage de composés organiques volatiles (Bardgett et al., 2005) mais les caractéristiques physiques du système racinaire (profondeur et degré de ramification) peuvent également jouer un rôle important dans la stabilisation du carbone (Lorenz & Lal, 2005). Le lien entre les traits fonctionnels et les pertes de carbone peut également être indirect puisque les traits déterminent en partie la vitesse de décomposition et d’assimilation du carbone par les organismes hétérotrophes* du sol, et de ce fait les taux de respiration (Bardgett et al., 2005). Les formes récalcitrantes de carbone issues des plantes à croissance lente sont en effet bénéfiques pour la séquestration du carbone car elles présentent un taux de résidence dans le sol élevé (Aerts & Chapin III, 2000 ; de Boer et al., 2005 ; Zak et al., 2006). Les composés phénoliques peuvent notamment modifier directement la composition et l’activité des décomposeurs du sol ainsi que l’abondance et l’activité de la macrofaune, conduisant ainsi à des taux de décomposition et de recyclage des nutriments plus faibles (Hättenschwiler & Vitousek, 2000). De plus, ces formes de carbone difficilement décomposables offrent aux plantes une protection contre les attaques d’herbivores et de pathogènes (Hättenschwiler & Vitousek, 2000). Cette protection chimique associée à d’autres stratégies mises en place par les plantes pour lutter contre l’herbivorie telles que l’évitement, la protection physique et la reprise de croissance après consommation (Díaz et al., 2007) permettent de réduire les émissions de carbone. Cet ensemble de stratégies favorise les espèces végétales dont les traits fonctionnels engendrent un long temps de résidence du carbone et des nutriments dans le sol (De Deyn et al., 2008).

26La présence de symbiontes des plantes peut fortement affecter les quantités de carbone stocké dans le sol. Les processus de complémentarité et de facilitation* qui existent entre organismes provoquent une augmentation considérable des stocks de carbone (van der Heijden et al., 1998 ; van Groenigen et al., 2006). Un cas particulier concerne celui des champignons mycorhiziens dont le mycélium utilise le carbone et en limite ainsi les pertes (Rillig & Mummey, 2006).

IV.B.2. Stabilisation des sols

27L’érosion des sols est un phénomène naturel qui résulte de l’énergie transmise par le vent et les précipitations et qui affecte la qualité et la productivité des sols. L’érosion peut réduire les taux d’infiltration de l’eau ainsi que la capacité de rétention de l’eau, la quantité de nutriments et de matière organique disponibles, la profondeur du sol et le volume disponible pour les organismes qu’il contient. L’érosion peut limiter les fonctions de régulation climatique et hydrologique. Les gouttes d’eau qui percutent le sol arrachent des particules à la surface de la même façon que le vent (Pimentel et al., 1995). Différents facteurs peuvent influencer le processus d’érosion. Il faut noter que les sols présentant des textures fines à intermédiaires, avec peu de matière organique et un faible développement structural sont plus sensibles à l’érosion, tout comme les sols situés sur de fortes pentes. Enfin, la présence de matériel végétal sur le sol, qu’il soit mort ou vivant, permet très efficacement de réduire le phénomène d’érosion puisque cette couverture végétale agit comme dissipateur de l’énergie issue du vent ou de la pluie (Pimentel et al., 1995). Ainsi, ce sont le climat, la topographie et la couverture végétale qui apparaissent comme les facteurs déterminants qui modulent ces processus d’érosion (Brazier et al., 2007). Une synthèse récente réalisée au Royaume-Uni fait apparaître que de nombreuses publications abordant ce domaine de recherche se concentrent sur les terres arables. Du fait de la présence d’une couverture végétale pérenne, les prairies permanentes* sont considérées comme ne participant pas aux phénomènes d’érosion (Brazier et al., 2007).

28Les cultures et les prairies temporaires présentent une qualité de sol généralement moins bonne que les prairies permanentes*, avec notamment la présence d’une semelle de labour qui divise le sol en deux ensembles et en modifie les propriétés (Gardi et al., 2002). Les cultures sont par ailleurs plus sensibles à l’érosion que les prairies, du fait du travail du sol régulier et de l’absence de protection végétale lorsque le sol est retourné (Pimentel et al., 1995). Cependant, les prairies peuvent aussi souffrir d’une érosion importante dans certaines conditions d’exploitation. Le surpâturage conduit à une mise à nu de certaines portions de sol, provoquant ainsi son exposition aux événements climatiques. Les prairies du Royaume-Uni, sur lesquelles le pâturage par des moutons s’est fortement intensifié depuis les années 1940 ont donc souffert de l’érosion, avec des impacts économiques et écologiques importants pour les régions touchées (Evans, 1997). En effet, les animaux au pâturage exercent une pression sur le sol qui résulte de leur poids important ainsi que de la faible surface de contact entre le sabot de l’animal et le sol.

