Multifonctionnalité de l'allée tempérée

Communications Terre & Environnement volume 4, Numéro d'article : 20 (2023) Citer cet article

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Les terres cultivées ouvertes gérées de manière intensive sont très productives mais ont souvent des impacts environnementaux délétères. L'agroforesterie tempérée améliore potentiellement les fonctions de l'écosystème, même si une analyse complète fait défaut. Ici, nous avons mesuré des données primaires sur 47 indicateurs de sept fonctions écosystémiques dans les terres cultivées et 16 indicateurs de quatre fonctions écosystémiques dans les prairies pour évaluer les performances de l'agroforesterie de culture en couloirs par rapport aux terres cultivées et aux prairies ouvertes. La séquestration du carbone, l'habitat pour l'activité biologique du sol et la résistance à l'érosion éolienne se sont améliorées pour l'agroforesterie des terres cultivées (P ≤ 0,03) alors que seule la séquestration du carbone s'est améliorée pour l'agroforesterie des prairies (P < 0,01). Dans l'agroforesterie des terres cultivées, le cycle des éléments nutritifs du sol, la réduction des gaz à effet de serre et la régulation de l'eau ne se sont pas améliorés, en raison des taux de fertilisation habituellement élevés. L'agroforesterie en allées a augmenté la multifonctionnalité, par rapport aux terres cultivées ouvertes. Pour améliorer les avantages environnementaux de l'agroforesterie, une utilisation plus efficace des nutriments est nécessaire. Les incitations financières devraient se concentrer sur la conversion des terres cultivées ouvertes en agroforesterie de culture en couloirs et intégrer la gestion des engrais.

Les pratiques agricoles actuelles dans les pays industrialisés se concentrent sur une productivité et un profit élevés au niveau de l'exploitation ; cependant, les coûts externes (par exemple, la dégradation des sols, la pollution de l'eau, l'augmentation des émissions de gaz à effet de serre (GES), la perte de biodiversité)1,2,3,4 ne sont pas inclus dans le prix et supportés par l'ensemble de la société. Néanmoins, les monocultures de terres cultivées gérées de manière intensive montrent sans aucun doute des réalisations extraordinaires en matière de production agricole5. Plusieurs conséquences environnementales néfastes ont fait prendre conscience que les systèmes agricoles modernes ne devraient pas seulement se concentrer sur une production élevée, mais également sur la fourniture de fonctions écosystémiques et de caractéristiques paysagères importantes, qui stimulent la biodiversité et la séquestration du carbone et réduisent la pollution de l'environnement et la dégradation des sols. Le maintien de sols sains et de leurs fonctions sont des conditions essentielles6,7 dans la poursuite de systèmes agricoles intensifiés durables8.

L'agroforesterie est projetée comme une forme prometteuse de gestion agro-écologique9. Actuellement, il est question d'inclure des incitations financières liées à la performance environnementale de l'agroforesterie par rapport aux monocultures de terres cultivées, par exemple dans la politique agricole commune européenne10. De telles incitations financières nécessitent une évaluation complète des fonctions écosystémiques, y compris leur capacité à assurer simultanément plusieurs fonctions écosystémiques (également appelée « multifonctionnalité »11). Notre étude comble cette lacune de connaissances en comparant la multifonctionnalité de l'agroforesterie tempérée en couloirs (c'est-à-dire la culture mécanisée combinée de rangées de cultures ou d'herbe alternées avec des rangées d'arbres à courte rotation12,13,14) aux terres cultivées ouvertes et aux prairies ouvertes sans aucun arbre. Alors que des études individuelles favorisent une prise de conscience croissante de l'amélioration des propriétés du sol et des fonctions écosystémiques dans l'agroforesterie tempérée, par exemple, l'augmentation du carbone organique du sol12, la diversité des micro- et macro-organismes du sol13,15, l'efficacité de l'utilisation des nutriments14, la résistance à l'érosion éolienne16 et la réduction du lessivage des nitrates17, il y a un manque de comparaisons systématiques des fonctions écosystémiques combinées entre l'agroforesterie tempérée et les terres cultivées ou les prairies ouvertes dans une seule étude multidisciplinaire qui utilise une conception de terrain reproduite.

Cette étude visait à quantifier la multifonctionnalité de l'agroforesterie de culture en couloirs avec des arbres à courte rotation par rapport aux terres cultivées ouvertes et aux prairies ouvertes dans différents types de sols et conditions climatiques en Allemagne. Les terres cultivées ouvertes dans notre étude étaient des rotations de monocultures gérées de manière conventionnelle (recevant des applications habituelles d'engrais et de produits agrochimiques ; tableau supplémentaire 1) sans arbres ; les prairies ouvertes étaient des prairies permanentes sans aucun arbre. Nous avons utilisé plusieurs indicateurs distincts de différentes fonctions écosystémiques9 collectés pendant quatre ans sur cinq sites pour évaluer la multifonctionnalité de l'agroforesterie des terres cultivées couplée à des terres cultivées ouvertes ainsi que de l'agroforesterie des prairies couplée à des prairies ouvertes (Fig. 1 supplémentaire). Tous les systèmes agroforestiers ont été établis entre 2007 et 2010 par des conversions de terres cultivées ouvertes ou de prairies ouvertes (tableau supplémentaire 1). Nous avons émis l'hypothèse que l'agroforesterie en couloirs favorisera les fonctions écosystémiques bénéfiques par rapport aux terres cultivées ouvertes ou aux prairies ouvertes et favorisera la multifonctionnalité. Sur la base des fonctions écosystémiques considérées comme vitales pour évaluer les avantages de l'agroforesterie9, nous avons quantifié 47 indicateurs de sept fonctions écosystémiques dans les terres cultivées et 16 indicateurs de quatre fonctions écosystémiques dans les prairies (tableaux supplémentaires 2 à 4), qui comprenaient les éléments suivants : fourniture de nourriture, de fibres et de carburant, séquestration du carbone, cycle des éléments nutritifs du sol, habitat pour l'activité biologique du sol, réduction des GES du sol, régulation de l'eau et résistance à l'érosion.

La conversion des terres cultivées et des prairies en agroforesterie de culture en couloirs n'a pas affecté le rendement des cultures ou la biomasse des graminées par superficie cultivée ou superficie allouée aux graminées (Fig. 1 et 2). Bien que le rendement des cultures ait diminué près des rangées d'arbres, cela a été compensé par une augmentation du rendement vers le centre de la rangée de cultures (Fig. 2a supplémentaire). Il convient de noter que dans nos systèmes agroforestiers de culture en couloirs, 80 % de la superficie (composée d'une rangée d'arbres de 12 m et d'une rangée de cultures ou d'herbes de 48 m) était plantée en culture ou en herbe ; nous avons également fourni le rendement des cultures ou la biomasse d'herbe par superficie du système (tableau supplémentaire 4) car ces valeurs peuvent être utiles pour la comparaison avec d'autres modèles d'agroforesterie tempérée. L'analyse de la marge brute (voir ci-dessous) comprend à la fois les cultures et la biomasse des arbres qui sont récoltées pour la matière première des biocarburants (tableau supplémentaire 1). La teneur en fibres et en protéines n'a pas été affectée par l'agroforesterie des prairies (Fig. 2), tandis que la qualité des cultures s'est partiellement améliorée pour l'agroforesterie des terres cultivées (Fig. 1), comme le montre une teneur plus élevée en amidon brut de blé (Triticum aestivum) et en protéines brutes de canola (Brassica napus), ainsi qu'un plus grand poids de 1000 grains de canola par rapport aux terres cultivées ouvertes (P ≤ 0,03, tableau supplémentaire 4). Dans la plupart des cas, l'abondance de champignons phytopathogènes dans les cultures n'a pas été affectée après la conversion en agroforesterie, à l'exception de Verticillium longisporum dans le canola, qui a été réduite en agroforesterie par rapport aux terres cultivées ouvertes (P = 0,03, tableau supplémentaire 4).

