Stocks of organic carbon in the soils of the arid Coquimbo region (Chile): Consequences of goat grazing practices

ARTICLE

sec.2011.0324

Auteur(s) : Gerardo Soto-Mundaca^1,2 gerardo.soto@renare.uchile.cl, Ary Bruand² ary.bruand@univ-orleans.fr, Jean-Robert Disnar² jean-robert.disnar@univ-orleans.fr, Audrey Gallaud² audrey.gallaud@gmail.com

¹ Universidad de Chile Facultad de Ciencias Agronómicas Departamento de Ciencias Ambientales y Recursos Naturales Renovables Avenida Santa Rosa #11315 882 08 08 - La Pintana Santiago de Chile Chili

² Université d’Orléans UMR 6113 – CNRS Institut des sciences de la terre d’Orléans 1A, rue de la Férollerie 45071 Orleans cedex 2 France

Tirés à part : G. Soto-Mundaca

Les sols représentent le plus grand réservoir de carbone organique terrestre de la biosphère (Jobbággy et Jackson, 2000). Les ressources mondiales totales en carbone pour l’ensemble des terres ont été estimées entre 2 157 et 2 293 Pg (pétagrammes, soit 10¹⁵ grammes) pour le premier mètre de la surface (Batjes, 1996). Au sein de ce stock de carbone, on peut distinguer le carbone organique total des sols (COT) qui représente 684 à 724 Pg de C dans les 30 premiers centimètres, 1 462 à 1 548 Pg de COT dans les 100 premiers centimètres, et 2 376 à 2 456 Pg de COT dans les 200 premiers centimètres (ibid). En accord avec les estimations de l’Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC, 2001), la ressource totale en C pour les terres devrait être de 1 750 ± 250 Pg avec 835 Pg de C inorganique.

Les variations de stock de COT (S_COT) ont été étudiées sous différentes zones climatiques (Bernaux et al., 1998 ; Lemenih et Itanna, 2004). Cependant, dans les régions arides et semi-arides, les études du S_COT en fonction de l’usage des sols sont peu nombreuses. Hernanz et al. (2002) ont étudié l’effet à long terme de systèmes de culture sur les variations de S_COT dans le contexte climatique semi-aride méditerranéen de l’Espagne centrale. Ils ont enregistré un stock moyen de COT de 40 Mg/ha pour les 40 premiers centimètres. Reeder et al. (2004) et Mills et al. (2005) ont analysé l’influence du bétail en pâturages sur le carbone organique du sol des steppes du Colorado aux États-Unis, et les fourrés semi-arides du Cap est en Afrique du Sud. Ils ont estimé des valeurs autour de 64 Mg/ha de 0 à 90 cm de profondeur pour le Colorado, et 133 Mg/ha pour le Cap est. Shrestha et Stahl (2008) ont analysé les variations de S_COT dans les steppes du Wyoming et ont enregistré des valeurs comprises entre 5,8 et 15,7 Mg/ha de COT en en fonction du système de culture pour les 15 premiers centimètres de sol. Feng et al. (2002) ont estimé le S_COT de zones arides le long d’un gradient croissant de désertification. Pour le bassin du Junggar localisé en Chine, les valeurs varient entre 1,7 et 14,8 Mg/ha, et dans le bassin du Tarim, entre 0,6 et 20,1 Mg/ha. Singh et al. (2007) ont estimé le COT de la région aride à semi-aride du Rajasthan à 2,3 Pg pour les 100 premiers centimètres de sol. Brahim et al. (2010 ; 2011) ont analysé la distribution spatiale et le stock de COT pour les sols tunisiens. Ils ont enregistré des valeurs moyennes de 405,44 Tg (téragrammes, 10¹² grammes) de COT de 0 à 30 cm, et de 1 006,71 Tg de COT de 0 à 100 cm de profondeur. Les estimations par type de sol montrent que pour les Luvisols tunisiens les valeurs varient entre 71,6 Mg/ha (0-30 cm) et 159,2 Mg/ha (0-100 cm). De plus, pour les Lithosols, les valeurs vont de 18,4 Mg/ha (0-30 cm) à 40,4 Mg/ha (0-100 cm). Au Chili, Pérez-Quezada et al. (2011) ont analysé les variations du stock de carbone dans les sols d’un écosystème aride de la région de Coquimbo en fonction du type de végétation. Ils ont enregistré des stocks de carbone organique variant de 21,1 Mg/ha sous plantation d’Acacia saligna à 36,5 Mg/ha sous végétation naturelle.