29La forme et le degré d’altération de la structure du sol dépendent alors de plusieurs facteurs (Bilotta et al., 2007a, photo 8.2). L’âge et l’espèce de bétail considéré déterminent le poids des animaux ainsi que la surface de leurs sabots. Les vaches, avec une masse moyenne comprise entre 350 et 600 kg, exercent la pression la plus élevée sur le sol et cette pression est encore multipliée lorsque les animaux se déplacent ou que leurs pattes ne reposent pas toutes au sol. La charge en bétail peut être un élément déterminant de l’impact des animaux sur le sol, puisque l’altération structurale devient plus importante quand la charge augmente. L’humidité du sol peut favoriser les dommages créés par le bétail et détermine en partie la forme d’altération subie par le sol. La présence d’une couverture végétale permet de limiter l’impact du bétail sur le sol : elle procure une protection physique directe de par la matière végétale aérienne, mais la présence de matériel souterrain offre également une structure au sol. La décomposition de cette matière végétale conduit en outre à la formation de complexes dans le sol qui sont plus résistants à la déformation (Bilotta et al., 2007a). En définitive, toute pratique agricole entraînant des modifications de la diversité fonctionnelle* végétale peut modifier les processus d’érosion puisqu’il s’avère que certains traits physiques des plantes (comme par exemple l’établissement d’un système racinaire profond et ramifié) procurent une protection contre ce phénomène (Lorenz & Lal, 2005).

30Dans les zones de pente, le phénomène d’érosion peut conduire à des glissements de terrain. Une étude menée parallèlement dans les Alpes italiennes et autrichiennes a permis de constater qu’après l’exposition, l’inclinaison et la profondeur du sol, le mode d’occupation d’une zone est un facteur essentiel du risque de glissement de terrain superficiel (Tasser et al., 2003). Les auteurs précisent toutefois que ce ne sont pas les modes d’occupation en eux-mêmes qui influent sur le risque de glissement de terrain mais que ce sont plutôt leurs conséquences sur la couverture végétale et les propriétés du sol. Ainsi, les pâturages et prairies gérés sont moins touchés par l’érosion que ceux qui ont été abandonnés (Tasser et al., 2003). L’évolution temporelle de l’incidence des glissements de terrain a été abordée dans les Alpes suisses (Meusburger & Alewell, 2008). Une forte augmentation des zones affectées par les glissements de terrain au cours du temps (hausse de 92 % entre 1959 et 2004) a été mise en évidence (Figure 16). Ceci a pu être mis en relation avec les changements climatiques (augmentation des phénomènes de pluies torrentielles) ainsi que l’augmentation du nombre d’animaux présents sur les parcelles, soulignant ainsi l’importance de la gestion sur ces glissements de terrain.

31Une mesure compensatoire est parfois appliquée pour contrecarrer les effets de l’érosion : il s’agit de l’utilisation de fortes quantités de fertilisants afin de remplacer les nutriments perdus par l’érosion, associée à une irrigation pour compenser les pertes d’eau. Néanmoins, l’utilisation d’une telle mesure n’est pas sans risque sanitaire et environnemental puisqu’elle peut engendrer une pollution des eaux, détruire les habitats naturels et contribuer à une forte consommation énergétique et au caractère non durable des systèmes agricoles (Pimentel et al., 1995).

Figure 16. Comparaison entre l’augmentation du nombre de glissements de terrain au cours des dernières décennies et le nombre d’animaux, vaches (●) et moutons (◯), présents sur les parcelles.

32En outre, comme l’ont montré des auteurs sur des prairies des Alpes françaises, les risques d’avalanche et de glissement de terrain peuvent être mis en relation (comme de nombreux services écosystémiques) avec la dominance de certains types fonctionnels de plantes associée aux pratiques agricoles (Quétier et al., 2007). L’accumulation de litière de printemps favorisant le glissement de la neige sur les fortes pentes non boisées, les prairies fauchées dominées par les graminées à feuilles fines résistantes à la traction (type Festuca) participent à la protection contre les risques d’avalanche.

IV.B.3. Régulation de la qualité des eaux

33L’eutrophisation correspond à la présence en excès d’azote et de phosphore dans les milieux aquatiques. L’eutrophisation peut conduire à des modifications radicales de la structure et de la fonction des écosystèmes* aquatiques (Smith et al., 1999). Les apports excessifs de N et P favorisent la croissance et le développement des végétaux autotrophes* et peuvent provoquer des blooms algaux (« fleurs d’eau »). À terme, ceci provoque des modifications physico-chimiques drastiques (pH, concentration en oxygène, etc.) de la masse d’eau lorsque la matière organique excédentaire est la proie des décomposeurs.