Chaque indicateur est standardisé z : (valeur réelle − valeur moyenne sur des parcelles et des sites répétés)/écart type. Les valeurs standardisées ont été inversées (inv.) pour les indicateurs dont les valeurs élevées signifient un effet indésirable (c. La ligne horizontale noire indique la moyenne des valeurs normalisées des indicateurs pour une fonction spécifique de l'écosystème. Les boîtes à moustaches indiquent le 25e quartile, la médiane et le 75e quartile, et les moustaches sont 1,5 fois la plage interquartile. La moyenne, l'erreur standard et les valeurs N des indicateurs sont données dans le tableau supplémentaire 4. Pour chaque fonction de l'écosystème, différentes lettres indiquent des différences significatives entre l'agroforesterie des terres cultivées et les terres cultivées ouvertes (modèles linéaires à effets mixtes à P ≤ 0,05 ; tableau supplémentaire 5).

Chaque indicateur est standardisé z : (valeur réelle − valeur moyenne sur des parcelles et des sites répétés)/écart type. La ligne horizontale noire indique la moyenne des valeurs normalisées des indicateurs pour une fonction spécifique de l'écosystème. Les boîtes à moustaches indiquent le 25e quartile, la médiane et le 75e quartile, et les moustaches sont 1,5 fois la plage interquartile. La moyenne, l'erreur standard et les valeurs N des indicateurs sont données dans le tableau supplémentaire 4. Pour chaque fonction de l'écosystème, différentes lettres indiquent des différences significatives entre l'agroforesterie des prairies et les prairies ouvertes (modèles linéaires à effets mixtes à P ≤ 0,05 ; tableau supplémentaire 5).

L'importante production primaire nette d'arbres a fortement contribué à l'augmentation de la séquestration du carbone (P < 0,01, Figs. 1 et 2) suite à l'établissement de l'agroforesterie dans l'agroforesterie des terres cultivées et des prairies. Dans l'agroforesterie des terres cultivées, la densité des racines fines a augmenté par rapport aux terres cultivées ouvertes (P <0,01, tableau supplémentaire 4) ; cependant, les stocks de C organique du sol (COS) ne différaient pas entre l'agroforesterie et les terres cultivées ou les prairies ouvertes (P > 0,05, tableau supplémentaire 4). La conversion des terres cultivées ouvertes en agroforesterie a amélioré l'habitat biologique du sol (P = 0, 03, Fig. 1), comme le montre une plus grande biomasse de vers de terre ( P <0, 01, Fig. 2b supplémentaire) et la taille des populations bactériennes et fongiques du sol ( P ≤ 0, 03, Tableau supplémentaire 4). Dans l'agroforesterie des terres cultivées, les rangées d'arbres ont considérablement réduit la vitesse du vent et le nombre de jours avec risque d'érosion éolienne par rapport aux terres cultivées ouvertes (Fig. 2c supplémentaire), ce qui a entraîné une augmentation substantielle de la résistance à l'érosion éolienne (P <0, 01, Fig. 1). Bien que le cycle des éléments nutritifs du sol, les fonctions de réduction des GES du sol et de régulation de l'eau n'aient pas changé après la conversion des terres cultivées ou des prairies ouvertes en agroforesterie (P > 0,05, tableau supplémentaire 5), deux indicateurs se sont améliorés : une plus grande quantité de P disponible pour les plantes dans l'agroforesterie des prairies que dans les prairies ouvertes (P = 0,02) et des taux bruts plus élevés d'absorption d'oxyde nitreux (N2O) dans le sol sous l'agroforesterie des terres cultivées par rapport aux terres cultivées ouvertes (P = 0,01, tableau supplémentaire 4). En résumé, la conversion à l'agroforesterie a amélioré la séquestration du carbone, l'habitat pour l'activité biologique du sol et les fonctions de résistance à l'érosion dans les terres cultivées (Fig. 1) et a amélioré la séquestration du carbone dans les prairies (Fig. 2). La mise en œuvre de l'agroforesterie n'a entraîné une diminution d'aucun des indicateurs mesurés des fonctions écosystémiques (figures 1 et 2 et tableaux supplémentaires 4 et 5).

Cette analyse a été effectuée pour déterminer s'il existait un compromis potentiel ou une situation gagnant-gagnant entre les fonctions écosystémiques, ce qui convient à la réalisation lorsque plusieurs fonctions écosystémiques sont quantifiées. Nous n'avons détecté aucune corrélation entre les fonctions écosystémiques dans l'agroforesterie des terres cultivées ; cependant, la séquestration du carbone et le cycle des nutriments étaient positivement corrélés dans l'agroforesterie des prairies (Figs. 3a et 4a supplémentaires). Il n'y avait pas de corrélation entre les fonctions écosystémiques dans les prairies ouvertes, bien que la séquestration du carbone soit positivement corrélée avec la fourniture de nourriture, de fibres et de carburant dans les terres cultivées ouvertes. En revanche, la régulation de l'eau était négativement corrélée au cycle des éléments nutritifs du sol et à l'habitat pour l'activité biologique du sol dans les terres cultivées ouvertes (Figs. 3b et 4b supplémentaires). La conversion de terres cultivées ouvertes en agroforesterie de terres cultivées a conduit à un compromis entre les fonctions de régulation de l'eau et le cycle des nutriments du sol, tandis que la conversion de prairies ouvertes en agroforesterie de prairies a entraîné une corrélation positive entre les fonctions du cycle des nutriments du sol et l'habitat pour l'activité biologique du sol (Figs. 3c et 4c supplémentaires).

L'agroforesterie des terres cultivées a considérablement amélioré les fonctions de l'écosystème sans affecter le rendement de la zone cultivée. La stabilité des rendements à long terme a été étayée par une enquête de huit ans sur l'un de nos sites, dans laquelle les rendements des cultures sont similaires entre les rangées de cultures agroforestières et les terres cultivées ouvertes18. Cette stabilité de rendement observée était probablement liée à l'effet combiné de la hauteur limitée des arbres (résultant d'une gestion à rotation courte) et des rangées de cultures relativement larges (48 m), ce qui peut limiter la compétition pour la lumière et d'autres ressources. Dans deux sites de terres cultivées sur des sols à cambisol vertique et gleyique (tableau supplémentaire 1), où il y a eu une diminution du rendement des cultures à 1 m de distance de la rangée d'arbres, celle-ci a été compensée par l'augmentation du rendement dans la partie centrale des rangées de cultures14 (Fig. 2a supplémentaire). Cependant, il convient de noter que pour d'autres systèmes agroforestiers tempérés de culture en couloirs, où les arbres sont récoltés moins fréquemment (par exemple, les arbres à bois d'œuvre) et/ou les rangées de cultures ne sont pas larges, des rendements réduits des cultures avec l'augmentation de la hauteur des arbres ont été observés19,20.

