T H È S

 THÈSE
Pour obtenir le grade de
DOCTEUR DE L’UNIVERSITÉ DE TOULOUSE
DELIVRE PAR L’UNIVERSITE DE TOULOUSE– PAUL SABATIER
DISCIPLINE OU SPECIALITE : ECOPHYSIOLOGIE VEGETALE
Présentée et soutenue par
Charles MARTY
NUTRITION ET REPONSES DES PLANTES SUBALPINES PYRENEENNES A LA CONTRAINTE AZOTEE Soutenue le 30 juin 2009 devant le jury composé de: Didier ALARD, Professeur, Université de Bordeaux Pablo CRUZ, Chargé de recherches, INRA Toulouse François GASTAL, Directeur de recherches, INRA Lusignan Alain GOJON, Directeur de recherches, INRA Montpellier Philippe GRIEU, Professeur, ENSA Toulouse Thierry LAMAZE, Professeur, Université Toulouse III André PORNON, Maître de conférences, Université Toulouse III Rapporteur Examinateur Examinateur Rapporteur Membre invité Directeur de thèse Co‐directeur de thèse
Ecole doctorale : SEVAB
Unité de recherche : Centre d’Etudes Spatiales de la Biosphère (CESBIO).
Directeurs de Thèse : Pr. Thierry LAMAZE
Dr. André PORNON
Remerciements Je tiens tout d’abord à remercier Thierry Lamaze et André Pornon de m’avoir
accordé leur confiance, de m’avoir soutenu dans les moments de doutes et d’avoir su
me transmettre, avec patience et attention, leur savoir-faire et leurs connaissances.
Merci également à Jérome Viers et Priscia Oliva pour leur initiation à la pratique
de la géochimie, ainsi que pour leurs conseils bienveillants et leur disponibilité.
Je tiens aussi à remercier Alain Gojon et Didier Alard d’avoir accepté de juger
mon travail, ainsi que Pablo Cruz, François Gastal et Philippe Grieu d’avoir consenti
à faire partie du jury.
Un grand merci également à Paola Chavez, JB Benoit, Aurélie Khimoun et Anne
Dozières pour leur aide précieuse sur le terrain.
Enfin, merci à Tess pour son soutien sans faille.
2
Avant­propos La thématique centrale de cette thèse est la nutrition, en particulier azotée, des
plantes de l’étage subalpin pyrénéen. Plusieurs aspects de la nutrition ont été étudiés
pour différents types de plantes présents dans cet habitat. Les problématiques
abordées au cours de ce travail sont diverses et parfois spécifiques de l’espèce étudiée,
ce qui est susceptible de conférer au manuscrit un aspect quelque peu hétérogène. Ces
différentes problématiques sont déclinées au travers de cinq articles rédigés en anglais
et répartis en trois parties. Chaque partie est introduite par une synthèse
bibliographique rédigée en français qui permettra au lecteur de disposer de tous les
éléments pour comprendre l’intérêt des questions posées dans cette thèse, mais aussi
pour définir le cadre théorique des thématiques abordées dans les articles. Pour
conclure, une synthèse générale des résultats fait apparaître les éléments majeurs qui
ont émergé de nos travaux et qui pourront peut-être servir de base à de nouvelles
recherches dans le domaine.
3
TABLE DES MATIERES Remerciements ............................................................................................................................ 2
Avant­propos................................................................................................................................. 3
Introduction .........................................................................................................................8
1­
Utilisation des ressources par les plantes ................................................................. 9
1‐1 Le concept de « stratégie » en écologie végétale........................................................... 9
1‐2 Les schèmes de stratégies écologiques...........................................................................10
1‐3 Le spectre d’économie des feuilles ...................................................................................12
2­ Utilisation de l’azote par les plantes..........................................................................14
2‐1 Distribution de l’azote dans les plantes..........................................................................14
2‐2 Efficacité d’utilisation de l’azote ........................................................................................16
3­ Adaptations et stratégies d’utilisation des ressources dans les milieux d’altitude.......................................................................................................................................17
3‐1 Ecologie des milieux alpins..................................................................................................17
3‐1‐1
3‐1‐2
3‐2
Adaptations aux conditions climatiques ........................................................................19
3‐2‐1
3‐2‐2
3‐2‐3
3‐3
4­
5­
6­
Conditions climatiques.................................................................................................................. 18
Sols ......................................................................................................................................................... 18
Adaptations morphologiques..................................................................................................... 19
Adaptations phénologiques ........................................................................................................ 20
Adaptations physiologiques ....................................................................................................... 20
Adaptations à la faible disponibilité des ressources dans le sol...........................21
3‐3‐1
3‐3‐2
Prélèvement des nutriments ...................................................................................................... 21
Croissance des plantes .................................................................................................................. 21
4‐2‐1
4‐2‐2
4‐2‐3
4‐2‐4
4‐2‐5
Festuca eskia Ram............................................................................................................................ 24
Nardus stricta L................................................................................................................................. 25
Festuca nigrescens Lam. ................................................................................................................ 26
Rhododendron ferrugineum L..................................................................................................... 27
Trifolium alpinum L......................................................................................................................... 28
5‐1‐1
5‐1‐2
5‐1‐3
Situation géographique................................................................................................................. 29
Sol et végétation............................................................................................................................... 30
Conditions climatiques.................................................................................................................. 31
Communautés végétales de l’étage subalpin Pyrénéen......................................22
4‐1 Description de l’étage subalpin Pyrénéen .....................................................................22
4‐2 Espèces étudiées ......................................................................................................................24
Description des sites d’études......................................................................................29
5‐1 Vallon d’Estaragne...................................................................................................................29
5‐2‐ La vallée de Bethmale...........................................................................................................31
Objectifs de la thèse .........................................................................................................33
PARTIE 1 ............................................................................................................................. 35
Nutrition azotée et interactions entre plantes a l’étage subalpin Pyrénéen
................................................................................................................................................ 35
1­
Introduction........................................................................................................................36
1‐1 Origine de l’azote dans les écosystèmes.........................................................................36
1‐1‐1
1‐1‐2
Fixation biologique ......................................................................................................................... 36
Retombées atmosphériques ....................................................................................................... 38
1‐3‐1
1‐3‐2
Prélèvement....................................................................................................................................... 40
Réduction et assimilation de l’azote minéral ...................................................................... 42
1‐2
1‐3
Dynamique de l’azote dans les sols ..................................................................................38
Prélèvement et assimilation de l’azote par les plantes ............................................40
4
1‐3‐3
Transport de l’azote dans la plante ......................................................................................... 42
1‐4 Objectifs .......................................................................................................................................44
2­ Etude du prélèvement net de l’azote minéral par une plante caractéristique du milieu montagnard (Festuca nigrescens)....................................................................45
2‐1 Résumé.........................................................................................................................................45
2‐2 High NH4+ efflux from roots of the common alpine grass, Festuca nigrescens, at field‐relevant concentrations restricts net uptake. ..........................................................46
3­ Effets de la fixation symbiotique de l’azote atmosphérique sur la nutrition azotée des plantes et les interactions inter­specifiques dans les communautés végétales subalpines ................................................................................................................55
3‐1 Contexte de l’étude..................................................................................................................55
3‐2 Résumé.........................................................................................................................................56
3‐3 Complex interactions between a legume between a legume and two grasses in a subalpine meadow ......................................................................................................................57
PARTIE 2 ............................................................................................................................. 79
Longévité foliaire et contrainte azotée chez R. ferrugineum : conséquences sur la nutrition carbonée.............................................................................................. 79
1­
Introduction........................................................................................................................80
1‐1 La longévité foliaire.................................................................................................................80
1‐1‐1
1‐1‐2
Aspects évolutifs .............................................................................................................................. 80
Longévité foliaire et typologie des plantes .......................................................................... 80
1‐2
1‐3
Distribution des espèces sempervirentes et décidues .............................................82
Théories de la longévité foliaire ........................................................................................83
1‐4
Variabilité de la longévité foliaire au niveau intra‐spécifique ..............................90
1‐3‐1
1‐3‐2
1‐3‐3
1‐4‐1
1‐4‐2
Longévité foliaire et conservation des nutriments........................................................... 83
Longévité foliaire et assimilation du carbone..................................................................... 85
Modèles d’optimisation de l’azote ........................................................................................... 88
Réponse de la longévité foliaire à la fertilisation azotée ............................................... 90
Réponse de la longévité foliaire à l’éclairement ................................................................ 91
1‐5 Sénescence foliaire et résorption de l’azote .................................................................92
1‐6 Equilibre entre résorption et prélèvement des nutriments...................................93
1‐7 Objectifs .......................................................................................................................................95
2­ Description des deux sites d’études...........................................................................96
2‐1 Matériels et méthodes............................................................................................................96
2‐1‐1 Description et analyses multi‐élémentaires des sols ........................................................... 96
2‐1‐2 Disponibilité en azote dans les deux sites ............................................................................ 98
2‐1‐3 Productivité des landes à Rhododendron ferrugineum .................................................102
2‐2‐
Résultats & Discussion ......................................................................................................103