34La couverture végétale permanente présente sur les prairies limite l’érosion et retarde également les écoulements. Elle limite de ce fait le détachement et le transport de particules du sol, ainsi que les pertes en sédiments et en phosphore particulaire. Les problèmes de qualité de l’eau révélés notamment au Royaume-Uni témoignent pourtant d’une possibilité de pollution liée à certains de ces systèmes agricoles via les contaminants liés aux sédiments. L’érosion des sols prairiaux peut donc contribuer à une pollution des systèmes aquatiques. De plus, le rôle de la matière organique est souvent négligé alors qu’elle est un facteur clé du transport d’éléments adsorbés comme le phosphore et qu’elle est présente en quantités importantes dans les prairies du fait de la couverture herbacée permanente (Bilotta et al., 2007b). Enfin, bien qu’essentiels dans le phénomène d’eutrophisation des eaux, les processus d’érosion par la pluie et le vent ne sont pas les seuls à pouvoir mobiliser des nutriments, des particules et des colloïdes. Le détachement de colloïdes peut avoir lieu à la suite de changements de la force ionique de la solution du sol, du pH, de l’humidité, de la dissolution des éléments constitutifs du ciment du sol ou bien encore de l’hydrolyse enzymatique du matériel organique (Bilotta et al., 2007b). En outre, certaines pratiques agricoles peuvent elles aussi engendrer une exportation de matériau et donc aboutir au même phénomène que l’érosion. Les diverses actions exercées par le bétail en pâture (notamment le piétinement) et le passage des engins d’exploitation peuvent être une source de matériaux détachés du sol et transférables vers le compartiment aquatique. De plus, les colloïdes apportés par l’application de déjections animales sous forme de fumier ou de purin sont plus mobiles et peuvent facilement être exportés (Bilotta et al., 2007b ; Brazier et al., 2007).

35Un autre processus d’enrichissement des milieux aquatiques en azote et en phosphore survient en cas d’excès de fertilisation minérale et organique : (i) des surplus de phosphore s’accumulent dans les sols et une partie atteint les systèmes aquatiques au travers des écoulements et (ii) les formes mobiles des surplus d’azote peuvent être lessivées et lixiviées par les écoulements de surface ou percoler dans les eaux souterraines (Carpenter et al., 1998). Lorsque les épandages sont raisonnés en fonction des teneurs en azote des produits fertilisants, cela n’entraîne pas de pollution azotée puisque les apports de cet élément sont calculés et effectués en fonction des besoins des plantes. En revanche, elle peut conduire à des excès de phosphore notamment dans le cas de l’épandage d’engrais produits sur les exploitations (fumier, lisier, photos 5.1 et 5.2) et de boues de stations d’épuration puisque le rapport N/P de ces produits est faible (peu d’azote contre de fortes quantités de phosphore) (Gburek et al., 2000).

36La comparaison d’une fertilisation azotée minérale avec une fertilisation d’origine organique sur des prairies temporaires de ray-grass anglais a été conduite en Loire-Atlantique pendant huit années consécutives (Ziegler, 1994). Le calcul de la valeur azotée de ces deux types de fertilisants permet d’apporter aux sols des quantités d’azote similaires. En revanche, les quantités des autres éléments nutritifs sont très variables d’un cas à l’autre puisque les teneurs de ces éléments dans les produits fertilisants n’ont pas été pris en compte dans les calculs des besoins. De fortes différences ont été notées entre les traitements minéraux et organiques concernant l’indice de nutrition du phosphore, avec une valeur élevée observée dans le cas des fertilisations organiques. En outre, cette expérience a mis en évidence une productivité plus faible dans les traitements organiques par rapport aux traitements minéraux en début d’expérience mais elle augmente à la fin de la période d’étude. Ce constat laisse envisager l’existence d’effets retardés marqués dans le cas de la fertilisation organique qui se traduisent par une hausse progressive des quantités d’azote. Ces effets sont dus à la présence d’azote organique dans les fertilisants organiques qui n’est pas disponible immédiatement pour la nutrition des plantes car la minéralisation de ces composés n’a généralement pas lieu pendant l’année d’épandage. Ces effets sont plus marqués pour les traitements à base de fumiers que pour ceux à base de lisiers puisque ces derniers contiennent une proportion plus grande de formes inorganiques d’azote directement assimilables par les plantes (Ziegler, 1994). Cette étude démontre l’importance de raisonner les épandages de fertilisants en fonction des besoins des végétaux, même si une règle unique n’existe pas et que les résultats varient en fonction de l’élément choisi pour les calculs. Ainsi, la mobilisation de l’azote et du phosphore dépend de facteurs décrivant la source (influencés par les caractéristiques du sol, la culture et la gestion du paysage*) et de facteurs de transport (notamment écoulements et érosion, Heathwaite et al., 2000). Les facteurs de transport apparaissent plus limitants pour le phosphore. La forte mobilité de l’azote sous la forme de nitrates dans les eaux de lixiviation signifie que tout le nitrate potentiellement créé par les différentes sources est exporté (Heathwaite et al., 2000). À long terme, les surplus de phosphore présents dans le sol pourraient conduire à réduire significativement la capacité de rétention de cet élément mais aussi à augmenter la saturation du sol en phosphore. Selon la quantité des surplus et la capacité de sorption du sol, des auteurs anglais ont estimé que les sols atteindraient 25 % de saturation d’ici 10 à 30 ans (Hooda et al., 2001). Concernant l’azote, le type de sol apparaît comme un élément déterminant dans les quantités d’azote lixiviées et exportées vers le milieu aquatique (les sols sableux étant par exemple plus sensibles aux pertes d’azote) (Carpenter et al., 1998) mais aussi de la couverture végétale comme l’ont montré Loiseau et al. (2001) dans le Massif Central : la présence d’un mélange ray-grass et trèfle blanc permet de réduire fortement les quantités d’azote perdues par lixiviation par rapport aux sols nus.