Les trois fonctions écosystémiques améliorées dans le cadre de l'agroforesterie des terres cultivées, à savoir la séquestration du carbone, l'habitat pour l'activité biologique du sol et la résistance à l'érosion éolienne (Fig. 1–3), traitent toutes des problèmes majeurs du changement global. Premièrement, les augmentations de la production primaire nette des arbres et de la densité racinaire combinée des cultures et des arbres signifiaient que l'agroforesterie obtenait de meilleurs résultats en matière de séquestration du carbone que les terres cultivées ou les prairies ouvertes (Fig. 3). Cela corrobore les projections selon lesquelles les systèmes agricoles européens séquestrent actuellement moins de carbone qu'ils ne le pourraient potentiellement dans le cadre de stratégies améliorées d'utilisation des terres21, y compris l'agroforesterie22. Bien que les stocks de COS dans nos systèmes agroforestiers de ≤ 9 ans ne différaient pas des terres cultivées ou des prairies ouvertes, d'autres études dans des systèmes agroforestiers de culture en couloirs de ≥ 15 ans montrent des augmentations des stocks de COS23. Comme indiqué pour les systèmes agroforestiers tempérés sur la base d'une méta-analyse12, nous nous attendons à ce que les stocks de COS sur nos sites augmentent également à mesure que l'agroforesterie vieillit. Deuxièmement, l'augmentation de la taille des populations de vers de terre, de bactéries et de champignons dans nos systèmes agroforestiers de terres cultivées (Fig. 1) soutient les effets positifs de l'agroforesterie pour l'habitat biologique, comme cela a été signalé précédemment pour les arthropodes macro-détritivores13, les vers de terre24 et la diversité végétale25. Cet habitat amélioré pour l'activité biologique du sol aura probablement des effets ascendants positifs sur les niveaux trophiques supérieurs26. Par conséquent, l'agroforesterie peut contrer l'effet de la gestion intensive des terres cultivées sur la perte d'abondance des espèces27. Dans l'agroforesterie des prairies, cependant, l'habitat pour l'activité biologique du sol est resté comparable à celui des prairies ouvertes (P > 0,05, tableau supplémentaire 5), ce que nous attribuons au fait que les deux systèmes ont des plantes vivaces, manifestant des racines permanentes28 et une grande diversité d'espèces végétales29 combinées à une faible application d'engrais sur les sites étudiés30. Troisièmement, la susceptibilité des sols à l'érosion éolienne n'est pas seulement courante en Europe centrale31 mais constitue un grave problème mondial32 qui réduit le COS, les stocks de nutriments et la productivité agricole33,34. La forte réduction des vitesses du vent à des niveaux inférieurs au risque d'érosion éolienne (Fig. 2c supplémentaire) était le résultat direct de l'introduction de rangées d'arbres (Fig. 1), un effet positif bien connu des brise-vent35. C'est une motivation majeure évoquée par les agriculteurs pour leur acceptation de l'agroforesterie36.

Terres cultivées sur trois sites (a ; agroforesterie et terres cultivées ouvertes) et prairies sur deux sites (b ; agroforesterie et prairies ouvertes) en Allemagne. Le point central et le cercle noir solide extérieur dans chaque panneau représentent respectivement les 5e et 95e quantiles ; la longueur des barres représente la moyenne des valeurs normalisées z des indicateurs pour une fonction spécifique de l'écosystème. La moyenne, l'erreur standard et les valeurs N des indicateurs sont données dans le tableau supplémentaire 4.

L'agroforesterie en allées n'a pas donné de meilleurs résultats que les terres cultivées ouvertes ou les prairies dans les fonctions écosystémiques liées à la fertilisation, c'est-à-dire le cycle des nutriments du sol, la réduction des GES du sol et la régulation de l'eau (Fig. 1), bien que ces fonctions se soient améliorées dans d'autres systèmes agroforestiers37,38. Les flux de N2O et de CH4 du sol sont intrinsèquement variables dans l'espace et dans le temps, ce qui peut affecter les résultats si les schémas d'échantillonnage spatial et temporel n'en tiennent pas compte. Nous avons relevé ce défi en incluant dans notre conception spatiale les effets potentiels de la distance aux rangées d'arbres (Fig. 1 supplémentaire). Notre résolution temporelle était un échantillonnage mensuel de mars 2018 à février 2019, qui comprenait des périodes suivant l'application d'engrais lorsque les flux d'azote minéral, de teneur en eau et de GES sont fortement élevés39. Ainsi, nous sommes convaincus que notre plan d'échantillonnage a pu capturer une partie substantielle des schémas spatiaux et temporels des flux de GES du sol ; les flux annuels de GES du sol utilisés dans notre analyse (tableau supplémentaire 4) étaient des interpolations sur plusieurs mois (y compris la période hivernale) et englobaient tous les modèles spatiaux, car les valeurs pour l'agroforesterie étaient pondérées par les couvertures surfaciques de la rangée d'arbres et les différentes distances d'échantillonnage dans la rangée de cultures39. Par conséquent, l'absence de différence dans la fonction de réduction des GES du sol entre les deux systèmes de gestion était probablement réelle et non causée par une conception d'échantillonnage inadéquate. Les pratiques de gestion, y compris les taux de fertilisation, sur nos sites suivaient les opérations de gestion coutumières en Allemagne (tableau supplémentaire 1) et étaient les mêmes pour les cultures agroforestières en lignes et les terres cultivées ouvertes. Les rangées de cultures agroforestières et les terres cultivées ouvertes présentent une faible efficacité de réponse en nutriments (rapport rendement/nutriments disponibles pour les plantes) et les deux systèmes sont saturés en nutriments14. Ainsi, les améliorations potentielles du cycle des nutriments suite à l'introduction de rangées d'arbres, telles que le recyclage des nutriments par la litière40 et les racines permanentes des arbres agissant comme un filet de sécurité pour les nutriments en excès au-delà de l'absorption par les racines des cultures41, n'ont pas récupéré les fonctions écosystémiques liées à la fertilisation et ont probablement été masquées par les taux de fertilisation élevés actuels des rangées de cultures agroforestières. Cela suggère des possibilités de réduire les taux d'application d'engrais. Dans nos systèmes agroforestiers de terres cultivées, une réduction de 50 % des nutriments disponibles pourrait augmenter l'efficacité de la réponse des nutriments de 67 % pour l'azote (N) et de 83 % pour le phosphore (P) avec seulement des réductions relativement faibles (17 % pour N ; 8 % pour P) du rendement14. Nous prévoyons que dans les systèmes agroforestiers, une amélioration du cycle des nutriments grâce à l'apport de litière de feuilles d'arbres14 et à l'absorption des nutriments par les racines profondes des arbres avec des champignons mycorhiziens associés42, un filet de sécurité contre les pertes par lessivage, pourrait même modérer les pertes de rendement. Cependant, les réductions des taux de fertilisation manquent encore de tests dans des conditions de terrain dans les deux systèmes. Les avantages supplémentaires d'une fertilisation réduite seraient la réduction du lessivage des nutriments en excès et des émissions de N2O du sol39,43 et du polluant atmosphérique oxyde nitrique44. L'augmentation de l'absorption brute de N2O dans le sol de l'agroforesterie des terres cultivées a été provoquée par les rangées d'arbres non fertilisées, qui ont un faible rapport entre l'azote minéral du sol et le carbone décomposable (par exemple, en raison de l'absence de fertilisation dans la rangée d'arbres combinée à l'apport de litière des arbres) et favorise la réduction microbienne de N2O en N245. Cela atteste de l'avantage de l'agroforesterie dans l'augmentation de l'absorption de N2O dans les sols45.

Bien qu'il ait été démontré que la conversion de terres cultivées ouvertes en agroforesterie en couloirs avec des arbres à courte rotation augmente la marge brute (y compris les cultures et la biomasse des arbres utilisée comme matière première pour les biocarburants) de 489 € ± 5 ha-1 à 518 € ± 5 ha-1 46, une récente enquête auprès des agriculteurs a révélé qu'un obstacle majeur à la mise en œuvre de l'agroforesterie est le coût d'établissement, qui a été estimé à 1 800 € ha-1 36. principalement réalisée tous les quatre à sept ans pour les matières premières des biocarburants) et les fluctuations des prix du bois46. Pourtant, il semble y avoir une volonté généralisée parmi les agriculteurs interrogés d'établir l'agroforesterie si ces obstacles financiers seraient améliorés. La compensation financière que les agriculteurs percevaient comme nécessaire pour encourager l'implantation de l'agroforesterie était beaucoup plus élevée que les coûts mentionnés ci-dessus. Les agriculteurs ont estimé un soutien financier initial pour l'implantation de l'agroforesterie sur leurs champs à 2718 € ± 345 ha−1, suivi d'un soutien annuel de 511 € ± 54 ha−1 36. Les contribuables interrogés, en dehors de la communauté agricole, ont montré une volonté de payer une taxe d'une valeur médiane de 20 € an−1 par personne pour les avantages environnementaux et les aménagements paysagers associés à l'agroforesterie47.