2‐2‐1
2‐2‐2
2‐2‐3
2‐2‐4
2‐2‐5
Analyse des profils des sols ......................................................................................................103
Analyses chimiques ......................................................................................................................103
Disponibilité de l’azote in situ..................................................................................................106
Nutrition azotée des plantes.....................................................................................................107
Productivité des landes à R. ferrugineum dans chaque site.......................................109
2‐3‐ Conclusion ..............................................................................................................................113
3­ Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses en relation avec la disponibilité en azote et la longévité foliaire chez Rhododendron ferrugineum .............................................................................................................................. 114
3‐1 Résumé......................................................................................................................................114
3‐2 Endogenous sink‐source interactions and soil N regulate leaf life span in an evergreen shrub.................................................................................................................................116
4­ Variation de l’efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse avec l’âge des feuilles et effet de la longévité foliaire sur la capacité photosynthétique de Rhododendron ferrugineum...................................................... 141
4‐1 Résumé......................................................................................................................................141
5
4‐2 Long leaf life span increases plant photosynthetic nitrogen use efficiency in an evergreen shrub ..........................................................................................................................143
PARTIE 3 ...........................................................................................................................168
Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum ....................168
1­
2­
Introduction..................................................................................................................... 169
Matériels et méthodes.................................................................................................. 170
2‐1 Analyses multi‐élémentaires............................................................................................170
2‐1‐1 Echantillonnage..............................................................................................................................170
2‐1‐2 Préparation des échantillons....................................................................................................171
2‐1‐3‐ Méthodes analytiques ................................................................................................................172
2‐2 Etude des sources de variations des concentrations dans la plante ...............172
2‐3 Discrimination des éléments dans la plante..............................................................174
2‐4 Transpiration et efficacité d’utilisation de l’eau pour la photosynthèse .......175
3­ Résultats............................................................................................................................ 176
3‐1 Analyses multi‐élémentaires............................................................................................176
3‐1‐1
3‐1‐2
Sols .......................................................................................................................................................178
Plante ..................................................................................................................................................182
3‐3‐1
3‐3‐2
3‐3‐3
Calcium (Ca).....................................................................................................................................188
Potassium (K)..................................................................................................................................189
Magnésium (Mg) ............................................................................................................................189
3‐2 Variabilité inter‐populationnelle des concentrations en éléments traces ....185
3‐3‐ Dynamique des éléments dans les feuilles ...............................................................188
3‐4 Dynamique de l’azote dans les feuilles ........................................................................191
3‐5 Discrimination des éléments dans les plantes..........................................................191
3‐6 Transpiration et efficacité d’utilisation de l’eau pour la photosynthèse .......194
4­ Discussion......................................................................................................................... 195
Conclusion & Perspectives .......................................................................................200
1­
2­
Rappels des principaux objectifs ............................................................................. 201
Synthèse des principaux résultats........................................................................... 201
2‐1 Capacité de prélèvement de l’azote minéral d’une poacée montagnarde.....201
2‐2 Conséquences de la présence d’une espèce fixatrice d’azote atmosphérique sur les plantes associées.................................................................................................................202
2‐3 Contribution des différentes sources d’azote à la croissance des pousses chez R. ferrugineum.....................................................................................................................................203
2‐4 Longévité foliaire et efficacité d’utilisation de l’azote chez R. ferrugineum..204
2‐5 Dynamique des éléments traces dans la plante .......................................................205
3­ Conclusions & Perspectives ....................................................................................... 206
3‐1 Les plantes subalpines sont‐elles limitées en azote ? ............................................206
3‐2 Interactions « puits‐source » et conservation des nutriments ..........................207
3‐3 Limitation de la productivité et effets sur la fitness des plantes.......................208
3‐4 Pertinence des modèles de durée de vie des feuilles dans les milieux alpins
211
Références bibliographiques ....................................................................................213
Annexes .............................................................................................................................225
Méthodes analytiques ........................................................................................................... 226
SAA (Spectométrie d’absorption atomique) ..........................................................................226
Principe et fonctionnement du SAA........................................................................................................226
ICP‐OES (Inductively Coupled Plasma‐ Optic Emission Spectrometry).....................228
Principe et fonctionnement de l’ICP‐OES.............................................................................................228
ICP‐MS (Inductively Coupled Plasma‐Mass Spectrometry) ............................................229
Schéma et fonctionnement de l’ICP‐MS ................................................................................................229
Description des profils des sols......................................................................................... 231
6
Méthodes des points­contacts............................................................................................ 232
Mesure des échanges gazeux foliaires ............................................................................ 233
Enrichissement de l’azote foliaire au 15N ....................................................................... 235
Concentrations des éléments dans le profil des sols ................................................. 237
Concentrations des éléments dans la plante ................................................................ 241
7
INTRODUCTION 8
Introduction générale 1­ Utilisation des ressources par les plantes
Toutes les plantes ont besoin des mêmes ressources (eau, nutriments, lumière
etc.) en proportions relativement comparables et sont de ce fait en compétition pour
leur acquisition. Une fois acquises, ces ressources peuvent être soit stockées soit
investies dans la production de différents organes (feuilles, tiges, racines etc.). Elles
participent alors en retour à l’acquisition de nouvelles ressources qui pourront à leur
tour être stockées ou réinvesties. La capacité des plantes à se procurer et à utiliser les
ressources du milieu est de première importance car elle conditionne la production
photosynthétique qui elle-même détermine en partie la fitness1 des plantes (Bloom et
al., 1985; Westoby et al., 2000). Les plantes ont donc développé des « stratégies »
d’acquisition des ressources adaptées à leur environnement, leur permettant
d’optimiser les potentialités offertes par leur habitat (Grime & Campbell, 1991). De
nombreuses données ont en effet montré que les espèces à fort potentiel de croissance
sont très souvent associées aux milieux riches et que les sites peu productifs sont
composés essentiellement d’espèces à faible productivité (Chapin, 1980; Aerts &
Chapin, 2000).
1‐1 Le concept de « stratégie » en écologie végétale En écologie, le terme de « stratégie » a été défini comme « un ensemble de
caractéristiques génétiques similaires ou analogues qui apparaissent fréquemment
chez différentes espèces et populations, et qui leur confèrent des ressemblances
écologiques » (Grime, 1979; Grubb, 1998). Cet ensemble de caractéristiques
écologiques représente le moyen pour une espèce de maintenir une population dans
un environnement où elle développe des interactions (notamment compétition) avec
d’autres espèces (Westoby 1998). Le terme de stratégie a également été défini comme
la manière dont les plantes assurent leur gain de carbone pendant la période
végétative, ainsi que la transmission de leur gènes (Westoby et al. 2002).
1 Une
définition simplifiée de la fitness peut être « le potentiel d’un génotype ou d’une population à
s’accroître du fait de sa capacité à acquérir et à convertir de l’énergie pour se reproduire dans un milieu
donné » (d’après Brown et al. 1993).
9
Introduction générale 1‐2 Les schèmes de stratégies écologiques Plusieurs théories de stratégies écologiques ont été proposées dans le but de
classer les espèces en catégories fonctionnelles ou de les positionner dans un spectre
de caractéristiques écologiques (Westoby, 1998).
Une des plus acceptées dans la communauté scientifique est la théorie de
sélection de type r-K proposée par Mac Arthur & Wilson (1967). Dans ce modèle,
les pressions de sélection sont supposées diriger l’évolution vers un des deux pôles
qui correspondent à deux types de stratégies opposées. La stratégie de type K
regroupe des organismes dont l’espérance de vie est longue et dont l’investissement
en énergie et nutriments dans la reproduction est faible. Ces organismes se trouvent
par conséquent dans des milieux relativement peu perturbés, à mortalité dépendante
de la densité de population. La stratégie de type r regroupe des organismes à faible
espérance de vie et qui investissent beaucoup dans leur reproduction. Ces organismes
peuvent par conséquent occuper des milieux perturbés.
Quelques années plus tard, Grime (1977) proposait une théorie des stratégies des
plantes généralement reprise dans la littérature sous l’appellation de théorie CSR. Ce
modèle repose sur les variations de stabilité et de potentialités de croissance offertes
aux plantes entre habitats, qui donnent naissance à différentes stratégies écologiques
chez les plantes. Selon ce modèle, les facteurs externes qui limitent les quantités de
biomasse produites par les plantes sur un milieu peuvent être classés en deux
catégories : le stress2 et la perturbation3. A l’échelle de la planète, ces deux
paramètres varient considérablement, si bien que l’on peut positionner les espèces
végétales le long de deux axes définis par les propriétés de la communauté ou de
l’environnement : la productivité (dont la caractéristique opposée est le « stress » )
et la stabilité de l’habitat (l’inverse du niveau de « perturbation »). Cette matrice
productivité de l’habitat × stabilité de l’habitat génère selon Grime (1977) un panel
de conditions et de stratégies associées qui peuvent former la base pour une
classification écologique universelle des plantes et des animaux. La théorie C-S-R
admet l’existence de trois types de stratégies qui se trouvent aux extrémités d’un
triangle inclus dans la matrice productivité de l’habitat × stabilité de l’habitat: les
2 Ensemble des phénomènes qui restreignent la production photosynthétique. 3 Destruction partielle ou totale de la biomasse végétale causée par des facteurs externes.
10
Introduction générale compétiteurs (C) se trouvent dans des milieux peu stressants - peu perturbés, les
tolérantes au stress (S) dans les milieux fortement stressants - peu perturbés, et enfin
les rudérales (R) dans les milieux peu stressants - fortement perturbés.