Cependant, on note encore un déficit de données pour les milieux arides quant aux conséquences du type d’usage des sols sur leur stock organique, en particulier pour les zones arides d’Amérique du Sud, alors qu’elles représentent 445 000 km² (Reynolds, 2001). Les objectifs principaux de cet article sont de discuter le stock organique de sols d’une zone aride du Nord du Chili en analysant l’effet des pratiques de pâturage et d’évaluer les possibilités de prédire ces stocks en se limitant à la partie superficielle.

Zone d’étude

La zone d’étude fait partie de la station expérimentale de Las Cardas qui appartient à l’université du Chili (Casanova et al., 1995). Sa superficie est de 4 873 hectares et elle est localisée dans la région de Coquimbo (29̊ 00’ S ; 32̊ 10’ S) qui est une zone aride du Nord du Chili de 40 462 km² (Sánchez et Morales, 1998). Cette région est l’une des 25 zones pourvues de la plus grande biodiversité mondiale. La végétation est composée de 1 478 espèces naturelles et de 244 espèces introduites. Les espèces dominantes sont des herbacées pérennes (45 %), des arbustes (27 %) et enfin des herbacées annuelles et bisannuelles (23 %) (Squeo et al., 2001).

Le site d’étude de Las Cardas est situé à 23 km à l’est de la côte et à 45 km au nord de la ville d’Ovalle dans la province d’Elqui, région de Coquimbo (71° 15’ S ; 30° 13’ W, 220 m d’altitude) (Pérez-Quezada, 2011). Géomorphologiquement, le site de Las Cardas se trouve dans la frange littorale ; cependant, il correspond à une terrasse en fond de vallée. Le relief est relativement plat avec des pentes maximales autour de 2 %. La pluviométrie et la température moyenne annuelle sont respectivement de 100 mm et 16,5 ̊C (González et al., 2001). La végétation est dominée par des arbustes sclérophylles et des espèces caduques estivales, associées à des herbacées de prairie (pâturage natif) et à des cactacées dans les zones d’exposition nord. Les espèces dominantes d’arbustes xérophytes sont représentées par Alcaparra (Senna cumingii [Hook. et Arn.] H. S Irwin et Barneby), Cuerno de Cabra (Haplopappus foliosus (D.C), Quisco (Echinopsis chilensis [Colla] Friederich et G.D. Rowley), Pichanilla (Gutierrezia resinosa [Hook. et Arn]. S.F.Blake), Incienso (Flourensia thurifera [Molina] D.C.), Chilco (Baccharis linearis [Ruiz et Pav.] Pers.), et Cardón (Puya chilensis [Molina]) (Lailhacar, 1985). Les sols de la station expérimentale sont à rattacher à des Typic Haplodurids de la Soil Taxonomy (Soil Survey Staff, 1999 ; Aburto et al., 2008) (figure 1).

Méthodes d’étude des sols

Sur le site expérimental, trois types de traitement ont été sélectionnés pour l’étude :

• –. végétation naturelle (VN ; parcelle mise en défens depuis 1973 et considérée ici comme témoin) ;
• –. pâturage d’intensité modérée sur parcours par des chèvres (PM ; 6 UPR¹/ha/an) ;
• –. pâturage intensif sur parcours par des chèvres (PI ; 10 UPR/ha/an).

Trois sols ont été étudiés dans la zone sous végétation naturelle, quatre sous pâturage modéré et trois sous pâturage intensif. Les sols sont développés dans des matériaux très grossiers correspondant soit à des dépôts de piémont, soit à des alluvions recouvertes par des matériaux sableux contenant très peu d’éléments grossiers, correspondant vraisemblablement à des dépôts de fin de crue.