Le plein potentiel écologique et économique de l'agroforesterie ne sera atteint que si les pratiques de gestion des éléments nutritifs sont optimisées. Les suggestions suivantes peuvent aider à atteindre cet objectif. Premièrement, les taux de fertilisation actuels doivent être adaptés aux niveaux de rendement locaux (et non au potentiel de rendement maximal généralisé) car la surfertilisation est la principale cause d'utilisation inefficace des nutriments, entraînant des coûts environnementaux externes élevés1,7. Généralement, les cultures utilisent moins de la moitié de l'engrais azoté appliqué48. Comme indiqué précédemment, il est possible de réduire les taux d'éléments nutritifs appliqués, ce qui améliorera les fonctions du cycle des éléments nutritifs du sol, la réduction des GES du sol et la régulation de l'eau avec seulement des pertes de rendement marginales14. Deuxièmement, l'introduction de rangées d'arbres dans l'agroforesterie entraîne des variations spatiales et temporelles non seulement des apports de nutriments provenant de la litière de feuilles et du renouvellement des racines, mais également de la lumière et de l'évapotranspiration49, qui entraînent une variabilité spatiale du rendement18. Grâce à ces connaissances, les techniques d'agriculture de précision ont le potentiel d'optimiser davantage les apports de nutriments à la fois dans l'espace et dans le temps. À l'heure actuelle, les engrais sont appliqués à l'aide d'équipements agricoles standard dans nos systèmes agroforestiers et de terres cultivées ouverts étudiés, ce qui conduit à un apport uniformément élevé en nutriments même dans les zones les plus proches des rangées d'arbres avec de faibles rendements14,18,50. Troisièmement, l'agroforesterie peut être encore optimisée en diversifiant les cultures : (a) inclusion de cultures tolérantes à l'ombre dans les rotations à mesure que la hauteur des arbres augmente avec l'âge, et (b) culture de cultures tolérantes à l'ombre près des rangées d'arbres en combinaison avec des cultures exigeantes en lumière dans les rotations communes. Nous prévoyons que ces améliorations de la gestion réduiront les compromis actuels entre le cycle des éléments nutritifs du sol, l'activité biologique du sol de l'habitat et la régulation de l'eau dans les terres cultivées, ce qui facilitera peut-être des interactions fonctionnelles plus positives que celles actuellement observées (Figs. 3 et 4 supplémentaires). À l'exception de la séquestration du carbone, les fonctions écosystémiques des prairies n'ont pas changé après la conversion à l'agroforesterie. De plus, les prairies ouvertes permanentes en Europe sont protégées contre la conversion vers d'autres utilisations des terres51, ce qui appelle à donner la priorité aux incitations financières pour la conversion des terres cultivées ouvertes à l'agroforesterie.

Nos résultats appuient notre hypothèse principale selon laquelle l'agroforesterie en couloirs avec des arbres à courte rotation améliore la multifonctionnalité et représente donc une gestion plus durable par rapport aux terres cultivées ou aux prairies ouvertes, même avec les taux de fertilisation élevés actuels. Néanmoins, le plein potentiel de l'agroforesterie des terres cultivées en tant qu'alternative de gestion durable et multifonctionnelle ne peut se déployer que si des changements politiques sont mis en œuvre pour inciter les agriculteurs à ajuster leurs pratiques de gestion. Par conséquent, un soutien financier approprié devrait non seulement répondre aux risques financiers liés à la mise en place de systèmes agroforestiers52, mais également se concentrer sur des mesures qui réduisent davantage les coûts environnementaux externes9,53, qui sont principalement associés aux applications actuelles élevées d'engrais. Bien qu'il existe plusieurs stratégies prometteuses qui peuvent être mises en œuvre en agroforesterie pour améliorer la gestion des éléments nutritifs14, ces concepts nécessitent encore une évaluation à long terme dans des conditions réelles de terrain. L'initiative actuelle de la Commission européenne visant à associer des pratiques agricoles bénéfiques pour l'environnement à une fraction substantielle de la subvention générale pour les terres agricoles54 offre l'occasion de créer de telles incitations pour promouvoir et optimiser l'agroforesterie dans notre poursuite vers une agriculture plus durable mais plus productive.

Notre étude a été menée sur trois systèmes de terres cultivées et deux systèmes de prairies (Fig. 1 supplémentaire). Les terres cultivées étaient situées en Thuringe (sol Calcaric Phaeozem55), en Basse-Saxe (sol Vertic Cambisol55) et dans le Brandebourg (sol Gleyic Cambisol55), et les sites de prairies étaient situés en Basse-Saxe (sols Histosol et Anthrosol55), en Allemagne. Sur chaque site, nous avons étudié l'agroforesterie de cultures en couloirs (rangées d'arbres de 12 m de large alternées par des rangées de cultures ou de prairies de 48 m de large) couplées à des cultures ou à des prairies ouvertes. Chacun de ces systèmes de gestion sur chaque site était représenté par quatre parcelles répétées dans des systèmes de terres cultivées et trois parcelles répétées dans des systèmes de prairies (total de 3 sites × 2 systèmes de gestion × 4 parcelles répétées = 24 parcelles dans des terres cultivées et 2 sites × 2 systèmes de gestion × 3 parcelles répétées = 12 parcelles dans des prairies). Pour prendre en compte toutes les variations spatiales possibles des indicateurs mesurés des fonctions écosystémiques (voir détails ci-dessous) avec la distance de la rangée d'arbres, des mesures sur chaque parcelle agroforestière répétée ont été effectuées dans la rangée d'arbres et à différentes distances de la rangée d'arbres dans la rangée de cultures ou d'herbes (Figs. 1 et 2 supplémentaires). Ce schéma d'échantillonnage a été utilisé pour tous les indicateurs, sauf indication contraire (voir les indicateurs de fonction écosystémique ci-dessous). Nos sites sont gérés selon la rotation habituelle des cultures des agriculteurs (tableau complémentaire 1). Les rangées de cultures agroforestières et les terres cultivées ouvertes sont gérées de manière conventionnelle, ce qui comprend la culture une fois par an et l'application d'engrais minéraux et de produits agrochimiques recommandés. Les rangées d'arbres (voir le tableau supplémentaire 1 pour les espèces d'arbres, les distances entre les rangées et entre les arbres d'une rangée, la densité de plantation et la première coupe de biomasse ligneuse) n'ont pas été fertilisées et ont été récoltées après quatre à sept ans pour la bioénergie, c'est-à-dire que la biomasse ligneuse a été exportée du champ. Des détails sur le site et les pratiques de gestion se trouvent dans le tableau supplémentaire 1.