A la même période, Tilman (1982) élaborait une série de modèles
mathématiques, à la base de la théorie pour la compétition des ressources, qui
permettait de prédire les phénomènes d’exclusion compétitive et la coexistence des
espèces à partir de leurs exigences nutritives. Cette théorie repose sur l’hypothèse que
lorsqu’une ressource est utilisée pour le développement d’une espèce, sa
concentration dans le milieu chute jusqu’à ce que la population atteigne l’état
d’équilibre, i.e. lorsque le taux de prélèvement de la ressource limitante équivaut à
son taux de perte par le biais de la litière. La concentration de la ressource dans le sol
à l’état d’équilibre est R*. Chaque espèce a sa propre valeur de R*. En dessous de
cette valeur, la taille de la population diminue alors et ne peut par conséquent pas
subsister. La conclusion de ce modèle est que lorsque plusieurs espèces sont en
compétition pour la même ressource, l’espèce la moins exigeante, c’est-à-dire celle
avec le R* le plus faible, supplante toutes les autres, indépendamment des densités
initiales des autres espèces. Contrairement à la théorie CSR, qui prédit que les espèces
ayant le taux d’acquisition des ressources le plus fort sont les plus compétitives, les
modèles de Tilman prédisent que les espèces ayant le plus faible niveau d’exigence
nutritive sont les plus compétitives.
Face aux difficultés à établir une théorie des stratégies des plantes cohérente et
généralisable à l’ensemble des biomes, Westoby (1998) préconise une approche
pragmatique pour classer les espèces vasculaires en groupes fonctionnels. Il propose
une classification basée sur l’étude et la comparaison de traits à forte signification
écologique et facilement mesurables sur le terrain. Dans ce modèle, la stratégie d’une
espèce est définie en fonction de sa position dans le volume formé par la valeur des
traits sur les axes. Le choix des traits permet non seulement de capturer une part
importante du spectre de variation des stratégies de la théorie CSR, mais il permet
surtout de regrouper des espèces sur la base d’un protocole clair et de manière assez
simple. Cette méthode ouvre ainsi la voie à des comparaisons et des méta-analyses à
l’échelle du globe (Westoby, 1998).
11
Introduction générale 1‐3 Le spectre d’économie des feuilles
L’existence de plusieurs théories relatives aux stratégies des plantes a nourri de
nombreux débats dans la communauté scientifique (Grubb, 1980; Grubb, 1985;
Grace, 1990; Grubb, 1998; Craine, 2005; Grime, 2007). Face aux tentatives
infructueuses de réconciliation ou de consensus sur une théorie, la recherche s’est par
la suite focalisée davantage sur la compréhension des trade-offs qui sous-tendent les
stratégies (Westoby, 1998), notamment par l’étude des traits foliaires. Depuis plus de
25
ans,
des
campagnes
de
mesures
systématiques
des
caractéristiques
morphologiques, biochimiques, phénologiques et physiologiques des plantes sont
réalisées par les écologues. Cette méthode de « screening » initiée par Grime (1977)
lors de l’élaboration de la théorie C-S-R et encouragée par Westoby (1998) pour un
nombre restreint de traits a depuis été poursuivie par de nombreux chercheurs partout
dans le monde. Récemment, le traitement des données récoltées sur l’ensemble de la
planète a effectivement fait apparaître un ensemble de covariations de certains traits
foliaires opérant indépendamment des formes de croissance, des types fonctionnels ou
des biomes (Reich et al., 1997; Reich et al., 1999; Wright et al., 2004). Ce pattern,
dénommé « spectre d’économie foliaire » (« leaf economics spectrum ») (Wright et
al. 2004), est vu comme la représentation d’un trade-off universel entre la
maximisation du taux de retour sur investissement et l’allongement de la durée des
bénéfices issus de l’investissement (Lusk et al., 2008). A une extrémité de ce spectre,
se trouve une stratégie à retour sur investissement rapide, effective grâce à des traits
foliaires permettant une acquisition rapide des ressources et un fort taux de
croissance. A l’autre extrémité, on trouve une stratégie d’investissement sur le long
terme, caractérisée par des traits qui ne permettent pas un taux de croissance rapide
mais une bonne conservation des ressources. En d’autres termes, ces résultats
décrivent le compromis entre l’acquisition rapide des nutriments et leur conservation.
De ce compromis émerge donc deux grands types de stratégie : une stratégie de
court terme (« fast economics ») et une stratégie de long terme (« slow
economics »).
La longévité foliaire (LLS) est un des traits du spectre d’économie des feuilles.
Elle est négativement corrélée à la surface spécifique (SLA), i.e. la surface foliaire
produite par unité de biomasse investie par la plante, la teneur en azote (% ou g.m-2),
12
Introduction générale la capacité photosynthétique (Amax) et au taux de croissance relatif de la plante, i.e.
la biomasse produite par unité de temps et de biomasse (RGR). De ce fait, une forte
LLS participe de la stratégie de long terme évoquée plus haut.
Fig. 1 Relations entre deux traits parmi les six du spectre d’économie des feuilles et
leur masse surfacique (LMA). Chaque point représente une espèce. a- 706 espèces ;
b- 217 espèces ; c- 733 espèces et d- 706 espèces (d’après Wright et al. (2004)).
13
Introduction générale 2­ Utilisation de l’azote par les plantes
Pour se développer, survivre et se reproduire, les plantes ont besoin de 17
éléments (Marschner, 1995). La matière organique contient plus de 40% de carbone.
L’acquisition de cet élément par les plantes est conditionnée par la transpiration
stomatique (flux opposés de CO2 et de vapeur d’eau), ce qui fait de l’eau la ressource
considérée comme la plus limitante de la productivité végétale. Après le carbone, dont
l’acquisition dépend fortement de la disponibilité de l’eau dans le sol, l’azote est
souvent considéré comme le principal élément qui limite la croissance des plantes
(Chapin, 1980; Aerts & Chapin, 2000). Cet élément est extrêmement important pour
le métabolisme des organismes vivants car c’est un constituant essentiel des
nucléotides (acides nucléiques, ATP, NAD etc.), des lipides membranaires, des acides
aminés et donc des protéines enzymatiques et de structure (Marschner, 1995; Aerts &
Chapin, 2000).
2‐1 Distribution de l’azote dans les plantes Il existe une forte relation entre la capacité photosynthétique des plantes (Amax) et
la concentration en azote dans les feuilles. Cette relation est due au fait que la
majorité de l’azote foliaire est contenue dans des enzymes qui interviennent dans la
photosynthèse (Fig. 2). En effet, 75% de l’azote foliaire est présent dans les
chloroplastes (Poorter & Evans, 1998), les protéines photosynthétiques représentant à
elles seules environ 50% de l’azote présent dans les feuilles (Hikosaka & Terashima,
1996). L’azote impliqué dans la photosynthèse peut être divisé en deux catégories : 1)
les protéines solubles, comme la Rubisco, laquelle peut représenter jusqu’à 30% de
l’azote foliaire (Warren & Adams, 2004), les autres enzymes du cycle de Calvin et les
enzymes des mitochondries et des peroxysomes impliquées dans la photorespiration ;
et 2) les protéines des membranes des thylakoïdes, englobant les complexes
pigments-protéines, les centres réactionnels des photosystèmes, les composants de la
chaine de transport des électrons (essentiellement le cytochrome b/f et le complexe
ferrédoxine NADP réductase) et les facteurs de couplage (ATP synthase). Dans de
nombreux écosystèmes naturels, l’azote est l’un des facteurs principaux pouvant
limiter la croissance des plantes car la disponibilité de cet élément est souvent faible
14
Introduction générale alors que les besoins de la plante en azote, notamment pour la machinerie
photosynthétique, sont très grands (Hikosaka & Hirose, 2001).
L’efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse (PNUE), i.e. la capacité
photosynthétique par unité d’azote foliaire (µmol CO2. s-1. g N-1), est très variable
d’une espèce à l’autre et caractérise leur stratégie écologique (voir partie 2). Les
facteurs responsables des différences de PNUE entre espèces sont essentiellement i) la
distribution de l’azote au sein de la feuille (parois cellulaires, mitochondries,
métabolisme cytosolique, appareil photosynthétique etc.) et à l’intérieur de la
machinerie photosynthétique (protéines des thylakoïdes et du stroma) et ii) les
propriétés mécaniques comme la conductance du mésophylle pour la diffusion du
CO2 qui varie avec les propriétés structurales des feuilles (Hikosaka, 2004). Les
espèces à faible PNUE ont généralement une faible conductance du mésophylle pour
la diffusion du CO2, une faible proportion de l’azote foliaire allouée à l’appareil
photosynthétique et une distribution de l’azote dans la machinerie photosynthétique
inefficace, la Rubisco servant de protéine de stockage de l’azote (Warren & Adams,
2004). Ces espèces vivent généralement dans des milieux stressants où la disponibilité
en azote est faible. Au contraire, les plantes à fort PNUE ont un fort potentiel de
croissance et occupent les milieux productifs et perturbés (Hikosaka, 2004).
Fig. 2 Distribution de l’azote dans les feuilles. Adapté de Evans (1983).