37En outre, la rétention des nutriments par les plantes ne dépend pas uniquement des absorptions directes de minéraux par la végétation mais est également à mettre en parallèle avec les effets des plantes sur la dynamique des populations microbiennes du sol (Hooper & Vitousek, 1997).

IV.B.4. Prévention des risques sanitaires

38Un autre bénéfice non négligeable pour les éleveurs de l’apport de fourrages ou d’herbe diversifiés concerne la santé animale puisque les tannins, contenus notamment dans certaines espèces de légumineuses et dans les essences ligneuses présentes sur les parcours, offre un moyen de lutte efficace contre les strongles (Nématodes parasites du système digestif) se développant chez les ruminants élevés à l’herbe et qui causent des dommages économiques majeurs. Ces composés peuvent agir de façon directe à travers une activité antiparasitaire mais, le plus souvent, ils conduisent à une augmentation de la résistance de l’hôte contre ces parasites intestinaux (Hoste et al., 2006).

39Ce bénéfice peut toutefois être limité voire totalement contrecarré par des pratiques de fertilisation et notamment par l’épandage de boues de station d’épuration (urbaines ou industrielles). Ce procédé qui affecte environ 2 % de la surface agricole utile française, permet d’éliminer en moyenne respectivement 60 % et 63 % des boues urbaines et industrielles (Dollé et al., 2010). Bien que la majeure partie des boues urbaines soit épandue sur les cultures, une partie est destinée aux prairies et pâturages. Les boues peuvent contenir des quantités non négligeables d’éléments traces métalliques, de composés organiques (tels que les hydrocarbures polycycliques aromatiques, les chlorobenzènes, et certaines substances chlorées pesticides), ainsi que des organismes pathogènes variés.

40Parmi les nombreux pathogènes présents dans ces boues urbaines, Taenia saginata semble être problématique pour les bovins et les humains. Ce pathogène aussi appelé « ténia du bœuf », atteint le stade adulte dans l’intestin humain et les œufs peuvent ainsi être disséminés dans les boues par l’intermédiaire des selles. Les œufs potentiellement ingérés par les ruminants conduisent à la formation de cysticerques sur les muscles des animaux. Le traitement que subissent les boues étant variable, des boues autoclavées conduisent à une viabilité des œufs de Taenia quasi nulle alors qu’elle atteint entre 14 et 49 % dans des boues seulement stabilisées (Cabaret et al., 2003). Un cadre légal concernant ces épandages existe en France et préconise un retour des animaux au pâturage ou une fauche trois semaines après les épandages dans le cas de boues hygiénisées (traitement visant à éliminer les pathogènes) et de six semaines pour des boues non hygiénisées (Dollé et al., 2010). Une expérience menée en France a révélé que ces mesures sont suffisantes pour prévenir la formation de cysticerques chez les ruminants. Cependant, le seuil de sensibilité était fixé à 60 cysticerques par animal, les animaux considérés comme non infectés contiennent tout de même parfois quelques cysticerques, ce qui peut être suffisant pour une infestation humaine. En outre, les techniques de détection utilisées par les agences de contrôle sanitaire ne sont pas celles employées lors de ce travail et se révèlent beaucoup moins performantes (Cabaret et al., 2003).

41Ce ténia n’est pas le seul à poser des problèmes de contamination humaine et animale. D’autres parasites tels que les Ascaris et les espèces du genre Giardia peuvent également se retrouver sur les sols des prairies. Leur entrée dans les plantes est un phénomène très rare. En revanche, ces organismes sont susceptibles de rester à la surface des végétaux ou pénètrent dans les premiers centimètres de sol. L’ingestion des plantes ou de terre contaminées par des animaux au pâturage constitue de ce fait une voie majeure de contamination du bétail. Le transfert de ces pathogènes des animaux au lait reste peu commune (Dollé et al., 2010).

42Ce constat n’est en revanche pas vérifié pour les bactéries qui se retrouvent elles aussi en grand nombre dans les boues urbaines, notamment Escherichia coli, Caxiella intestinalis, Mycobacterium paratuberculosis, les espèces des genres Salmonella et Listeria, etc. Ces organismes, contrairement aux divers pathogènes évoqués ci-dessus, présentent un risque élevé de transfert vers le lait.

43Les résultats évoqués jusqu’ici dépendent bien entendu du traitement subi par les boues de station d’épuration. Des traitements avancés comme celui de l’hygiénisation des boues permettent de réduire considérablement les quantités et la viabilité des différents pathogènes. Les délais de retour des animaux dans les parcelles après épandage de boues sont toutefois courts au regard des périodes de survie des organismes pathogènes, posant la question de l’impact environnemental de tels procédés (Dollé et al., 2010). Contrairement aux épandages de boues, les fertilisations organiques issues des déchets d’exploitation ne subissent aucun contrôle et peuvent pourtant être une source importante de divers pathogènes. C’est notamment le cas des lisiers de bovins et des fumiers peu pailleux qui présentent une température faible (20 à 30°C) favorable à la survie de ces organismes (Dollé et al., 2010 ; Pell, 1997).