Plusieurs approches ont été appliquées pour évaluer la multifonctionnalité des systèmes d'utilisation ou de gestion des terres. Jusqu'à présent, il n'y a pas de consensus sur l'approche préférable; cependant, une revue récente a formulé plusieurs recommandations56, que nous avons largement suivies dans notre étude. Nous avons voulu tester si les arguments généralement utilisés en faveur de l'agroforesterie9 pouvaient être quantifiés dans un cadre fonctionnel écosystémique pour nos systèmes de gestion étudiés, et si cela entraînait des différences de multifonctionnalité. Nous avons commencé par une liste de fonctions écosystémiques (classées dans les services d'approvisionnement, de régulation et de soutien) qui sont considérées comme essentielles pour évaluer les avantages des systèmes agroforestiers tempérés9 : fourniture de nourriture, de fibres et de carburant, régulation de la qualité de l'air, régulation du climat (souvent séparée en séquestration du carbone et réduction des GES), qualité et régulation de l'eau, régulation de l'érosion, régulation des ravageurs et des maladies, régulation de la biodiversité et régulation des risques naturels et des événements extrêmes. Enfin, la formation du sol et le cycle des éléments nutritifs sont souvent inclus comme une fonction écosystémique importante qui soutient d'autres fonctions9. Les fonctions écosystémiques et leurs indicateurs (tableaux supplémentaires 2 à 4), que nous avons mesurés afin de comparer l'agroforesterie en couloirs avec les terres cultivées ou les prairies ouvertes, ont été ajustés pour diverses raisons. La régulation de la qualité de l'air et des risques naturels et événements extrêmes n'était pas disponible, car ces effets ne peuvent être mesurés que sur des surfaces plus importantes et non à l'échelle des parcelles expérimentales de notre étude. Nous avons également exclu la formation du sol (classée dans le service de soutien) car cette fonction est souvent indiquée par le COS et les communautés microbiennes du sol, que nous avons mesurées mais utilisées comme indicateurs pour les fonctions écosystémiques les plus appropriées (voir ci-dessous). Nous avons séparé la régulation climatique en séquestration du carbone et réduction des GES dans les sols car les parties prenantes expriment souvent leur intérêt pour la séquestration du carbone (par exemple, pour calculer les crédits carbone)9. Enfin, nous avons mesuré les abondances de phytopathogènes et celles-ci ont été incluses comme indicateurs sous la fourniture de nourriture, de fibres et de carburant (et non pour la régulation des ravageurs et des maladies), car les abondances de phytopathogènes influencent directement la quantité et la qualité du rendement. Vous trouverez ci-dessous les détails des fonctions écosystémiques et leurs indicateurs correspondants qui ont été mesurés pour évaluer les systèmes de gestion contrastés. Pour chaque fonction, nous expliquons pourquoi nous avons utilisé ces indicateurs et comment ils ont été mesurés. Bien que certains indicateurs puissent être utilisés dans plusieurs fonctions écosystémiques, nous avons utilisé chaque indicateur dans une seule fonction écosystémique afin de ne pas l'emporter sur son effet sur les fonctions écosystémiques agrégées pour décrire la multifonctionnalité (Fig. 3).

Cette fonction a été évaluée dans tous les sites de terres cultivées et de prairies. Nous avons utilisé des indicateurs non seulement de rendement céréalier, mais aussi de qualité du rendement (affectant la qualité marchande et l'aptitude à la transformation des aliments) et de sécurité alimentaire (abondance de différents phytopathogènes). Le rendement en grains a été déterminé à l'aide d'une moissonneuse-batteuse pour échantillonner une superficie de 17,5 m2 à des distances d'échantillonnage spécifiques des arbres (Fig. 1 supplémentaire) dans la rangée de cultures en agroforesterie et dans les terres cultivées ouvertes en juillet ou août 2016 et 2017. extrapolé à partir de trois sous-échantillons indépendants de 100 grains secs, mesurés en 2016 et 2017. Pour estimer les concentrations de protéines brutes de céréales, d'amidon et de matières grasses ainsi que de fibres et de protéines brutes d'herbe, les matières végétales ont été séchées au four, broyées (<1 mm) et numérisées à l'aide d'un spectrophotomètre à réflectance proche infrarouge (NIRS) (Foss 5000, Foss GmbH, Hambourg, Allemagne). Les estimations ont été effectuées sur la base d'un étalonnage NIRS robuste et spécifique à l'usine. L'estimation de la concentration en matières grasses brutes était basée sur la méthode Soxhlet tandis que l'estimation de la concentration en protéines brutes était basée sur la méthode Dumas57. L'estimation de la concentration en amidon brut était basée sur la méthode d'Ewers et l'estimation de la concentration en fibres brutes était basée sur la méthode de Weender57. L'abondance des phytopathogènes de Fusarium graminearum et de F. tricinctum dans l'orge et le blé ainsi que de V. longisporum et de Leptosphaeria maculans dans le canola a été mesurée à l'aide de la réaction en chaîne par polymérase (PCR) en temps réel à partir d'échantillons de grains récoltés en 2016 et 2017, comme décrit précédemment58.

Cette fonction a été évaluée dans tous les sites de terres cultivées et de prairies. Les indicateurs comprenaient la production primaire nette d'arbres hors sol, car ce taillis à courte rotation est utilisé comme source d'énergie neutre en carbone ; la densité racinaire qui, par son renouvellement, peut être un indicateur opportun de la source de COS ; et le stock SOC qui sert de substitut à son processus d'évolution lente50. La production primaire nette aérienne des arbres a été calculée comme la somme de la production de biomasse ligneuse et de la chute de feuilles mortes en 2016 et 2017. La production de biomasse ligneuse a été mesurée pour 50 % de tous les arbres d'une parcelle en mesurant le diamètre de la tige à hauteur de poitrine (DHP) et en appliquant une équation allométrique spécifique au site et à l'année59, dérivée des diamètres de tige et de la biomasse mesurée de 25 arbres qui représentaient la gamme de DHP des arbres présents. Les chutes de feuilles d'arbres ont été recueillies toutes les deux semaines en 2016 et 2017 à l'aide de pièges à litière de 0,14 m2. La densité combinée des racines fines des arbres et des cultures a été déterminée à une profondeur de 0 à 100 cm avec des carottes de sol de 6,5 cm de diamètre au cours de la saison de croissance de 2017, en lessivant les sols et en collectant toutes les racines de ≥ 1 cm de longueur et en les séchant à 70 ° C pendant trois jours. Le COS a été mesuré pour les 30 premiers cm de profondeur en 2016 à partir de sols séchés à l'air, tamisés à 2 mm et fumigés à l'acide60 (en cas de pH ≥ 6), à l'aide d'un analyseur CN (Elementar Vario EL ; Elementar Analysis Systems GmbH, Hanau, Allemagne). La densité apparente du sol a été mesurée en 2016 pendant la saison de croissance pour les 30 premiers centimètres à l'aide de carottes de sol en acier inoxydable d'un volume de 250 cm3 61. Comme il n'y avait pas de différence statistique dans la densité apparente du sol entre les rangées d'arbres agroforestiers, les rangées de cultures et les terres cultivées ou prairies ouvertes sur chaque site, nous avons utilisé la densité apparente moyenne du sol pour chaque site afin d'avoir la même masse de sol pour les calculs des stocks de COS dans les deux systèmes de gestion14.