15
Introduction générale 2‐2 Efficacité d’utilisation de l’azote Du fait de l’importance de l’azote dans le métabolisme et la structure des plantes,
une bonne efficacité d’utilisation de l’azote (NUE) contribue à l’amélioration de leur
fitness (Vitousek, 1982; Field & Mooney, 1986; Aerts & Chapin, 2000). Le concept
de NUE a été défini de différentes manières selon les disciplines et le contexte des
études (plantes étudiées, échelle temporelle, organes etc.) (voir Garnier & Aronson,
1998 pour une revue complète). Selon Vitousek (1982), la NUE peut être définie
comme la quantité de biomasse produite par une plante par unité d’azote prélevée au
cours d’une année (Eqn. 1). A l’état d’équilibre (« steady-state »), la quantité d’azote
prélevée est égale à celle perdue dans la litière. Dans ces conditions, la NUE peut
donc être exprimée comme la biomasse produite au cours d’une année par unité
d’azote perdue au cours de la même période (Eqn 2). La résorption de l’azote contenu
dans les feuilles associée au processus de sénescence réduit la quantité d’azote perdue
dans la litière chaque année et par conséquent celle à prélever dans le sol. De ce fait, il
a été suggéré que l’efficacité de résorption devait nécessairement augmenter la NUE.
Comme l’azote résorbé des feuilles sert à la production de nouveaux tissus ou est
stocké dans les parties pérennes de la plante, le processus de résorption permet
d’augmenter le temps de résidence de cet élément (MRT) dans la plante. Par la suite, Berendse & Aerts (1987) ont proposé une définition de la NUE incluant le MRT de
l’azote dans la plante et une composante décrivant la manière dont une unité d’azote
est utilisée par la plante (aNP). Une nouvelle expression de la NUE, faisant apparaître
ces deux termes (Eqn. 3), peut être obtenue de l’équation 2 :
NUE =
dX A 1
⋅
dt N p
NUE =
dX A
1
⋅
dt [N ]L ⋅ e ⋅ X A
NUE =
NA
1 dX A
⋅
⋅
= aNP ⋅ MRT N A dt [N ]L ⋅ e ⋅ X A
Eqn. 1
Eqn. 2
Eqn. 3
où Np est la quantité d’azote prélevé dans le sol en un an, NA est le pool moyen annuel
d’azote de la plante (mol), [N]L, est la concentration en azote dans la litière (mmol
N.g-1), e est le taux de perte de biomasse annuel, XA est la biomasse annuelle moyenne
16
Introduction générale de la plante, aNP est la productivité moyenne annuelle de l’azote, i.e. la quantité de
biomasse produite par période de végétation par unité d’azote (1/NA . dXA/dt), et MRT,
le temps de résidence moyen de l’azote dans la plante (NA/([N]L.e.XA). La longévité
foliaire permet potentiellement d’augmenter la NUE puisque elle augmente le MRT
(voir partie 2). Cependant, il existe un trade-off entre les deux composantes de la
NUE. Les traits qui confèrent aux plantes une bonne capacité de conservation des
nutriments (fort MRT), conduisent en effet à une diminution de la productivité (faible
aNP) (Berendse & Aerts, 1987; Aerts, 1990; Reich et al., 1992).
3­ Adaptations et stratégies d’utilisation des ressources dans les milieux d’altitude 3‐1 Ecologie des milieux alpins Dans les zones montagneuses de l’hémisphère nord, on peut distinguer plusieurs
étages ou zones de végétation en fonction de l’altitude. L’étage alpin se réfère à la
zone dépourvue d’espèces ligneuses de grande taille, située au-dessus de la limite
supérieure des forêts (Kudo, 1993). La limite inférieure de cet étage est souvent
graduelle. Elle correspond à ce que l’on appelle « l’étage subalpin ». Cette zone aussi
nommée « tree-line ecotone » (Körner, 1995), représente une transition plus ou moins
brutale entre la forêt et les pelouses d’altitude. Les types morphologiques dominants
la végétation de cet étage sont généralement les arbustes sempervirents à faible
croissance, les petites plantes herbacées pérennes, les bryophytes et les lichens. La
petite taille des plantes dans ces milieux est considérée comme une adaptation leur
permettant d’être protégées des vents et des faibles températures par le couvert
neigeux pendant la période hivernale. A l’échelle du globe, la fourchette altitudinale
dans laquelle se trouve l’étage subalpin est énormément variable. Sa limite inférieure
varie de 300 mètres dans les régions subpolaires à plus de 3500 mètres dans les zones
tropicales (Körner, 1995). Dans les Pyrénées, il s’étend en moyenne entre 1600 et
2300 mètres dans la chaine centrale (Dupias, 1985).
17
Introduction générale 3­1­1 Conditions climatiques Bien que le climat varie fortement selon la latitude, l’exposition ou plus
généralement la situation géographique, les zones alpines sont caractérisées par des
conditions climatiques contraignantes pour les plantes. La température est souvent
considérée comme le facteur environnemental le plus stressant pour les organismes
vivants (Grime, 2001). Elle diminue en moyenne de 0,55º C tous les 100 mètres
(Körner, 1995). Parallèlement, l’intensité du rayonnement lumineux et la proportion
de radiations ultraviolettes augmentent (Körner, 1999). En dehors de la zone intertropicale, la période propice à la croissance des plantes dans ces milieux peut être
extrêmement courte. Elle est souvent réduite aux quelques mois de la période estivale
en raison des trop faibles températures et de l’enneigement qui perdurent le reste de
l’année. Dans les Pyrénées, le passage de l’étage montagnard au subalpin est marqué
par une diminution importante de la
nébulosité, entrainant une irradiation plus
intense. Les précipitations augmentent aussi avec l’altitude et sont relativement
importantes. Au versant Nord, elles sont généralement comprises entre 1500 et 2500
mm et sont assez régulières au cours de l’année. Une large part tombe sous forme de
neige.
3­1­2 Sols Les sols des habitats d’altitude sont généralement pauvres en azote (Atkin, 1996;
Körner, 1999). Les faibles températures ralentissent en effet la minéralisation de la
matière organique par les microorganismes du sol et les apports d’azote au sol sont
faibles car les plantes produisent une faible quantité de litière à rapport C:N élevé.
Dans ces conditions, les micro-organismes hétérotrophes peuvent être limités en azote
et utiliser l’ammonium ou le nitrate parallèlement à la décomposition de
macromolécules (Kaye & Hart, 1997). En revanche, lorsque les micro-organismes
sont limités en carbone (ratio C:N de la litière inférieur à 30), la minéralisation de
l’azote augmente la quantité d’azote minéral du sol, entrainant de ce fait une
augmentation du prélèvement par les plantes. La compétition entre micro-organismes
et plantes pour l’acquisition de l’azote minéral a été mise en évidence dans les
milieux arctiques. La stérilisation des sols conduit en effet à une augmentation du
18
Introduction générale prélèvement de l’azote par les plantes (Schmidt et al., 1997) et l’apport d’azote
minéral stimule la croissance et l’activité des micro-organismes (Jonasson et al.,
1996). Ces résultats indiquent que dans les sols pauvres en éléments nutritifs, les
micro-organismes représentent un puits important d’azote minéral et peuvent limiter
la croissance des plantes. La disponibilité en azote minéral pour les plantes ne dépend
donc pas uniquement de la minéralisation de la litière et de la matière organique du
sol, mais aussi de leur capacité à entrer en compétition avec les micro-organismes du
sol pour l’acquisition de l’azote minéral (Jonasson et al., 1996).
3‐2 Adaptations aux conditions climatiques Les plantes des milieux subalpins et alpins ont développé des adaptations en
réponse à ces contraintes environnementales. Ces adaptations sont de types
morphologique, physiologique et phénologique.
3­2­1 Adaptations morphologiques La végétation présente dans la zone alpine se répartit en quatre principaux types
morphologiques: 1) les arbustes à port prostré, 2) les plantes herbacées graminoïdes
(poacées et cypéracées), 3) les plantes herbacées pérennes en rosettes, et 4) les plantes
en forme de coussin (Körner, 1999). Les plantes appartenant à ces quatre groupes
peuvent être classées en différents types biologiques selon la position de leurs
bourgeons pendant la période hivernale (Raunkiaer, 1934). Les types dominants sont
les chaméphytes4, les hémicryptophytes5 et les nanophanérophytes6. La dominance de
ces types biologiques dans ces milieux est due à la protection qu’offrent le sol et la
couverture neigeuse aux bourgeons pendant la période hivernale. Leur port prostré et
parfois en coussinet leur confère également une protection contre les vents. La
miniaturisation des feuilles et la présence de poils est une autre caractéristique des
plantes alpines qui permet de limiter la dessiccation et les dommages des
rayonnements ultra-violets sur l’appareil photosynthétique.
4
Plantes dont les bourgeons passent l’hiver à quelques cm au dessus de la surface du sol.
dont les bourgeons passent l’hiver à la surface du sol.
6 Plantes ligneuses dont les bourgeons se situent à moins de 50 cm de hauteur 5 Plantes
19
Introduction générale 3­2­2 Adaptations phénologiques Dans ces milieux, les différentes phénophases, i.e. débourrement, floraison et
fructification, sont courtes et se produisent conjointement à la croissance végétative
de la plante, en raison de la courte durée de la période favorable. La date de
débourrement est essentiellement contrôlée par la date de fonte du manteau neigeux
(Kudo, 1991). La croissance des plantes est ensuite conditionnée par la température,
la disponibilité en eau et l’éclairement (Schlüssel & Theurillat, 2000). La plupart des
plantes alpines se reproduisent de manière sexuée et asexuée. La reproduction
végétative est principalement réalisée par rhizomes, propagules, bulbilles et stolons
mais aussi, chez les arbustes, par marcottage (Escaravage et al., 1998). Elle représente
un moyen de compenser le faible recrutement par graine observé dans ces milieux et
de permettre la survie des génotypes (Körner, 1999).