44Les agrosystèmes sont particulièrement sensibles aux effets des contaminations chimiques, en partie du fait de « l’importance du facteur de production et des contaminations spécifiques liées aux pratiques agricoles, aux épandages de boues, de lisiers, d’engrais et de produits de traitements » (Académie des sciences, 1998). Un risque de transfert vers la plante et vers l’animal existe alors en ce qui concerne ces éléments traces métalliques mais existe également pour les composés traces organiques (Dollé et al., 2010).

45Par comparaison avec de nombreuses cultures, notamment annuelles, les prairies permanentes* sont des agro-écosystèmes* gérés de manière « douce » pour lesquels les pratiques agricoles classiques (labours, drainages, épandages de matières fertilisantes et traitements phytosanitaires) sont en règle générale de faible intensité. L’absence de labour ménage le sol et lui permet de conserver ses diverses fonctions de façon durable. En effet, un travail intensif altère la structure du sol et agit négativement sur sa teneur en matière organique (GIS SOL, 2011). Au contraire, l’absence de labour réduit la minéralisation de la matière organique, minimise la lixiviation des nitrates et maintient une capacité d’échange cationique élevée qui préserve l’aptitude des sols à fixer les nutriments (ADEME, 2007 ; Citeau et al. 2008 ; Girard et al., 2005). L’absence de labour réduit donc les risques de lixiviation d’éléments minéraux, qui peuvent être élevés sur les sols laissés nus en hiver dans l’attente des cultures de printemps. Le non-labour permet aussi de réduire l’érosion, d’augmenter l’activité biologique et finalement d’augmenter la porosité du sol (Chitrit & Gautronneau, 2007). Dans le même sens, le non-labour réduit les risques de ruissellement et d’érosion en diminuant le tassement dû à la semelle de labour et l’imperméabilisation de surface (battance). Outre leurs conséquences défavorables en matière de fertilité des sols, les phénomènes de lixiviation, qui sont aussi modulés par le drainage, contribuent aux processus d’eutrophisation des cours d’eau. Par comparaison aux cultures impliquant un important travail du sol, les prairies permanentes*, si elles sont correctement gérées, constituent un mode de mise en valeur agricole des bassins versants qui limite les transferts de contaminants minéraux (nitrate, ammonium, phosphate) aux milieux aquatiques et préservent la qualité de la ressource en eau (Scanlon et al. 2007).

46De la même manière, les systèmes prairiaux font le plus souvent l’objet de fertilisations moins intensives que les cultures. Lorsque les épandages y sont réalisés dans de bonnes conditions (quantités limitées, mode d’épandage tenant compte de l’état de la végétation et des conditions climatiques), les fertilisants sont directement utilisés par le couvert végétal, minimisant les risques de lixiviation. Ces pratiques tant qu’elles seront maintenues limitent les transferts de nutriments aux systèmes aquatiques et les préservent vis à vis des dysfonctionnements trophiques (eutrophisation). L’intensification des pratiques d’épandage et notamment les apports croissants de matières fertilisantes riches en azote minéral soluble (engrais minéraux mais aussi lisiers et purins) pourraient conduire à des exportations significatives de nutriments et de contaminants, entraînant des dommages pour les milieux aquatiques et la ressource en eau tels que ceux qui y ont d’ores et déjà été observés dans plusieurs régions de France et dans le monde.

  • 3 1 ppm (partie par million) = 1 mg kg-1 de masse sèche.

47En France, les matières épandues font l’objet de réglementations (MEEDDAT, 2009) en ce qui concerne la présence de contaminants (décret du 8 décembre 1997 relatif à l’épandage des boues issues du traitement des eaux usées et arrêté du 8 janvier 1998, prescriptions techniques applicables aux épandages de boues sur sols agricoles). Les boues d’épuration ne peuvent par exemple excéder des valeurs limites pour les éléments en trace métalliques (ETM) tels que le cadmium (10 ppm3), le chrome (1000 ppm), le cuivre (1000 ppm), le mercure (10 ppm), le nickel (200 ppm), le plomb (800 ppm) et le zinc (3000 ppm). Les textes réglementaires prévoient également des limites pour les flux d’ETM cumulés sur 10 ans. Les règlements en vigueur concernent également les teneurs en composés traces organiques (CTO) : fluoranthène (5 ppm), benzo (b) fluoranthène (2,5 ppm), benzo (a) pyrène (2 ppm), somme de 7 polychlorobiphényles (0,8 ppm). Cependant, les boues peuvent contenir d’autres contaminants et notamment des polluants dits émergents, qui ne font pas à ce jour l’objet de réglementations spécifiques relatives aux épandages. La Directive Cadre sur l’Eau (Water Framework Directive, 2000), transposée en droit français par la loi du 21 avril 2004, fournit cependant un cadre réglementaire pour la protection des eaux de surface, souterraines, de transition et côtières. Elle prévoit notamment que les milieux aquatiques doivent présenter un bon état écologique, ce qui implique qu’ils ne soient pas contaminés. Les principaux polluants émergents identifiés à ce jour sont des substances pharmaceutiques (molécules à propriétés antibiotiques, analgésiques, anti-inflammatoires, des lipo-régulateurs, des béta-bloquants, des anti-épileptiques, …), des perturbateurs endocriniens (hormones stéroïdiennes, alkylphénols, …), et les substances identifiées comme prioritaires, soit 33 substances ou groupes de substances dont 11 sont très toxiques (diuron, chloroalcanes, octylphénol, …). Les épandages de boues urbaines représentent un risque pour les milieux récepteurs (sols, eaux superficielles et souterraines) qu’il est souvent difficile d’évaluer avec précision, mais qui ne peut être ignoré. Des exemples récents montrent notamment que des épandages répétés d’eaux usées contribuent à élever les teneurs en contaminants dans les sols jusqu’à des niveaux interdisant la consommation des produits (Mandineau, 2005). Les prairies permanentes* étant moins sujettes jusqu’à présent aux épandages que d’autres agro-écosystèmes* sont ainsi moins exposées à ces éventuelles contaminations.