Pour chaque sol, nous avons décrit le profil, identifié les différents horizons, et quantifié la proportion d’éléments grossiers au moyen de la planche présente dans la charte des couleurs Munsell (Munsell, 2000). Ensuite, pour chaque horizon, nous avons mesuré la densité apparente (D_a) du matériel < 2 mm présent entre les éléments grossiers à l’aide de mottes de 5 à 10 cm³ de volume chacune à l’aide de la méthode utilisant du kérosène (Assouline et al., 2000). Les valeurs moyennes de D_a ont été calculées à partir de 5 à 7 mottes pour chaque horizon. Nous avons également prélevé du matériel < 2 mm dans chaque horizon pour des déterminations physico-chimiques. La distribution granulométrique a été déterminée grâce à la méthode de la pipette de Robinson après un prétraitement des échantillons avec du peroxyde et de l’hexamétaphosphate de sodium (Baize, 2000). La capacité d’échange cationique (CEC, en cmol₊/kg de sol < 2 mm séché à 105 ̊C) a été déterminée en utilisant la méthode du trichloride hexamine-cobalt (Ciesielski et Sterckeman, 1997).

Afin d’étudier la distribution verticale de la teneur en carbone organique dans les sols sélectionnés, nous avons échantillonné chaque profil tous les 5 cm pour les 10 premiers centimètres (0 à 5 cm et 5 à 10 cm), et ensuite tous les 10 cm jusqu’à 1 m de profondeur. La méthode d’analyse utilisée pour doser le carbone organique a été la méthode Rock-Eval (Disnar et al., 2003) qui permet de ne doser que le carbone appartenant à la matière organique, même en présence de carbonates.

Résultats et discussion

Composition minérale des sols

Avant de nous intéresser à la distribution du carbone organique, il est utile de préciser la composition minérale des sols étudiés. La proportion en éléments grossiers dans ces sols varie de 0,03 à 0,80 m³/m³ selon les horizons (tableau 1). Elle est par conséquent extrêmement variable, très généralement faible dans les premiers décimètres et particulièrement élevée en profondeur, en lien avec la nature des matériaux dans lesquels les sols étudiés se sont différenciés. La teneur en sable varie de 415 à 874 g/kg, mais seulement de 587 à 743 g/kg pour l’horizon de surface. La teneur en argile, quant à elle, varie de 41 à 335 g/kg mais seulement de 61 à 94 g/kg pour l’horizon de surface (tableau 1). De telles compositions correspondent à des sols très caillouteux dont le matériel fin présente des textures de type limon sableux (Soil Survey Staff, 1993).

Tableau 1 Caractéristiques des profils de sols étudiés.

UPR : unité petits ruminants.

La CEC varie de 6,7 à 28,6 cmol₊/kg et elle est étroitement liée à la teneur en argile granulométrique (R² = 0,87) (figure 2). En raison des faibles teneurs en carbone organique des sols, nous avons fait l’hypothèse que la contribution de la matière organique à la CEC pouvait être considérée comme étant négligeable comparée à celle des minéraux argileux présents dans la fraction granulométrique argile. Nous avons ainsi calculé la capacité d’échange cationique du matériel argileux (CEC_arg, en cmol₊·par kg d’argile granulométrique) de la manière suivante :

CEC_arg = (CEC/teneur en argile) x 1 000

Les résultats montrent que la CEC_arg varie de 70,2 à 141,0 cmol₊/kg. De telles valeurs de CEC_arg indiquent la présence en proportion élevée de minéraux argileux développant des capacités d’échange cationique élevées comme c’est le cas pour des smectites. Un tel résultat est en accord avec ceux obtenus antérieurement sur des sols similaires (Flores, 1983). Nos valeurs de CEC_arg sont comparables aussi à celles calculées à partir des résultats enregistrés pour d’autres sols de la station expérimentale de Las Cardas et qui conduisent à des CEC_arg comprises entre 92,9 et 101,3 cmol₊/kg (Aburto et al., 2008).