3­2­3 Adaptations physiologiques Les faibles températures altèrent le fonctionnement des processus physiologiques.
Cependant, les plantes des milieux froids ont développé des adaptations qui rendent
leurs processus physiologiques moins sensibles à la température que ne le sont ceux
des plantes des milieux tempérés (Chapin, 1983). La température optimale de la
photosynthèse est par exemple plus faible chez les plantes alpines. De plus, la
photosynthèse est très peu sensible à une réduction de la température, ce qui leur
permet de fixer du carbone même à des températures proches de 0°C et parfois même
sous un couvert neigeux (Starr & Oberbauer, 2003). De ce fait, l’assimilation de
carbone sur l’ensemble de la période de végétation est moins limitée par les effets
directs de la température que par la durée et l’intensité de l’ensoleillement.
Le prélèvement des nutriments dans le sol diminue généralement avec la
température. L’absorption des nutriments par les plantes des milieux arctiques ne
semble cependant pas trop affectée par les faibles températures (Chapin, 1983). En
effet, il a été montré que le prélèvement du phosphate dans ces milieux est mieux
corrélé à la quantité disponible dans le sol qu’à la température (Chapin et al., 1978).
Ceci semble indiquer que le taux de minéralisation, fortement réduit par la
20
Introduction générale température du sol, limite plus le prélèvement des nutriments que la température ellemême.
3‐3 Adaptations à la faible disponibilité des ressources dans le sol 3­3­1 Prélèvement des nutriments De nombreuses plantes vivant sur des sols acides absorbent préférentiellement
voire exclusivement l’azote sous forme d’ammonium (Aerts & Chapin, 2000).
Cependant, plusieurs études ont montré que dans les milieux froids, le taux de
minéralisation nette de l’azote organique est bien plus faible que le taux de
prélèvement d’azote par les plantes (Dyck et al., 1987; Chapin et al., 1988), suggérant
ainsi que les plantes prélèvent une quantité non négligeable d’azote organique, par
exemple sous la forme d’acides aminés solubles (Chapin et al., 1993; Chapin FS,
1995; Schimel & Bennet, 2004).
Il a été suggéré que les plantes à faible taux de croissance relative7 (RGR) qui
vivent dans les milieux pauvres investissent une part plus importante de biomasse
dans le système racinaire que les plantes des milieux riches (Grime, 1979; Chapin,
1980; Poorter et al., 1990). Cependant, cette tendance semble varier fortement entre
groupes taxonomiques (Garnier, 1991; Aerts & Chapin, 2000). La morphologie,
notamment la longueur spécifique des racines8 (SRL), joue aussi un rôle important
dans la stratégie de capture des nutriments. Certaines études ont montré que les
plantes peu productives compensent la faible production de biomasse racinaire par
une forte SRL (Aerts et al., 1991).
3­3­2 Croissance des plantes Les plantes des milieux pauvres ont généralement un RGR inférieur à celui des
plantes des milieux riches (Aerts & Chapin, 2000). Ceci est en partie dû à une
allocation de biomasse dans les feuilles et à une surface spécifique des feuilles9 (SLA)
7 La
production de biomasse par unité de temps et de biomasse. longueur des racines par unité de masse sèche. 9 La surface foliaire produite par unité de biomasse. 8 La
21
Introduction générale inférieures (Westoby et al., 2002). Plutôt que de favoriser une croissance rapide, les
traits fonctionnels qui caractérisent les espèces de milieux pauvres permettent
d’augmenter la conservation des nutriments, notamment grâce à un faible turnover
des feuilles, qui sont faiblement concentrées en nutriments et contiennent un part
importante de composés secondaires pour lutter contre l’herbivorie (Aerts & Chapin,
2000).
4­ Communautés végétales de l’étage subalpin Pyrénéen 4‐1 Description de l’étage subalpin Pyrénéen Dans les Pyrénées, la zone subalpine est très étroite vers l’ouest et s’élargit vers
les Pyrénées centrales. Elle est présente sur une bande d’environ 45 km de largeur au
niveau du massif du Néouvielle (Fig. 3). L’étage subalpin Pyrénéen est
particulièrement riche en espèces endémiques. Elles représentent en effet 34% des
communautés végétales dans les Pyrénées centrales, contre seulement 24% dans
l’étage alpin et 5% dans l’étage montagnard (Dupias, 1985). Selon H. Gaussen,
l’étage subalpin Pyrénéen s’étend entre la limite supérieure des forêts denses (hêtraiesapinière) et la limite supérieure des arbres (pin à crochets). Néanmoins, on considère
généralement les arbrisseaux (rhododendrons, genévriers, raisin d’ours, myrtilles etc.)
qui ne pénètrent pas dans l’étage alpin pour l’identification de la limite supérieure du
subalpin. Dans les Pyrénées, l’étage subalpin est donc une zone de transition,
caractérisée par le passage progressif des forêts denses à des îlots de pins à crochets
(Pinus Uncinata) et des mosaïques composées de landes à éricacées et de pelouses.
Dans sa partie inférieure, l’étage subalpin des Pyrénées centrales est composé d’un
mélange de landes à éricacées (Rhododendron ferrugineum, Vaccinium myrtillus,
Calluna vulgaris) et de peuplements de pins (Pinus sylvestris et uncinata). Dans sa
partie supérieure, il est essentiellement dominé par des pelouses à Festuca eskia et
Nardus stricta parsemées d’îlots de landes à R. ferrugineum.
22
Introduction générale Fig. 3 Extension de l’étage subalpin Pyrénéen (d’après Dupias, 1985)
23
Introduction générale 4‐2 Espèces étudiées Dans ce travail de thèse, cinq espèces parmi les plus communes et les plus
représentatives de l’étage subalpin Pyrénéen ont été étudiées.
4­2­1 Festuca eskia Ram. F. eskia Ram. (Poaceae) est une plante
orophyte vivace de 20 à 50 cm de
haut, endémique des Pyrénées et des
Monts Cantabriques. Elle forme des
touffes compactes, raides et très
piquantes la rendant peu appétante.
Elle est fréquemment présente du
sommet de l’étage collinéen à l’étage
alpin, i.e. entre 500 et 3000 m
d’altitude. On la retrouve néanmoins
essentiellement à l’étage subalpin
supérieur, sur des sols pauvres en
éléments nutritifs et à pH acide, où
elle compose des pelouses appelées
gispetières.
Cette
espèce
est
à
l’origine de deux grands types de
pelouses acidophiles. Sur les fortes
pentes exposées au sud, elle forme des associations végétales ouvertes en gradin
(Gonzalo-Turpin, 2008). Son important réseau racinaire, deux à trois fois plus
profond que celui du nard (Palmier et al., 1989) lui confère un avantage compétitif en
présence d’un stress hydrique prolongé. Ce caractère morphologique lui permet entre
autre de coloniser des milieux à réserves en eau faibles. Sa floraison a lieu en juillet et
la pollinisation est anémogame. La reproduction se fait soit par voie sexuée, soit par
voie asexuée (tallage). 24
Introduction générale 4­2­2 Nardus stricta L.
N. stricta L. (Poaceae) est une plante vivace formant des touffes compactes raides
et piquantes de 10 à 30 cm de haut. On trouve cette espèce communément au dessus
de 400 m d’altitude, de l’étage collinéen à l’étage alpin. Comme F. eskia, on la
retrouve néanmoins principalement à l’étage subalpin, sur des sols pauvres en
éléments nutritifs et acides, où elle constitue des pelouses appelées nardaies. C’est
une espèce mésophile, pouvant subsister sur des terrains à conditions hydriques
variables au cours de l’année. Cependant, cette plante, peu économe en eau en
condition d’alimentation hydrique peu limitante (Palmier et al., 1989), reste
vulnérable à des périodes de stress hydrique trop longues. La floraison a lieu de mai à
juillet et la pollinisation est anémogame. La reproduction se fait soit par voie sexuée,
soit par voie asexuée (tallage). Cette espèce est fréquemment associée à F. eskia dans
les pelouses de l’étage subalpin.
25
Introduction générale 4­2­3 Festuca nigrescens Lam.
F. nigrescens Lam. (Poaceae) est une plante herbacée vivace formant des touffes
de 20-60 cm de hauteur. On trouve cette espèce aux étages montagnard, subalpin et
alpin sur différents types de sol. Cependant, elle est particulièrement présente au
dessus de 2200 m d’altitude, sur des zones à ressource en eau abondante. La floraison
a lieu de mai à juillet et la pollinisation est anémogame. La reproduction se fait soit
par voie sexuée, soit par voie asexuée (tallage). 26
Introduction générale 4­2­4 Rhododendron ferrugineum L. R. ferrugineum L. (Ericaceae) est
un
arbuste
sempervirent
aux
branches tortueuses et flexibles de
70-80 cm de hauteur. Cette espèce
est fréquente dans les Alpes, les
Pyrénées, les Apennins et le nordest des Balkans. Elle est en
revanche très localisée dans le
Jura
méridional.
Les
feuilles
persistantes sont localisées dans
les
10-20
cm
supérieurs
du
houppier. Elles présentent les
caractéristiques d’une adaptation à
la sécheresse : elles sont coriaces,
recouvertes d’une épaisse cuticule
et
la
présence
d’écailles
pédicellées sur la face inférieure recouvrant les stomates, limite ainsi la transpiration.