48Les prairies permanentes* figurent aussi parmi les systèmes agricoles qui sont les moins soumis aux traitements phytosanitaires, ce qui préserve leurs sols et les milieux aquatiques adjacents de nombreuses contaminations diffuses (micro-polluants), qui sont plus fréquentes dans les régions de culture intensive. En conclusion, si les pratiques ne changent pas, il est possible de considérer que les prairies permanentes* sont des systèmes relativement protégés vis-à-vis des contaminations directes d’origine agricole.

49Les prairies sont cependant exposées à d’autres sources de contaminations : comme l’ensemble des autres milieux naturels ou anthropisés, elles peuvent subir des retombées atmosphériques de contaminants transportés par voie aérienne à plus ou moins grande distance. La présence d’installations industrielles, d’agglomérations importantes, de voies de transports routiers, etc. constitue autant de sources locales de contaminations. Les prairies peuvent aussi être soumises à des pollutions trans-frontières agissant à une échelle globale : retombées de radioéléments, de métaux, de poussières... Dans ce contexte, on observe dans tous les pays développés une demande croissante de sécurité alimentaire de la part des consommateurs qui revendiquent une sécurité sanitaire totale des aliments. Les filières agro-alimentaires basées sur les prairies permanentes* et notamment les filières laitières sont ainsi à la merci de crises médiatiques, telles que celles qui ont affecté récemment d’autres secteurs de l’agroalimentaire. Même en l’absence de risques objectifs, il importe pour les acteurs socio-économiques concernés d’anticiper la survenue d’éventuelles crises et de disposer de données objectives sur l’état des contaminations environnementales dans les zones de production. Concernant les prairies permanentes*, il est en particulier nécessaire d’évaluer leur plus ou moins grande vulnérabilité vis-à-vis de contaminations accidentelles ou chroniques. Il importe aussi de prévoir les risques de contaminations des productions alimentaires associées. Des travaux récents ont montré que la vulnérabilité des systèmes prairiaux et des productions laitières associées vis-à-vis des contaminations anthropiques* est modulée par de nombreux facteurs parmi lesquels figurent la composition floristique, la nature et fonctionnement des sols, les contextes géomorphologique* et climatique, les procédés de fabrication, etc. (Besson, 2009 ; Besson et al., 2009 ; Maas et al., 2011 ; Pimou et al., 2011). En matière de contaminations par voie aérienne, les prairies permanentes* se distinguent des cultures annuelles par le fait qu’elles concernent des plantes pérennes qui peuvent de ce fait être exposées plus longuement aux dépôts atmosphériques. Leur durée de vie plus longue les prédispose aussi à une plus grande bioaccumulation des contaminants. En outre, le fonctionnement de tels systèmes écologiques conduit parfois à des phénomènes de biomagnification, c’est-à-dire à l’élévation des concentrations en contaminants le long des différents maillons des réseaux trophiques*. Des contaminants présents à des teneurs faibles dans les sols peuvent se concentrer dans les organismes situés à l’extrémité des chaînes trophiques. Une évaluation satisfaisante des risques ne peut donc être basée uniquement sur des mesures réalisées dans l’air, les eaux ou les sols, mais doit intégrer des informations issues de chacun des compartiments de la chaine alimentaire. Sur un plan pratique, de telles informations sont précieuses car elles permettent de proposer le cas échéant des mesures de gestion appropriées. Identifier a priori des lieux géographiques, des espèces ou des communautés* susceptibles d’accumuler préférentiellement des contaminants et présentant de ce fait un risque sanitaire accru est utile car cela permet la mise en place d’une meilleure sécurité sanitaire des productions agro-alimentaires associées.

IV.C. Services culturels

50Au-delà de ses effets positifs sur le fonctionnement des écosystèmes*, la biodiversité, y compris dans sa composante paysagère, possède une valeur culturelle qui peut représenter un atout économique important pour toute une région. Les prairies peuvent jouer dans ce contexte un rôle primordial. Les usagers des espaces agro-pastoraux sont sensibles aux modifications de la structure des paysages*, mais aussi aux fortes diminutions de l’abondance des papillons ou des plantes fleuries qu’ils peuvent constater. Des enquêtes menées en Suisse montrent que le public préfère les prairies riches en espèces (Junge, 2004 ; Hunziker et al., 2006).