Cette fonction a été évaluée dans tous les sites de terres cultivées et de prairies. Les indicateurs comprenaient le taux brut de minéralisation du N dans le sol (un processus fournissant du N minéral existant pour l'utilisation végétale et microbienne), le P et le K disponibles pour les plantes (qui reflètent les stocks de P et de K dans le sol accessibles pour l'absorption racinaire), la saturation en bases (signifiant la proportion d'éléments nutritifs de base adsorbés sur les sites d'échange du sol), la capacité effective d'échange de cations (indiquant la capacité du sol à adsorber les éléments et donc un indice de son processus d'évolution lente) et l'abondance du gène nifH (indiquant le potentiel de fixation génétique de N2, responsable du codage de la nitrogénase enzyme dans les sols). La minéralisation brute en N du sol a été mesurée dans les 5 cm supérieurs entre avril et juin 2017 à l'aide de techniques de dilution en bassin 15N62 sur des carottes de sol intactes incubées in situ. Le phosphore assimilable par les plantes (P) a été mesuré mensuellement pendant les saisons de croissance de 2016 et 2017 dans les 5 premiers cm de profondeur, et la valeur moyenne au cours de la saison de croissance représentait chaque parcelle répétée. Le P disponible pour les plantes a été déterminé comme la somme du P63 extractible au bicarbonate et de la résine échangeable, analysé à l'aide d'un spectromètre d'émission atomique à plasma à couplage inductif (ICP-AES; iCAP 6300 Duo View ICP Spectrometer, Thermo Fischer Scientific GmbH, Dreieich, Allemagne). Le potassium (K) assimilable par les plantes a été déterminé pour la profondeur supérieure de 30 cm en 2016 en percolant les sols avec 1 mol l−1 NH4Cl non tamponné et les percolats ont été analysés pour le K échangeable (ainsi que pour les cations mentionnés ci-dessous) à l'aide d'ICP-AES. La saturation en bases a été mesurée comme le pourcentage de cations basiques sur la capacité d'échange cationique effective, qui a été déterminée comme la somme des Ca, Mg, K, Na, Mn, Al, Fe et H échangeables. L'abondance du gène nifH de fixation de N2 du sol dans les 5 premiers cm a été déterminée en avril 2017 pour les prairies et en mars 2019 pour les terres cultivées à l'aide de la PCR en temps réel. Les sols échantillonnés ont été congelés immédiatement sur le terrain pour l'extraction de l'ADN30,64 et les gènes nifH ont été amplifiés à l'aide de la paire d'amorces IGK3–DVV65.

Cette fonction a été évaluée dans tous les sites de terres cultivées et de prairies. Les indicateurs étaient la biomasse des vers de terre (indiquant la bioturbation qui influence l'agrégation du sol), la biomasse microbienne C et N (en tant qu'expressions de la taille de la biomasse microbienne qui influence le cycle des nutriments), les abondances bactériennes et fongiques (en tant qu'expressions de la taille de la population microbienne procaryote et eucaryote) et l'activité β-glucosidase (impliquant le potentiel de dégradation enzymatique des glucides complexes et reflétant ainsi l'acquisition d'énergie par la biomasse microbienne). La biomasse des vers de terre a été déterminée en 2018 en extrayant des individus de blocs de sol de 0,25 × 0,25 × 0,25 m par tri manuel66. La biomasse microbienne du sol C et N ont été déterminées dans les 5 cm supérieurs au printemps 2017 par la méthode de fumigation-extraction au CHCl367. Une paire d'échantillons de sol a été immédiatement extraite avec 0,5 mol/l de K2SO4, et l'autre paire a été fumigée pendant 5 jours puis extraite. Le C organique extractible a été analysé par oxydation du persulfate renforcée par les UV à l'aide d'un analyseur de carbone avec un détecteur infrarouge (TOC-VWP, Shimadzu Europa GmbH, Duisburg, Allemagne). Le N extractible a été déterminé par digestion aux ultraviolets au persulfate suivie d'une réduction au sulfate d'hydrazine en utilisant une colorimétrie à injection à flux continu (Autoanalyzer Method G-157-96; SEAL Analytical AA3, SEAL Analytical GmbH, Norderstedt, Allemagne). La biomasse microbienne C et N ont été calculées respectivement comme les différences de C et N organiques extractibles entre les sols fumigés et non fumigés divisées par kC = 0,45 et kN = 0,68 pour les échantillons fumigés de 5 jours67,68. L'abondance bactérienne et fongique dans les sols a été mesurée au printemps 2017 dans les prairies et au printemps 2019 dans les terres cultivées. Les échantillons de sol prélevés dans les 5 premiers cm ont été congelés immédiatement sur le terrain pour l'extraction de l'ADN, et l'abondance des bactéries et des champignons du sol a été déterminée à l'aide de la PCR en temps réel30,64. L'activité β-glucosidase du sol dans les 5 premiers cm, échantillonnés en octobre-novembre 2015, a été analysée à l'aide d'un substrat marqué par fluorescence (4-méthylumbelliférone-β-D-glucopyranoside ; Sigma-Aldrich Chemie GmbH, Taufkirchen, Allemagne)69. L'intensité de la fluorescence a été mesurée à des intervalles de 30 minutes sur 180 minutes à des longueurs d'onde d'excitation de 355 nm et d'émission de 460 nm à l'aide d'un lecteur de microplaques FLUOstar Omega (BMG, Offenburg, Allemagne).

Cette fonction a été évaluée dans les sites de terres cultivées, et les indicateurs étaient les flux nets de GES, N2O et CH4, à partir de la surface du sol, et le taux brut d'absorption de N2O dans le sol (signifiant la capacité du sol à convertir les GES N2O en N2 non réactif via la dénitrification microbienne)45. Les flux de CH4 et de N2O dans le sol ont été mesurés mensuellement de mars 2018 à février 2019 à l'aide de chambres statiques ventilées70. Les échantillons de gaz ont été analysés à l'aide d'un chromatographe en phase gazeuse (SRI 8610C, SRI Instruments Europe GmbH, Bad Honnef, Allemagne) avec un détecteur à ionisation de flamme (pour la concentration en CH4) et un détecteur à capture d'électrons (pour la concentration en N2O). Le taux brut d'absorption de N2O dans le sol a été mesuré mensuellement de mars 2018 à février 2019 à l'aide de la technique de dilution du pool de 15N2O71. Nous avons injecté 7 ml de gaz d'étiquette 15N2O dans l'espace de tête de la chambre, qui était composé de 100 ppmv de 15N-N2O marqué à 98%, 275 ppbv d'hexafluorure de soufre (SF6, en tant que traceur d'une éventuelle perte physique de gaz de l'espace de tête de la chambre) et équilibré avec de l'air synthétique (Westfalen AG, Münster, Allemagne). À 0,5, 1, 2 et 3 h d'incubation in situ, des échantillons de gaz de 100 ml et 23 ml ont été prélevés dans l'espace libre de la chambre et injectés respectivement dans une bouteille en verre pré-évacuée de 100 ml et un flacon en verre de 12 ml (Exetainer ; Labco Limited, Lampeter, Royaume-Uni) équipés de septa en caoutchouc. Les échantillons de gaz de 100 ml ont été analysés pour la composition isotopique à l'aide d'un spectromètre de masse à rapport isotopique (Finnigan Deltaplus XP, Thermo Electron Corporation, Brême, Allemagne). Les échantillons de gaz de 23 ml ont été analysés pour les concentrations de N2O et SF6, en utilisant le même chromatographe en phase gazeuse avec détecteur à capture d'électrons. Le calcul de l'absorption brute de N2O dans le sol est donné dans notre étude précédente71.