La couleur rouille que prennent les écailles au cours de la première année des feuilles
est à l’origine du nom de l’espèce. Cette espèce est largement distribuée dans les
Alpes et les Pyrénées entre 1600 et 2200 m d’altitude (Ozenda, 1985) où il peut
dominer les communautés végétales, particulièrement dans les zones où la pression de
pâturage est faible ou nulle. Le débourrement et la floraison ont lieu simultanément au
mois de mai-juin, quelques jours après la fonte du couvert neigeux. Comme la
majorité des plantes de milieu alpin, cette espèce se reproduit à la fois par
reproduction sexuée et par propagation végétative (Escaravage et al., 1998, Pornon et
al., 2000). L'étude de la biologie de la pollinisation de cette espèce a révélé qu'elle est
capable de se reproduire aussi bien par auto que par allogamie (système mixte de
reproduction sexuée) (Pornon et al., 1997) . Les pollinisateurs les plus abondants sont
les Diptères, suivi des Hyménoptères, principalement les abeilles (Escaravage &
Wagner, 2004).
27
Introduction générale 4­2­5 Trifolium alpinum L. T. alpinum L. (Fabaceae) est une
plante vivace, hémicryptophyte,
de 5 à 15 cm de hauteur. Cette
espèce est caractérisée par ses
tiges
souterraines
épaisses
et
ligneuses à saveur sucrée (goût de
réglisse).
On
retrouve
cette
orophyte sud-européenne de façon
assez commune dans cinq massifs
montagneux
Pyrénées,
français
Massif
(Alpes,
Central,
Cévennes, Corbières), de l’étage
montagnard à l’étage alpin (de
1000 à 3000m d’altitude). Son
optimum de croissance se situe à
l’étage subalpin, sur des sols
siliceux relativement acides et
pauvres en éléments nutritifs. La floraison a lieu de juin à août et la pollinisation se
fait par les insectes. Les espèces du genre Trifolium ont un gros système racinaire qui
les rend compétitifs pour des minéraux autres que l’azote, notamment le phosphore
qui est nécessaire pour la fixation symbiotique du N2 atmosphérique (Thomas &
Bowman, 1998). Selon la disponibilité an azote dans le sol, la fixation symbiotique
peut apporter entre 60 et plus de 90% de l’azote total du trèfle (Peoples et al., 1995).
28
Introduction générale 5­ Description des sites d’études 5‐1 Vallon d’Estaragne 5­1­1 Situation géographique Le Vallon d’Estaragne (65) est situé dans la zone axiale des Pyrénées (Latitude
N : 42º 48’ ; Longitude E : 0º 9’) en bordure du massif hercynien du Néouvielle (Fig.
4), entre le lac de Cap de Long et le lac d’Orédon (Fig. 5). Le vallon est orienté NordSud et s’étend sur 2 km entre 1850 et 3000 m a.s.l. La partie haute du vallon, audessus de 2070 m, est constituée de trois cirques d’origine glaciaire :
•
le cirque inférieur, qui s’étend de 2130 à 2200 m
•
le cirque moyen, dont l’altitude varie entre 2190 et 2300 m
•
le cirque supérieur, au-dessus de 2350 m.
L’ensemble des travaux a été réalisé dans les cirques inférieur et moyen de la partie
haute du vallon.
Fig. 4 Localisation des sites d’études
29
Introduction générale 5­1­2 Sol et végétation Le vallon se trouve sur la zone externe du pluton du Néouvielle (≈ 46 km2,
largeur ≈ 2 km), composée pour l’essentiel de granodiorites métalumineuses à biotite
+ amphibole (Alibert et al., 1988). La roche mère du massif du Néouvielle a une
composition typique des monzogranites (Tableau 1). Les composantes majeures en
sont les quartz (environ 30%), les feldspaths potassiques (environ 25%) et les
plagioclases (environ 35%) (Oliva et al., 2004). Les sols supra-forestiers du massif du
Néouvielle ont été étudiés dans le vallon d’Estibère par Remaury (2000). Cette étude
a mis en évidence la présence d’un type de sol particulier à horizon humifère de
profondeur, alumineux de couleur chocolat, situé au contact de l’arène granitique, audessous d’un horizon ocre. Ils présentent généralement en surface, un humus de forme
moder et un horizon organo-minéral de juxtaposition. L’horizon éluvial est, selon les
cas, plus ou moins bien différencié.
La végétation de la partie haute du vallon est caractéristique de l’étage subalpin
Pyrénéen. Elle est composée d’une mosaïque de pelouses parsemées de patches
d’arbustes (essentiellement R. ferrugineum et V. myrtillus) et d’arbres (P. uncinata).
Tableau 1 Analyses chimiques de la roche mère granitique du massif du
Néouvielle. Les valeurs sont exprimées en % pour les éléments majeurs et
en ppm pour les éléments traces.
Monzogranite du Néouvielle
Oliva et al. (2004)
Debon et al. (1995)
SiO2
71,01
68,9
Al2O3
15,64
15,36
2,44
3,41
Fe2O3
MnO
0,04
0,06
MgO
0,68
0,96
CaO
2,28
3,02
Na2O
3,19
3,02
K2O
4,15
4,02
TiO2
0,24
0,36
P2O5
0,09
0,08
LOI
0,57
0,84
Sr (ppm)
161
185
Rb (ppm)
187
166
Zr (ppm)
107
-
30
Introduction générale 5­1­3 Conditions climatiques Les conditions climatiques qui règnent à cette altitude sont rigoureuses.
L’enneigement dure en moyenne de la fin du mois d’octobre à la fin du mois de mai.
Toutefois, le climat sur le site est relativement adouci par l’influence IbéroMediterranéenne qui s’étend sur l’ensemble du massif du Néouvielle. Les
précipitations annuelles sont de l’ordre de 1500 mm.
5‐2‐ La vallée de Bethmale La vallée de Bethmale (42°51’N ; 1°4’E) est située dans les Pyrénées Ariégeoises
à environ 15 km de Moulis et 20 km de St-Girons (Fig. 6). Le site est situé à environ
1600 m d’altitude en versant Nord. La végétation est une mosaïque de pelouses à N.
stricta, F. eskia et F. nigrescens, et de landes à R. ferrugineum plus ou moins fermées.
Le substratum rocheux est composé de formations métamorphiques de type gneissmagmatite. Le site est caractérisé par une forte pression pastorale et des précipitations
annuelles comprises entres 1500 et 2000 mm.
31
Introduction générale Fig. 5 Photographie aérienne et représentation en 3D du vallon d’Estaragne (source :
Google Maps)
Fig. 6 Localisation du site de Bethmale (source : Google Maps).
32
Introduction générale 6­ Objectifs de la thèse L’objectif de cette thèse est d’étudier le prélèvement de l’azote et les réponses
des plantes à la disponibilité de cet élément dans un habitat particulier, l’étage
subalpin Pyrénéen. Ce milieu présente la particularité d’être pauvre en azote et
pourrait donc être significativement affecté par les activités humaines qui, depuis plus
d’un siècle augmentent la disponibilité de cet élément dans la majorité des
écosystèmes terrestres (Vitousek et al., 1997; Suding et al., 2005). Ce travail est donc
particulièrement important dans le contexte actuel, puisqu’il participe à l’amélioration
de notre compréhension des mécanismes impliqués dans la réponse des plantes et des
communautés végétales aux changements du milieu d’origines anthropiques.
Du fait de l’importance de l’azote dans le développement des plantes, des
adaptations et des stratégies permettant d’optimiser l’utilisation de cette ressource ont
vu le jour chez les végétaux supérieurs. Le travail de recherche sur un habitat pauvre
en azote comme les pelouses subalpines permet donc d’étudier les traits ou les
mécanismes qui confèrent à ces plantes une bonne « gestion » de cette ressource, ainsi
que la manière dont les communautés végétales s’organisent autour de cette
contrainte.
Nous nous proposons ici de répondre à cinq questions principales qui ont trait à
l’acquisition et à l’utilisation de l’azote, et aux interactions inter-spécifiques relatives
à la disponibilité de cet élément en milieu montagnard :
1. Comment le prélèvement de l’azote minéral par les plantes subalpines répondil à une augmentation de la disponibilité de cet élément dans le milieu ? Il a
été proposé que dans les milieux pauvres en éléments nutritifs, la sélection
repose moins sur la capacité à prélever rapidement les éléments qu’à les
conserver. On peut donc penser que les plantes subalpines, qui ont évolué dans
un milieu où la disponibilité en azote est faible, ont des exigences et des
capacités de prélèvement de l’azote limitées. Cette hypothèse a été testée sur
F. nigrescens.
2. Quel est l’implication des espèces fixatrices d’azote atmosphérique dans la
nutrition azotée des espèces non-fixatrices ? De nombreuses études ont montré
que des flux de composés azotés plus ou moins directs ont lieu des espèces
fixatrices vers les espèces non-fixatrices. Nous avons cherché à savoir dans
33
Introduction générale quelle mesure ces flux peuvent agir sur les interactions entre espèces
dominantes des pelouses (ici N. stricta, F. eskia et T. alpinum) et influencer la
structure des communautés végétales.
3. Comment certains traits ou mécanismes impliqués dans la conservation de
l’azote, comme la durée de vie des feuilles ou la résorption, varient-ils avec la
disponibilité en azote dans le sol ? Cette dernière peut-elle expliquer la
variabilité de la durée de vie des feuilles à l’intérieur d’une même espèce
sempervirente (Rhododendron ferrugineum) ?