51On peut mentionner le cas des pâturages boisés ou prés-bois du Jura franco-suisse qui illustre bien ce constat puisque les paysages* sylvo-pastoraux, riches en biodiversité, contribuent grandement à l’image de cette région de montagne et de son économie rurale. L’activité agricole se concentre autour du pâturage estival de génisses, de vaches laitières et parfois de chevaux. L’activité forestière est la plupart du temps restreinte à un travail d’entretien de ces milieux, avec la suppression des bois morts ou affaiblis par les maladies (Buttler et al., 2009). Cependant, outre ces utilisateurs permanents des prés-bois (agriculture et sylviculture), il existe des usagers de loisirs de ces milieux tels que les skieurs, randonneurs, cyclistes, etc. ; les bénéfices pour la région peuvent alors être considérables (photo 10.1). C’est aussi le constat réalisé dans les Vosges, où une étude a été conduite sur les relations entre paysans et paysage* (Brossier et al., 1975). Trente ans après (Brossier et al., 2008), une nouvelle étude dans cette zone a permis de constater que les milieux restaient encore aujourd’hui ouverts, la forêt n’ayant pas trop gagné de terrain. L’une des explications à ce maintien des paysages* ouverts repose sur le développement d’un tourisme vert important ainsi qu’à un regain d’intérêt des habitants locaux pour la typicité des paysages*.

IV.D. Évaluation économique des services écosystémiques

52La valeur globale des services écosystémiques des prairies et des parcours est évaluée à 232 $ US par hectare et par an (Costanza et al., 1997 ; Gaujour et al., 2012). Cependant, l’évaluation économique des services rendus par les agro-écosystèmes* n’est pas chose aisée, surtout quand il s’agit de services qui ne contribuent pas directement à la production agricole (Encadré 5). Hodgson et al. (2005) ont noté que sur une large gamme de productivité, une gestion qui vise uniquement à maximiser les profits économiques à court terme est incompatible avec une gestion ayant pour objectif de promouvoir la biodiversité.

53L’utilisation de pratiques de gestion inappropriées, avec les pertes d’eau et de nutriments qui en découlent, induit des coûts économiques et environnementaux importants (Pimentel et al., 1995 ; Andrieu et al., 2004). Les coûts peuvent intervenir au niveau de l’exploitation, un manque de souplesse dans les pratiques agricoles en fonction des aléas climatiques conduisant par exemple à l’achat supplémentaire de concentrés ou de fourrages nécessaires à l’alimentation du bétail (Andrieu et al., 2004). Ces coûts peuvent également se répercuter sur des échelles spatiales plus larges. L’érosion des sols engendre des coûts qui proviennent du remplacement de l’eau et des nutriments perdus par ce phénomène sur le site même de l’érosion alors que les principaux dommages sont hors-site et concernent l’entrée de particules de sol dans le compartiment aquatique (Pimentel et al., 1995). Si on combine les effets sur- et hors-site, le coût total de l’érosion des sols par l’agriculture aux États-Unis est d’environ 44 milliards de $ par an soit 100 $ par hectare de culture ou de prairies (dans le monde, ce coût s’élève à 400 milliards de $ par an). En parallèle, le coût envisagé pour contrôler l’érosion est de 8,4 milliards de $ par an aux États-Unis (Pimentel et al., 1995). De la même façon, concernant la pollution nitrique des eaux, des auteurs français indiquent que la mise en place de pratiques agricoles plus adaptées présente un coût moindre par rapport au traitement industriel des eaux polluées (0,06 à 0,08 €/m3 d’eau consommée contre 0,27 € dans le cas du traitement) (Lacroix & Beaudoin, 2003).

Encadré 5. L’évaluation économique des services écosystémiques
Koenraad Duhem
 

L’adaptation de la production laitière en France aux besoins contradictoires de la compétitivité à court terme dans une économie globalisée et des attentes sociétales en termes de durabilité suit deux trajectoires parallèles.
La première est basée sur une logique d’augmentation de la productivité laitière par vache et par ration. Cette logique fait l’objet aujourd’hui de plusieurs réflexions ou expertises scientifiques pour qu’elle puisse être mise en place dans le cadre général d’une perspective de réduction des impacts environnementaux de l’élevage et notamment de réduction des intrants*. Des voies possibles d’optimisation sont à l’étude pour les différents systèmes d’élevage. Ces réflexions permettront de répondre en même temps aux impératifs économiques de la mondialisation et aux critères environnementaux imposés par une réglementation en évolution.
La seconde répond à une logique de valorisation plus large, plus collective des produits par une valeur ajoutée perçue ou réelle liée à des services « sociétaux ». Pour se pérenniser, cette seconde approche nécessite dans le court terme une politique incitative des pouvoirs publics et à moyen terme que les services sociétaux soient reconnus et monétarisés.
L’évaluation économique des services écosystémiques ne peut se faire que si des référentiels sont disponibles sur les critères qui y sont associés ; comment quantifie-t-on la séquestration du carbone, la biodiversité (dans le sol, les plantes, la faune), la résilience* d’un système, la stabilisation du sol ? Il importe que dans cette démarche d’évaluation, les critères, les indicateurs, les mesures associées, les référentiels fassent l’objet d’une démarche de reconnaissance mutuelle et de normalisation au niveau international.
Les principes de l’évaluation économique des services écosystémiques sont pour le moment basés sur des critères et des indicateurs partiels. En avril 2009, B. Chevassus-au-Louis, missionné par le Premier ministre dans le cadre du Centre d’analyse stratégique (CAS) à la suite du Grenelle de l’environnement, a présenté un rapport destiné à fixer une valeur économique à la biodiversité. Le groupe d’experts qui a contribué à ce rapport a choisi de ne prendre en compte que la biodiversité ordinaire ; il a proposé d’évaluer cette biodiversité ordinaire à partir des services des écosystèmes* dont profite la société. La valeur économique des écosystèmes* est exprimée par unité de surface et par an. Le principe est d’évaluer ce que coûterait la compensation des « services écologiques » que rend un hectare de l’écosystème* considéré, s’il était supprimé.
Quatre services principaux rendus par les écosystèmes* ont été identifiés par les experts :
 