Cette fonction a été évaluée dans les sites cultivés et les indicateurs étaient : l'évapotranspiration réelle (la quantité d'eau absorbée par les plantes), la conductivité saturée du sol (Ks) (indiquant le flux d'eau dans le sol), la modification du stockage de l'eau dans le sol (signifiant la quantité d'eau disponible pour l'absorption des plantes) et les flux de lixiviation de N, P, S et des cations basiques (impliquant une diminution de la qualité de l'eau de drainage dans le sol). L'évapotranspiration réelle a été déterminée en 2016 et 2017 avec des mâts à covariance des turbulences (hauteur de 3,5 m en culture ouverte, hauteur de 10 m en agroforesterie), en utilisant la méthode du bilan énergétique de la covariance des turbulences (ECEB)49. Les mesures de l'ECEB s'intègrent sur toute la zone d'empreinte, et l'ensemble de l'agroforesterie des terres cultivées et des terres cultivées ouvertes à chacun des trois sites de terres cultivées ont été représentés chacun par une valeur annuelle de l'évapotranspiration réelle. La valeur annuelle était la somme des taux d'évapotranspiration réels d'une demi-heure, dérivés de l'ECEB. Le Ks a été mesuré en juillet-août 2019 en prélevant des carottes de sol intactes (250 cm3 chacune) qui ont été lentement saturées d'eau en laboratoire (après avoir fixé un papier filtre à une extrémité des carottes et les avoir placées sur un bassin rempli de 1 cm d'eau dégazée). Le niveau d'eau a été relevé pendant 8 heures pour éviter de piéger de l'air dans les échantillons de sol. Une fois saturées, les carottes de sol intactes ont été installées sur l'appareil UMS-KSAT (UMS, München, Allemagne) en utilisant soit la méthode à chute libre, soit la méthode à chute constante en fonction de la perméabilité du sol72. Les mesures de Ks étaient basées sur l'équation de Darcy et ont été normalisées à 20 °C. La variation du stockage de l'eau a été estimée à l'aide du sous-modèle de l'eau du modèle Expert-N 5.073 pour les 60 premiers cm du sol pour la période d'avril 2016 à mars 2017. Le même modèle de l'eau a été utilisé pour estimer les flux de drainage mensuels pour le calcul des flux de lessivage des nutriments74. L'eau du sol a été échantillonnée mensuellement de 2016 à 2018 à 60 cm de profondeur, à l'aide de lysimètres à ventouse (céramique P80, taille maximale des pores 1 μm; CeramTec AG, Marktredwitz, Allemagne), et a été analysée pour le N total dissous (en utilisant la même colorimétrie d'injection à flux continu mentionnée ci-dessus), le P total, les concentrations totales de S, Na, K, Ca et Mg (en utilisant le même ICP-AES mentionné ci-dessus). La texture du sol a été mesurée en 2016 pendant la saison de croissance pour les 30 premiers centimètres, en utilisant la méthode de la pipette avec des prétraitements pour éliminer la matière organique et le carbonate (pour un pH du sol > 6)75. Les entrées du sous-modèle d'eau d'Expert-N étaient le climat (rayonnement global, température, précipitations, humidité relative et vitesse du vent), le sol (texture, densité apparente et Ks), tous mesurés sur nos sites d'étude, et les caractéristiques de la végétation (biomasse racinaire et indice de surface foliaire), spécifiques aux cultures ou aux arbres sur les sites. La teneur en eau du sol modélisée a été validée avec la teneur en humidité du sol mesurée, effectuée mensuellement par des mesures gravimétriques. Les flux de lessivage des nutriments ont été calculés en multipliant les concentrations de nutriments par les flux de drainage de l'eau pendant la période d'échantillonnage et additionnés pour toute l'année74,76.

Sur un site de terres cultivées sur le sol gleyique de Cambisol, les indicateurs d'érosion éolienne potentielle ont été quantifiés par des mesures directes et une simulation des grandes turbulences (LES) de la vitesse du vent. Ces indicateurs étaient le pourcentage de réduction de la vitesse du vent (du nord, du nord-ouest et de l'ouest) dans l'agroforesterie par rapport aux terres cultivées ouvertes, et le nombre de jours dans une année avec une vitesse du vent supérieure à 5 m s−¹. Sur les terres cultivées ouvertes, les vitesses moyenne et maximale du vent ont été mesurées en continu avec un anémomètre sonique (uSONIC-3 Omni, METEK GmbH, Elmshorn, Allemagne) à une hauteur de 3,5 m et jusqu'à 0,5 m au-dessus de la surface du sol de mars 2016 à septembre 2018. Les mesures de la vitesse du vent dans les terres cultivées ouvertes agissent comme un champ de vent de référence, à partir duquel les mesures de la vitesse du vent sur chacune des parcelles répliquées de terres cultivées agroforestières (influencées par la rangée d'arbres s) ont été comparés. Nous avons utilisé un modèle LES pour simuler le champ de vent variant dans l'espace pour trois directions de vent (nord, nord-ouest et ouest) dans la rangée d'arbres agroforestiers (avec une hauteur d'arbre fixée à 5 m), la rangée de cultures agroforestières et les terres cultivées ouvertes, ce qui serait impossible à réaliser avec uniquement des mesures de la vitesse du vent. Nous avons extrait la vitesse du vent à la hauteur la plus basse du domaine du modèle de 0,5 m au-dessus du sol à partir de la sortie du modèle 3D pour les trois directions du vent dans l'agroforesterie et les terres cultivées ouvertes77. Nous avons ensuite dérivé un rapport de la vitesse horizontale du vent de ces trois directions du vent dans l'agroforesterie à la vitesse horizontale du vent des mêmes directions dans les terres cultivées ouvertes, comme indicateurs de la réduction de la vitesse du vent. Ce rapport de vitesse du vent provenant de la sortie du modèle a ensuite été multiplié par des mesures de la vitesse moyenne du vent toutes les demi-heures provenant des terres cultivées ouvertes pour dériver une vitesse du vent variant dans le temps et dans l'espace. Le potentiel d'érosion éolienne variable dans l'espace a été obtenu par le nombre de jours où la vitesse du vent dépasse une vitesse de vent seuil de 5 m s−1 à 0,5 m au-dessus du sol pour chaque système de gestion et a été utilisé comme indicateur de résistance à l'érosion éolienne78,79. Nous calculons uniquement l'érosion éolienne potentielle pour ce seul site de terres cultivées car (i) son agroforesterie jumelée offrait une vaste zone étendue avec différentes densités de plantation d'arbres, et (ii) ce site de terres cultivées avait des mesures indépendantes de la vitesse du vent dans un transect horizontal80, les deux ont permis la validation de nos valeurs simulées à de grandes distances entre les rangées d'arbres et sous différentes densités de plantation. De plus, à partir de ce site de terres cultivées, nous avons pu comprendre les effets de la distance entre les rangées d'arbres et la densité des arbres sur la réduction de la vitesse du vent. Comme les parcelles agroforestières de nos deux autres sites de terres cultivées avaient des largeurs d'arbres et de rangées de cultures comparables, nous nous attendons à ce que les résultats de ce site soient également pertinents pour les autres sites de notre étude.