Teneur en carbone organique des sols

La teneur en carbone organique de la fraction inférieure à 2 mm varie dans les 5 premiers centimètres de 6,13 à 11,79 g/kg sous végétation naturelle, de 7,45 à 13,39 g/kg sous pâturage modéré, et de 4,67 à 9,72 g/kg sous pâturage intensif (figure 3). La figure 4 représente, pour chaque traitement, la valeur moyenne d’un même horizon pour les différents profils. Ces teneurs moyennes en carbone organique décroissent de plus en plus rapidement en profondeur dans le sens végétation naturelle, pâturage modéré, et enfin pâturage intensif. Le pâturage a par conséquent pour effet de diminuer non seulement la teneur en carbone organique dans les 5 premiers centimètres mais aussi de le concentrer dans les premiers centimètres. La zone la plus intensivement pâturée (c’est-à-dire pâturage intensif) accusant la diminution de restitutions végétales au sol la plus marquée, est celle qui possède les teneurs en carbone organique les plus faibles dans les 5 premiers centimètres. La très faible teneur en carbone organique en profondeur dans cette même zone serait liée au plus faible développement des appareils racinaires et de la production d’exsudats à la suite du pâturage intensif. Les apports organiques d’origine animale (déjections), associés à la densité d’animaux par hectare (6 et 10 UPR·ha/an) sont marginaux et n’ont eu aucune influence sur les teneurs de carbone organique des sols.

Stock de carbone organique total dans les sols

Le stock de carbone organique total (S_COT) en Mg/ha de chaque sol étudié a été calculé de la façon suivante :

avec :

• –. T_i l’épaisseur de l’horizon i en cm ;
• –. CO_i la teneur en carbone organique de l’horizon i en g/kg ;
• –. et D_ai la densité apparente moyenne de l’horizon i en g/cm³.

Le S_COT varie de 31,1 à 58,5 Mg/ha sous végétation naturelle, de 24,3 à 29,3 Mg/ha sous pâturage modéré, et de 10,2 à 15,5 Mg/ha sous un pâturage intensif (tableau 1). Les S_COT mesurés sous végétation naturelle sont similaires à ceux enregistrés par Hernanz et al. (2002) dans une zone semi-aride d’Espagne centrale, et supérieures aux stocks enregistrés par Shrestha et Stahl (2008) pour des écosystèmes semi-arides des États-Unis. Les trois secteurs d’étude se distinguent immédiatement par leurs stocks moyens respectifs en carbone organique (figure 5) avec 37,1, 27,2 et 13,5 Mg/ha pour respectivement végétation naturelle, pâturage modéré et pâturage intensif. Néanmoins, après avoir appliqué le test de Fisher pour comparer les S_COT moyens pour chaque intensité d’usage, les résultats montrent que les S_COT moyens ne sont pas significativement différents entre le secteur végétation naturelle et le secteur pâturage modéré (P = 0,95) en raison de la variabilité des résultats au sein de chaque usage. Les S_COT sont en revanche significativement plus faibles (P = 0,95) sous pâturage intensif comparé à végétation naturelle et pâturage modéré. Ces résultats indiquent que la capacité de l’écosystème étudié à supporter le pâturage sans que les stocks de carbone organique ne soient affectés serait supérieure à celle proposée par González et al. (2001) qui considèrent que la capacité de charge moyenne de l’écosystème n’est que de 0,25 UPR/ha/an.

Par ailleurs, on note aussi que les trois secteurs se distinguent assez mal par les teneurs maximales de carbone organique enregistrées au sommet des profils alors que la diminution de teneur en carbone organique dans les niveaux immédiatement sous-jacents, passés les 20 ou 30 premiers centimètres de profondeur, apparaît d’autant plus marquée que l’intensité de pâturage est élevée. Cela nous a conduits, à l’instar de Franzluebbers (2002), à considérer la répartition des stocks de carbone entre les parties supérieure et inférieure des profils, soit entre 0-30 cm et 30-100 cm de profondeur (tableau 2). L’absence de différence significative de S_COT entre les secteurs végétation naturelle et pâturage modéré se caractérise aussi par une répartition similaire entre ces deux secteurs du stock de carbone organique entre les profondeurs 0-30 cm et 30-100 cm avec un peu plus de 60 % de ce stock dans les 30 cm supérieurs du sol. En revanche, près de 70 % de S_COT est présent dans les 30 cm supérieurs du sol dans le secteur pâturage intensif. Cette répartition indiquerait une plus faible colonisation du sol par les racines des végétaux sous PI en raison de l’intensité du pâturage.

Tableau 2 Stocks de carbone organique dans les sols sous végétation naturelle, sous pâturage modéré et sous pâturage intensif de 0 à 100 cm, de 0 à 30 cm et de 30 à 100 cm de profondeur.