· Les services d’auto-entretien : recyclage des nutriments, production primaire.
· Les services d’approvisionnement, qui conduisent à des biens appropriables. Par exemple pour l’évaluation économique des écosystèmes* forestiers, le bois prélevé est valorisé au prix du marché, les champignons cueillis sont valorisés au prix du marché.
· Les services de régulation, c’est-à-dire la capacité à moduler dans un sens favorable des phénomènes comme le climat, l’occurrence et l’ampleur des maladies ou différents aspects du cycle de l’eau (crues, étiages, qualité physico-chimique). Par exemple, l’évaluation économique du traitement naturel de l’eau opéré par la forêt résulte de la multiplication du coût de l’épuration artificielle d’un m3 d’eau par le volume d’eau qu’un hectare de forêt peut traiter.
· Enfin, des services culturels, à savoir l’utilisation des écosystèmes* à des fins récréatives ou esthétiques.
 
Les experts doivent cependant reconnaître que certains services (de régulation, culturels), quoique identifiés, n’ont pas pu être mesurés économiquement par manque d’études pertinentes et de référentiels ; les chiffres ci-dessous sont vraisemblablement sous-estimés.
Au final, le groupe d’experts est parvenu à évaluer la valeur des services écologiques d’une forêt à 970 € par hectare et par an (fourchette de 500 à 2000 €/ha/an).
Pour la prairie permanente* cette évaluation atteint 600 € par hectare et par an pour les services non marchands (donc hors prélèvement des produits animaux ou de cueillette) se répartissant comme suit :
 
- services de régulation :
    - fixation et stockage de carbone : 350 €/ha/an
    - filtration eau : 90 €/ha/an
    - pollinisation* : 60 €/ha/an
- services culturels (promenades, chasse, aménités* paysagères) : 100 €/ha/an
 
Ces valeurs peuvent servir de référence dans le cadre de la revalorisation des DPU pour le calcul de la compensation des écarts de rendement économique entre la prairie permanente* et les prairies temporaires ou autres systèmes d’élevage.
Sur ces bases partielles de valorisation, le service rendu sur une base annuelle par l’ensemble des prairies permanentes* en France serait de près de 5 milliards d’ € ; celui de l’ensemble des forêts serait de plus de 15 milliards d’ € ; celui des abeilles à 2 milliards d’ €.
Même partielles, ces évaluations permettent d’ores et déjà d’imaginer les mécanismes financiers de compensation de destructions (par des autoroutes, des parkings, de zones industrielles) de ces écosystèmes*. Aux États-Unis, ces instruments de marché, dont les fondements économiques et techniques ne sont pas toujours clairs et surtout dont une analyse sur le long terme n’a pas été faite, ont entraîné déjà des dérives ; ils se traduisent parfois par des droits de détruire des écosystèmes* complexes, moyennant compensation par des systèmes plus artificiels dont la durabilité et les services rendus sont moins importants.

Notes

1 C’est notamment le cas du Royaume-Uni où on estime que 25 % de la population consomment régulièrement des plantes médicinales (Vines, 2004).

2 Le secteur agricole est responsable de 50 % des émissions de méthane à travers le monde, provenant essentiellement de l’élevage des ruminants et des rizières (Watson et al., 1996).

3 1 ppm (partie par million) = 1 mg kg-1 de masse sèche.

Table des illustrations

Légende Figure 15. Évolution de la digestibilité de Festuca rubra (◯) et Dactylis glomerata (◻) au cours du temps dans le cas d’une absence de fertilisation (courbes en tirets) et dans le cas d’un apport de 120 kg.ha-1 de phosphore (courbes en trait plein) (d’après Duru et al., 2004).
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Légende Figure 16. Comparaison entre l’augmentation du nombre de glissements de terrain au cours des dernières décennies et le nombre d’animaux, vaches (●) et moutons (◯), présents sur les parcelles.
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© Presses universitaires de Franche-Comté, 2012

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