4. Quelles sont les conséquences de la variabilité de la longévité foliaire sur la
nutrition carbonée de cette espèce ?
5. La dynamique de l’azote dans les feuilles de R. ferrugineum est-elle similaire
à celle d’autres éléments majeurs et traces ?
Pour répondre à ces questions, des expérimentations ont été conduites à la fois en
serre et en milieu naturel, sur des espèces emblématiques de l’étage subalpin (voir
introduction). Ces questions seront traitées successivement au travers de cinq articles.
Ces articles sont réparties en trois parties, introduites par des rappels théoriques et/ou
une synthèse bibliographique permettant de circonscrire la ou les problématiques
abordées.
34
PARTIE 1 NUTRITION AZOTEE ET INTERACTIONS
ENTRE PLANTES A L’ETAGE SUBALPIN
PYRENEEN
35
Origine et dynamique de l’azote dans les écosystèmes
1­ Introduction 1‐1 Origine de l’azote dans les écosystèmes A l’échelle de la planète, la plus grande réserve d’azote est l’atmosphère, dans
laquelle il se trouve majoritairement sous sa forme moléculaire (N2). L’azote
atmosphérique gagne les écosystèmes par le biais de deux voies principales : la
fixation biologique par des organismes procaryotes, symbiotiques ou non, qui
réduisent N2 et l’intègrent dans des composés organiques, et les retombées
atmosphériques de composés azotés d’origines anthropique et/ou naturelle (éclairs).
1­1­1 Fixation biologique La fixation biologique est une source majeure d’azote pour de nombreux
écosystèmes naturels (Lagerstrom et al., 2007; DeLuca et al., 2008). On estime
qu’entre 90 et 130 millions de tonnes d’azote entrent dans les écosystèmes terrestres
par ce biais chaque année (Vitousek et al., 1997). Trois types de stratégies de fixation
de l’azote atmosphérique ont été recensés : la fixation symbiotique, l’association
dans la rhizosphère et la fixation libre (Fig. 1-1). Dans les milieux où la
compétition pour les ressources nutritives est intense, la fixation symbiotique d’azote
moléculaire constitue un moyen considérable d’approvisionnement en azote, non
seulement pour les espèces fixatrices, mais également pour les plantes qui se
développent dans le même milieu. Ainsi, une étude a montré que dans certains
milieux boisés, 20% de l’azote contenu dans les pins provenait du N2 atmosphérique
fixé par Alnus glutinosa (Arnebrandt et al., 1993). Les flux d’azote entre les espèces
de la communauté peuvent être directs, via des champignons mycorhiziens
connectant les systèmes racinaires de deux plantes, ou indirects par décomposition de
la litière ou/et par exsudations racinaires de composés azotés (Paynel & Cliquet,
2003). Ces transferts sont généralement facilités lorsque les espèces sont spatialement
proches ou que l’abondance relative des Fabaceae dans la communauté est importante
(Brophy et al., 1987).
Dans les écosystèmes alpins ou dans les zones boréales, l’azote fixé par les
micro-organismes libres représente une part importante de l’azote disponible pour les
36
Partie 1 ­ Introduction plantes (Haselwandter et al., 1983; DeLuca et al., 2002). Il a été montré que la
fixation de l’azote atmosphérique est d’autant plus importante que les apports d’azote
par les précipitations et la litière sont faibles (DeLuca et al., 2008). De plus, ces
apports sont particulièrement importants dans les écosystèmes en phase de
rétrogression10 (Lagerstrom et al., 2007).
A l’étage subalpin, la présence de légumineuses génère un apport d’azote non
négligeable pour les communautés végétales (Holzmann & Haselwandter, 1988). Les
Fabaceae peuvent fixer entre 70 et 100% de leur azote (Körner, 1999). Cependant, la
contribution de la fixation symbiotique diminue avec l’altitude au profit de la fixation
par les cyanobactéries libres (Holzmann & Haselwandter, 1988). Ceci résulte de la
raréfaction des Fabaceae avec l’altitude (Körner, 1999). La fixation biologique de
l’azote est diminuée par la présence d’azote biodisponible dans le sol (DeLuca et al.,
2007), par le manque d’humidité (Chapin et al., 1991) et par les faibles températures
(Holzmann & Haselwandter, 1988).
Fig. 1-1 Type, source d’énergie et capacité de la fixation biologique dans le sol
(d’après Marschner, 1995).
10 Phase d’un écosystème au cours de laquelle la productivité, la biomasse et la vitesse des
processus métaboliques qui ont lieu dans le sol diminuent, résultant de l’absence de
perturbation majeure pendant un période de l’ordre du millénaire.
37
Origine et dynamique de l’azote dans les écosystèmes
1­1­2 Retombées atmosphériques Depuis quelques décennies, on assiste à une intensification des retombées
atmosphériques de composés azotés en raison de l’activité humaine (Reich et al.,
2001; Manning et al., 2006). Ces apports d’azote provoquent des changements dans la
structure et le fonctionnement des écosystèmes (Manning et al., 2006). Les
communautés végétales peuvent être affectées par une diminution de la diversité
(Gough et al., 2000; Suding et al., 2005) ou par le recul de certaines espèces au profit
d’autres, possédant des traits plus avantageux face à un enrichissement du milieu en
azote (Suding et al., 2005). Par exemple, les graminées ont tendance à supplanter les
arbustes de la famille des Ericaceae dans les landes exposées à de fortes retombées
azotées (Aerts & Berendse, 1988). Des apports d’azote similaires aux fortes
retombées atmosphériques occasionnées dans certaines parties du globe (40-44
kg/(ha.an)) augmentent de manière significative la production de biomasse par les
plantes (Manning et al., 2006). Cependant, cette augmentation n’est significative que
pour les communautés végétales à forte diversité fonctionnelle (Reich et al., 2001).
En revanche, les retombées azotées modifient les processus biogéochimiques du sol,
comme le stockage de carbone et la minéralisation de la matière organique, quelle que
soit la composition végétale (Reich et al., 2001; Manning et al., 2006). Dans les
écosystèmes montagnards, les retombées sont en général momentanément
immobilisées dans la couverture neigeuse pendant l’hiver. Les eaux de fonte peuvent
donc être fortement chargées en ammonium et nitrate et fournir aux plantes une
quantité d’azote considérable lors de leur croissance végétative (Körner, 1999).
1‐2 Dynamique de l’azote dans les sols Le principal réservoir d’azote d’un sol est la matière organique. En effet, sous sa
forme minérale, l’azote a une faible durée de vie dans le sol car il est soit lessivé
(NO3-), soit prélevé et converti en matière organique par les plantes ou les microorganismes (NO3-, NH4+). La minéralisation de l’azote organique peut-être de nature
physico-chimique (conditions de pH très bas et de températures élevées) ou
biologique par les macro- et micro-organismes du sol. La première étape de ce
processus - l’ammonification - est le résultat de l’activité métabolique de micro-
38
Partie 1 ­ Introduction organismes hétérotrophes utilisant des substrats carbonés comme source d’énergie
(Fig. 1-2). Ces mêmes microorganismes puisent une partie de leur azote dans des
composés organiques simples (acides aminés, acides nucléiques, etc.) résultant du
clivage, par des enzymes extracellulaires, de macromolécules azotées trop lourdes
pour être assimilées (Schimel & Bennet, 2004). Lorsque l’azote n’est pas limitant, la
quantité de NH4+ dans le sol augmente et une population de micro-organismes
chimiolithotrophes peut se développer. L’ammonium est alors converti en ion nitrate
(NO3-) : c’est la nitrification. Les plantes entrent alors en compétition avec les
microorganismes hétérotrophes pour le NH4+ et le NO3- et avec les microorganismes
lithotrophes nitrifiants pour le NH4+ (Kaye & Hart, 1997). Le prélèvement suivi de
l’assimilation de l’azote minéral par les micro-organismes hétérotrophes est appelé
organisation ou immobilisation. Ce processus diminue le pool d’azote minéral
disponible pour les plantes. La différence entre la minéralisation brute
(ammonification + nitrification) et l’organisation correspond à la minéralisation
nette. Elle est sous l’influence du climat (température et humidité) et des
caractéristiques édaphiques (texture, nature et quantité de matière organique) (Jarvis
et al., 1996; Bechtold & Naiman, 2006). La disponibilité de l’azote pour les plantes
dépend donc 1) de la taille du réservoir d’azote organique, 2) du taux de
minéralisation de l’azote organique par les microorganismes du sol, lequel dépend des
conditions physico-chimiques qui règnent dans le sol, et 3) du taux de prélèvement
par les plantes et du lessivage.
39
Origine et dynamique de l’azote dans les écosystèmes
Fig. 1-2 Cycle de l’azote dans le sol.
1‐3 Prélèvement et assimilation de l’azote par les plantes 1­3­1 Prélèvement L’azote présente la particularité d’être disponible dans le sol sous plusieurs
formes : minérale, nitrate (NO3-) et ammonium (NH4+), et organique (N-organique).
