Solutions techniques
Malgré la constitution d’une réserve importante d’azote organique dans
le sol, l’arrêt des épandages en octobre 1995 est suivi deux ans après
d’une réduction importante et rapide de la concentration moyenne des
eaux (fig. 5) (Martinez & Peu, 1999). En 1999, lors de la quatrième
campagne après l’arrêt total des apports, la concentration des eaux de
drainage est redevenue inférieure à celle de départ.
Sur le dispositif expérimental de drainage de La Jaillère, une réduction
notable des pertes mesurées en azote sous prairies (tab. 3) est obtenue
pendant quatre années en augmentant la part de fauche (Laurent et al.,
1999). L’effet de la réduction de dose est également net. Des résultats
similaires sont obtenus sur prairies pâturées dans les stations expérimentales de Kerlavic (Finistère) et Crécom (Côtes-d’Armor) (mêmes
auteurs). Sur le bassin versant du Montoussé, sous-bassin de 3,28 km 2
de superficie du bassin d’Auradé dans le Gers, une diminution très
perceptible de la teneur en nitrate des eaux de surface est obtenue par
la mise en pratique de mesures de raisonnement de la fertilisation et
d’enherbement des bords du ruisseau. La concentration des eaux, initialement très supérieure à 50 mg de nitrate/l repasse durablement en
dessous (depuis 1993) un an après le retour à un quasi-équilibre du solde (entrées-sorties) du bilan d’azote (Dugast, 1998). On note toutefois
que la concentration reste encore à un niveau élevé, supérieur à 40 mg/l,
ce qui montre que les modifications relativement simples mises en œuvre
ici sont efficaces mais ont aussi leurs limites.
Tableau 3 - Effet de la dose d’azote et du mode d’exploitation sur le lessivage
d’azote sous prairie pâturée (kg d’azote.ha .an 1 ). Dispositif expérimental
de La Jaillère - 44 - (Cemagref-Inra-ITCF) d’après Laurent et al., 1999.
Mode d’exploitation
Année
Pâture 200 N Pâture 100N Fauche-pâture 200 N Fauche 200 N
1992-1993
25
13
0
2
1993-1994
23
15
12
1
1994-1995
53
28
25
4
1995-1996
14
7
8
7
Moyenne
29
16
14
3
Sur le bassin versant du Kerouallon, un modèle de transfert de nitrate
entre les parcelles agricoles et l’exutoire (modèle NBVl), dont le diagramme simplifié est indiqué sur la figure 6, a été calé en 1993 (Bordenave et Orain, 1998). Le modèle NBV1 utilise le principe du modèle de
Burns (Burns, 197 4 ) pour la partie verticale du transfert de l’azote dans
le sol et un modèle conceptuel à réservoir pour la partie hydrologique.
À partir du suivi de l’azote minéral dans les sols d’un échantillon de
parcelles, on calcule l’azote lixivié sous les parcelles, les fournitures
d’azote par le sol, les flux et concentrations à l’exutoire. Les résultats présentés sur la figure 7 montrent bien les décalages temporels entre les
apports, les périodes de drainage les plus intenses et l'azote minéral du
sol. Celui-ci est très variable dans le temps en fonction des conditions
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Malgré la constitution d’une réserve importante d’azote organique dans
le sol, l’arrêt des épandages en octobre 1995 est suivi deux ans après
d’une réduction importante et rapide de la concentration moyenne des
eaux (fig. 5) (Martinez & Peu, 1999). En 1999, lors de la quatrième
campagne après l’arrêt total des apports, la concentration des eaux de
drainage est redevenue inférieure à celle de départ.
Sur le dispositif expérimental de drainage de La Jaillère, une réduction
notable des pertes mesurées en azote sous prairies (tab. 3) est obtenue
pendant quatre années en augmentant la part de fauche (Laurent et al.,
1999). L’effet de la réduction de dose est également net. Des résultats
similaires sont obtenus sur prairies pâturées dans les stations expérimentales de Kerlavic (Finistère) et Crécom (Côtes-d’Armor) (mêmes
auteurs). Sur le bassin versant du Montoussé, sous-bassin de 3,28 km 2
de superficie du bassin d’Auradé dans le Gers, une diminution très
perceptible de la teneur en nitrate des eaux de surface est obtenue par
la mise en pratique de mesures de raisonnement de la fertilisation et
d’enherbement des bords du ruisseau. La concentration des eaux, initialement très supérieure à 50 mg de nitrate/l repasse durablement en
dessous (depuis 1993) un an après le retour à un quasi-équilibre du solde (entrées-sorties) du bilan d’azote (Dugast, 1998). On note toutefois
que la concentration reste encore à un niveau élevé, supérieur à 40 mg/l,
ce qui montre que les modifications relativement simples mises en œuvre
ici sont efficaces mais ont aussi leurs limites.
Tableau 3 - Effet de la dose d’azote et du mode d’exploitation sur le lessivage
d’azote sous prairie pâturée (kg d’azote.ha .an 1 ). Dispositif expérimental
de La Jaillère - 44 - (Cemagref-Inra-ITCF) d’après Laurent et al., 1999.
Mode d’exploitation
Année
Pâture 200 N Pâture 100N Fauche-pâture 200 N Fauche 200 N
1992-1993
25
13
0
2
1993-1994
23
15
12
1
1994-1995
53
28
25
4
1995-1996
14
7
8
7
Moyenne
29
16
14
3
Sur le bassin versant du Kerouallon, un modèle de transfert de nitrate
entre les parcelles agricoles et l’exutoire (modèle NBVl), dont le diagramme simplifié est indiqué sur la figure 6, a été calé en 1993 (Bordenave et Orain, 1998). Le modèle NBV1 utilise le principe du modèle de
Burns (Burns, 197 4 ) pour la partie verticale du transfert de l’azote dans
le sol et un modèle conceptuel à réservoir pour la partie hydrologique.
À partir du suivi de l’azote minéral dans les sols d’un échantillon de
parcelles, on calcule l’azote lixivié sous les parcelles, les fournitures
d’azote par le sol, les flux et concentrations à l’exutoire. Les résultats présentés sur la figure 7 montrent bien les décalages temporels entre les
apports, les périodes de drainage les plus intenses et l'azote minéral du
sol. Celui-ci est très variable dans le temps en fonction des conditions
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