Pour dériver la valeur d'une parcelle entière d'agroforesterie répliquée, les valeurs de la rangée d'arbres et de diverses distances d'échantillonnage dans la rangée de cultures ont été pondérées par leurs couvertures surfaciques. Comme les systèmes agroforestiers étaient représentés par une rangée d'arbres de 12 m et une rangée de cultures de 48 m, les facteurs de pondération étaient : 12/60 pour la rangée d'arbres, 5/60 pour le 1 m, 6/60 pour les 4 m, 33/60 pour les 7 m qui représentaient une large zone de la rangée de cultures sur la base de tests de comparaison entre ces points d'échantillonnage en utilisant des indicateurs appropriés, par exemple, pour la fourniture de nourriture/fibre/carburant, l'habitat pour l'activité microbienne et la réduction des GES1 4,30,45,64 ; et 4/60 pour les distances d'échantillonnage de 24 m dans le rang de culture qui représentaient le chevauchement de 4 m du diffuseur d'engrais lorsqu'il tournait au milieu du rang de culture45. Lorsque les indicateurs n'étaient pas mesurés à toutes les distances d'échantillonnage dans la rangée de cultures (par exemple, les distances de 1 et 4 m étaient statistiquement comparables pour certains indicateurs, et d'autres mesures excluaient les 4 m mais augmentaient plutôt l'échantillonnage temporel), nous avons ajusté les facteurs de pondération pour les valeurs agroforestières au niveau de la parcelle en fonction des couvertures surfaciques des distances échantillonnées dans les rangées de cultures et d'arbres. Pour chaque indicateur, les valeurs pondérées en fonction de la surface pour les parcelles agroforestières et les parcelles de terres cultivées ou de prairies ouvertes ont été standardisées z (z = (valeur individuelle - valeur moyenne sur les parcelles et les sites)/écart type). Cela empêche la dominance d'un ou de quelques indicateurs sur les autres (par exemple, apportés par les unités de leurs valeurs) au sein d'une fonction écosystémique spécifique, et la standardisation z permet à plusieurs indicateurs distincts de mieux caractériser une fonction écosystémique. Les valeurs au niveau de la parcelle standardisées z ont été utilisées pour évaluer les différences entre les systèmes de gestion (c. Pour les indicateurs dans lesquels des valeurs élevées signifient un effet indésirable accru (c'est-à-dire l'abondance d'agents pathogènes dans les grains, les pertes par lessivage des nutriments, les flux de GES dans le sol, la vitesse du vent comme indicateur de risque d'érosion), nous avons utilisé l'inverse additif (multiplié par -1) de leurs valeurs afin d'avoir une signification intuitive uniforme comme le reste des indicateurs (c'est-à-dire qu'une valeur élevée indique un effet souhaitable élevé). Les différences dans les fonctions écosystémiques spécifiques entre l'agroforesterie et les terres cultivées ouvertes ou les prairies ouvertes ont été évaluées à l'aide d'un modèle linéaire à effets mixtes (LME) avec un système de gestion (agroforesterie des terres cultivées ou des prairies par rapport aux terres cultivées ou prairies ouvertes) comme effet fixe et des indicateurs et des parcelles répliquées sur les sites (4 parcelles × 2 systèmes de gestion × 3 sites pour les systèmes de terres cultivées = 24 parcelles, et 3 parcelles × 2 systèmes de gestion × 2 sites pour les systèmes de prairies = 12 parcelles) comme effets aléatoires (Fig. 1 et tableaux supplémentaires 2 à 5)81. Comme les variables indicatrices peuvent systématiquement différer dans leurs réponses aux systèmes de gestion, nous avons également testé l'interaction entre l'indicateur et le système de gestion (tableau supplémentaire 5)81. Les parcelles de diagnostic des résidus du modèle LME ont été inspectées visuellement pour vérifier si elles répondent aux critères de distribution normale et de variance égale. Pour évaluer s'il y avait des compromis potentiels ou des situations gagnant-gagnant, nous avons effectué un test de corrélation de rang Spearman entre les fonctions écosystémiques au sein de chaque système de gestion sur les valeurs standardisées z des parcelles répétées (Figs. 3a, b et 4a, b supplémentaires) ; une telle analyse est généralement effectuée lorsque plusieurs fonctions écosystémiques sont quantifiées81. De plus, nous avons effectué un test de corrélation de rang Spearman entre les fonctions écosystémiques attribuables à la conversion de terres cultivées ou de prairies ouvertes en agroforesterie en utilisant le changement relatif des valeurs standardisées z (c'est-à-dire, agroforesterie - terres cultivées ou prairies ouvertes/terres cultivées ou prairies ouvertes) (Figs supplémentaires. 3c et 4c). Pour tester les différences d'indicateurs spécifiques entre les systèmes de gestion, nous avons utilisé soit un test t indépendant (lorsque les données montraient une variance égale et une distribution normale), un test de Wilcoxon (lorsque les données montraient une variance égale mais une distribution non normale) ou un test de Welsh (lorsque la distribution normale et l'égalité des variances n'étaient pas respectées). Les données ont été analysées à l'aide de R (version 4.0.4).

De plus amples informations sur la conception de la recherche sont disponibles dans le résumé des rapports sur le portefeuille Nature lié à cet article.

Les données des indicateurs des fonctions écosystémiques sont accessibles au public via DOI ou sur demande, si les données sont sous embargo en raison des droits d'auteur. Toutes les métadonnées correspondantes sont illimitées. Les données et métadonnées sont accessibles sur : https://doi.org/10.20387/bonares-4gjt-f0y0 et https://doi.org/10.20387/bonares-c6pk-yxq8 (qualité végétale) ; https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=3e5ac979-3675-4652-818e-67b6f42f2c67 (pathogènes végétaux) ; https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (abondance du gène nifH) ; https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (abondance bactérienne et fongique) ; https://doi.org/10.20387/bonares-eyt4-dc84 (biomasse de vers de terre) ; https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=2fa214f3-8d6d-4f8c-bd99-d73b67f0d270 (bêta-glucosidase) ; https://doi.org/10.5194/bg-17-5183-2020 (évapotranspiration, tableau 6 dans le lien, configuration ECEB) ; https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=c6e9a483-2f91-4e4d-851a-6a26e3f27de8 (conductivité saturée sol-eau); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=a95fd45d-d51b-4698-830d-44f38d7a7340 (risque d'érosion éolienne) ; https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=78c0c07e-c6b4-453b-ac63-15877dbe32a3 (biomasse racinaire, minéralisation brute du N du sol, C & N microbien du sol, flux de GES du sol et flux de lixiviation des nutriments) ; https://doi.org/10.20387/bonares-1b9y-806w (rendement) ; https://doi.org/10.20387/bonares-q82e-t008, https://doi.org/10.20387/bonares-fq8b-031j et https://doi.org/10.20387/bonares-s84z-chbt (COS, P & K disponibles pour les plantes, saturation en bases et capacité effective d'échange de cations). En cas d'embargo, les coordonnées de l'auteur ainsi que la date de disponibilité des données sont indiquées dans les métadonnées.

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Cette étude a été financée par le ministère fédéral allemand de l'Éducation et de la Recherche (BMBF) dans le cadre du projet BonaRes-SIGNAL (codes de financement : 031A562A, 031B0510A et 031B1063A) avec le soutien supplémentaire du Centre BonaRes (code de financement : 031B0511B). Nous remercions Gustav Wiedey, Michael Bredemeier et Magdalena Benecke pour leur excellent soutien logistique et administratif. Nous remercions également Dirk Böttger, Julian Meier, Andrea Bauer, Martina Knaust, Kerstin Langs et Natalia Schröder pour le soutien sur le terrain, technique et en laboratoire ainsi que Sonja Gerke pour le soutien administratif.

Financement Open Access activé et organisé par Projekt DEAL.

Ces auteurs ont contribué à parts égales : Edzo Veldkamp, ​​Marcus Schmidt.

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EV, MDC, AC, DF, TG, JMG, JI, MJ, PK, AK, NL, EP, MS, CW et MW ont rédigé la proposition de recherche. MDC, EV et MS ont conçu la conception de l'étude et l'établissement des parcelles. MS, CM, LB, RB, AB, XB, XD, RG, LG, RG, VG, FH, MK, ML, JL, MP, JGVvR, CR, D.-MS, GS, LS, NS et AS ont effectué la collecte, l'assemblage et le stockage des données. MS, MDC et CM ont effectué les analyses statistiques. MDC, EV et MS ont dirigé la rédaction du manuscrit et tous les auteurs ont écrit des parties ou commenté le manuscrit.

Correspondance au mari Veldkamp.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Communications Terre & Environnement remercie Rémi Cardinael et le(s) autre(s) relecteur(s) anonyme(s) pour leur contribution à la relecture par les pairs de ce travail. Rédacteurs en chef principaux : Clare Davis. Les rapports des pairs examinateurs sont disponibles.

Note de l'éditeur Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

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Réimpressions et autorisations

Veldkamp, ​​E., Schmidt, M., Markwitz, C. et al. La multifonctionnalité de l'agroforesterie tempérée en couloirs surpasse les terres cultivées et les prairies ouvertes. Commun Terre Environ 4, 20 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00680-1

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Reçu : 11 juillet 2022

Accepté : 09 janvier 2023

Publié: 24 janvier 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s43247-023-00680-1

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