Prédiction des stocks de carbone organique total

Dans des milieux aussi difficiles à prospecter en raison de leur grande hétérogénéité et de leur teneur en éléments grossiers souvent élevée, il est opportun de s’interroger sur la possibilité de prédire les stocks de carbone organique des sols à partir de mesures effectuées sur la seule partie superficielle des sols. Nous avons testé un modèle de régression simple utilisant comme variable explicative soit le stock calculé pour les 20 premiers centimètres, soit celui calculé pour les 30 premiers centimètres, et comme variable expliquée le stock en carbone en carbone organique de la surface à 100 cm de profondeur. Les régressions ont été établies toutes conditions d’usage des sols confondues.

Ne disposant pas d’un ensemble de sols pour tester la qualité de la prédiction dans l’un et l’autre cas, celle-ci a été étudiée en prédisant le S_COT de l’un des 13 profils de sols étudiés après avoir établi une relation linéaire avec les 12 profils restants. Cela a été réalisé 13 fois en prédisant le S_COT pour un seul profil de sol à chaque fois.

Afin de discuter la validité de la prédiction, l’erreur quadratique moyenne (EQM) est calculée de la façon suivante (Grais, 2003 ; García, 2004) :

où :

• –. S_COTp,i est le S_CO prédit pour le sol i ;
• –. S_COTm,i, est le S_COT mesuré pour le sol i.

L’EQM varie à la fois avec le biais et la précision de l’estimation (Wösten et al., 2001 ; Bruand et al., 2003 ; Schaap, 2004). Pour déterminer indépendamment ces derniers, nous avons calculé l’erreur moyenne de l’estimation (EME) et sa déviation standard (DSE) :

L’EME mesure le biais et indique que les stocks sont surestimés lorsqu’il est positif ou sous-estimés lorsqu’il est négatif.

Nos résultats montrent que le stock de carbone organique dans les 30 cm supérieurs du sol est beaucoup plus étroitement lié au stock de carbone de la surface à 100 cm de profondeur (R² = 0,868) que ne l’est le stock présent dans les 20 cm supérieurs du sol (R² = 0,741). La conséquence en est une différence élevée de qualité de la prédiction en fonction de l’épaisseur prise en compte. Ainsi, l’EQM est de 6,4 Mg/ha lorsque l’on utilise le stock présent dans les 20 cm supérieurs alors qu’il n’est que de 1,1 Mg/ha lorsque l’on utilise le stock présent dans les 30 cm supérieurs. Pour la même raison, le stock de carbone organique du sol est plus surestimé lorsque l’on utilise le stock présent dans les 20 cm supérieurs (EME = 0,3 Mg/ha) qu’il ne l’est lorsque l’on utilise le stock présent dans les 30 cm supérieurs (EME < 0,1 Mg/ha). Il en va de même pour la précision de la prédiction avec DSE = 5,1 Mg/ha lorsque l’on utilise le stock présent dans les 20 cm supérieurs et DES = 4,1 Mg/ha lorsque l’on utilise le stock présent dans les 30 cm supérieurs.

Conclusion

Nos résultats montrent que sous pâturage d’intensité modérée (6 UPR/ha/an), le stock de carbone organique est peu affecté avec 24,3 à 29,3 Mg/ha de carbone organique total contre 31,1 à 42,6 Mg/ha sous végétation naturelle, ces stocks n’étant pas néanmoins significativement différents (P = 0,95) sur la base de l’échantillonnage réalisé. Il est possible qu’un plus grand nombre de situations échantillonnées aurait permis de mettre en évidence que le stock était effectivement significativement plus faible sous pâturage modéré que sous végétation naturelle. En revanche, sous parcours d’intensité élevée (10 UPR/ha/an), le stock de carbone organique est significativement plus faible que sous végétation naturelle et n’est plus que de 10,2 à 15,5 Mg/ha. Enfin, dans les milieux arides où il est particulièrement difficile d’étudier les stocks de carbone en raison de la charge élevée en éléments grossiers, qui fausse la mesure de la densité apparente, nos résultats indiquent qu’il est possible de prédire le stock total du carbone organique des sols à partir de la seule mesure du stock de carbone dans les 30 premiers centimètres (R² = 0,89) avec un biais inférieur à 0,1 Mg/ha et une précision de 3,6 Mg/ha.

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¹ UPR : unité petits ruminants.