La plupart des plantes peuvent absorber toutes les formes d’azote solubles présentes
dans le sol (Atkin, 1996). Cependant, bien que le prélèvement d’azote organique soit
probablement sous-estimé pour certains types d’écosystèmes (Aerts & Chapin, 2000;
Schimel & Bennet, 2004), il est communément admis que les plantes des zones
tempérées absorbent préférentiellement l’azote minéral (Marschner, 1995; Britto &
Kronzucker, 2005). Dans les sols bien aérés des agro et écosystèmes, l’azote minéral
est essentiellement prélevé sous sa forme la plus oxydée (NO3-), mais certaines
plantes de milieux acides et réducteurs le prélèvent essentiellement sous sa forme
40
Partie 1 ­ Introduction réduite NH4+ (Aerts & Chapin, 2000; Britto & Kronzucker, 2005). La capacité des
différentes espèces à prélever telle ou telle forme d’azote est en relation avec la forme
majoritaire présente dans leur habitat naturel (Aerts & Chapin, 2000). Le prélèvement
cellulaire d’azote est la résultante d’un influx (« entrée ») et d’un efflux (« sortie ») se
produisant sur la membrane plasmique. Influx et efflux résultent du fonctionnement
de transporteurs protéiques spécifiques de chaque forme d’azote.
L’absorption de NO3- (influx) est un processus actif quelle que soit la
concentration de l’ion dans le milieu (symport NO3- - 2 H+) principalement en raison
du potentiel électrique négatif qui règne dans le cytosol des cellules. Le caractère actif
(symport avec H+) ou passif (uniport) du prélèvement de NH4+ dépend de sa
concentration dans le milieu. Pour les deux formes de l’azote minéral comme pour les
autres ions minéraux majeurs, la cinétique de l’influx en fonction de la concentration
de l’ion dans le milieu est complexe et fait apparaître deux mécanismes (« Epstein »).
Le premier opère à faible concentration et l’influx (dont l’évolution rappelle celle
d’une cinétique de saturation d’activité enzymatique de type Michaelis-Menten)
sature à des valeurs peu élevées (mécanisme 1, « High Affinity Transport System »).
Pour des concentrations supérieures à quelques centaines de µM, l’influx redémarre et
ne semble pas saturer même pour des concentrations très élevées (plusieurs dizaines
de mM ; mécanisme 2, « Low Affinity Transport System »). De très nombreux
transporteurs de nitrate et ammonium ont été identifiés depuis 1993 (approche
moléculaire). La plupart de ces protéines sont spécifiques d’un des deux mécanismes
mais il est à noter qu’un même transporteur peut correspondre aux mécanismes 1 et 2.
On parle dans ce cas de transporteur « dual ».
A moyen terme, une carence en azote a pour conséquence d’augmenter la
capacité du prélèvement racinaire en raison de la levée de l’inhibition sur la synthèse
de certains transporteurs par l’azote organique endogène (Touraine & Gojon, 2001).
Sur le long terme, le mécanisme 1 étant inductible par son « substrat » et l’impact sur
le fonctionnement et le développement racinaire devenant prépondérant, les
conséquences sont complexes.
41
Origine et dynamique de l’azote dans les écosystèmes
1­3­2 Réduction et assimilation de l’azote minéral Une particularité du nitrate est qu’il a la propriété d’induire la synthèse des
protéines impliquées dans son prélèvement et son assimilation (Aerts & Chapin,
2000; Britto & Kronzucker, 2005). Après son absorption par les cellules racinaires, le
nitrate est réduit en ammonium sous l’action de deux métallo-protéines : la nitrate- et
la nitrite-réductase. La première réduit le nitrate en nitrite dans le cytosol et la
seconde le nitrite en ammonium dans les plastes. Ces deux réductions successives
peuvent avoir lieu selon les espèces dans les feuilles et/ou dans les racines (Gojon et
al., 1991). Cependant, les espèces de la famille des Éricacées ne possèdent pas ces
deux enzymes au niveau des feuilles. Pour ces espèces, la réduction du nitrate se fait
donc exclusivement dans les parties racinaires.
L’assimilation de l’ammonium est réalisée chez les végétaux supérieurs par la
voie Glutamine synthétase-Glutamate synthase (GS-GOGAT) dans les racines et
dans les feuilles. Ce cycle d’assimilation, associé à des réactions de transamination,
est à la base de la synthèse des acides aminés à partir de l’oxoglutarate et de
l’ammonium provenant du prélèvement racinaire, de la réduction du nitrate, de la
photorespiration ou/et de la fixation symbiotique du N2 atmosphérique pour les
espèces fixatrices (Fig. 1-3).
1­3­3 Transport de l’azote dans la plante Contrairement au nitrate, on considère généralement que l’ammonium n’est pas
ou très peu transporté des racines vers les parties aériennes via le xylème. Une
majorité de l’ammonium qui est prélevé par les racines est en effet rapidement
assimilée sur place. L’investissement en carbone pour le transport de l’azote des
racines vers les feuilles ou les fruits est réduit du fait de l’implication de composés à
faible poids moléculaire et à fort ratio N/C. Ce sont essentiellement la glutamine
(2N/5C), l’asparagine (2N/4C) et l’arginine (4N/6C). Cependant, certaines
légumineuses utilisent l’uréide allantoïne et l’acide allantoïque (4N/4C) (Lamaze et
al., 1985).
42
Partie 1 ­ Introduction Fig. 1-3 Schéma de la voie d’assimilation de l’ammonium (d’après Marschner, 1995). 43
Origine et dynamique de l’azote dans les écosystèmes
1‐4 Objectifs Comme nous l’avons vu, l’azote est considéré comme l’élément le plus limitant
pour la croissance des plantes (Chapin, 1980; Marschner, 1995). Cependant, dans les
milieux pauvres en éléments nutritifs comme les milieux alpins, il a été proposé que la
sélection repose moins sur la capacité à prélever les nutriments que sur celle à les
conserver (Aerts, 1990; Aerts, 1995a). De ce fait, le prélèvement des plantes
subalpines pourrait être limité intrinsèquement et la croissance ne pas être fortement
contrainte par la faible disponibilité en azote dans ces milieux. Des expériences de
fertilisation des pelouses alpines et subalpines ont en effet fourni des résultats
contradictoires. Certaines ont donné lieu à une augmentation de la productivité des
pelouses, alors que d’autres n’ont eu qu’un effet marginal.
Un des objectifs de cette partie est d’étudier les caractéristiques du prélèvement
de NO3- et NH4+ chez une espèce typique du milieu montagnard. Les composantes du
prélèvement net (influx et efflux) de l’azote minéral sont bien connues chez les
espèces herbacées, mais n’ont jamais fait l’objet de recherches chez les espèces
sauvages de montagne. Ce travail permettra de vérifier si le prélèvement des plantes
de l’étage subalpin est réellement limité par la faible disponibilité en azote dans le sol.
Il pourrait également permettre d’évaluer la capacité des pelouses subalpines à utiliser
un surplus d’azote d’origine anthropique (retombées atmosphériques) ou lié au
changements climatiques (réchauffement provoquant une augmentation de la
minéralisation de la matière organique dans les sols).
Nous étudierons également l’effet des espèces fixatrices d’azote atmosphérique
sur la nutrition azotée des espèces non-fixatrices dans les pelouses subalpines, ainsi
que les interactions inter-spécifiques qui en résultent. Ce travail permettra d’estimer
l’influence que peut avoir la présence d’espèces fixatrices sur la structure des
communautés végétales alpines se développant sur des sols pauvres en azote.
44
Prélèvement net de l’azote minéral chez F. nigrescens
2­ Etude du prélèvement net de l’azote minéral par une plante caractéristique du milieu montagnard (Festuca nigrescens) 2‐1 Résumé Les pelouses alpines à haute valeur écologique pourraient être menacées par un
enrichissement en azote anthropogénique susceptible de modifier les relations entre
les espèces et leur environnement. Certaines expériences de fertilisation des pelouses
alpines ont mis en évidence une limitation de la croissance des plantes, alors que
d’autres n’ont fait apparaître aucune augmentation significative de leur productivité.
Un des problèmes est que l’absorption de l’azote minéral n’a jamais été étudiée pour
les plantes alpines.
Dans des chambres de culture, nous avons étudié les flux associés (influx et
efflux) de 15NO3- et 15NH4+ dans le prélèvement d’une graminée (Festuca nigrescens)
représentative des plantes herbacées des pelouses d’altitude du sud de l’Europe. Les
valeurs d’influx sont comparables à celles mesurées sur des espèces de faible altitude.
Ces valeurs sont dix fois plus importantes pour NH4+ que pour NO3-, mais les valeurs
de prélèvement nets sont similaires pour les deux ions. Ceci met en évidence un efflux
de NH4+ très important (80% de l’influx). Un accroissement des concentrations
externes en azote, comparables à celles que l’on trouve en milieu naturel, n’augmente
pas significativement le prélèvement net d’azote. La plante étudiée, qui est considérée
comme adaptée aux concentrations en NH4+ relativement élevées, se comporte en fait
comme une espèce sensible au NH4+, incapable d’utiliser l’azote disponible. Par
conséquent, nous suggérons que cette plante, typique du milieu alpin, serait incapable
de répondre à une augmentation de la disponibilité en azote liée aux changements
globaux.
45
Partie 1 – Chapitre 2 2‐2 High NH4+ efflux from roots of the common alpine grass, Festuca nigrescens, at field‐relevant concentrations restricts net uptake. Charles Marty, André Pornon, Thierry Lamaze
Article sous presse: Environmental and Experimental Botany (2009)
KEYWORDS: 15NO3- and 15NH4+ fluxes, roots, alpine grass, Festuca nigrescens,
nitrogen uptake.
46
Prélèvement net de l’azote minéral chez F. nigrescens
Introduction
In addition to the direct effects of low temperature, alpine plant development is
assumed to be restricted by low nitrogen (N) availability due to climatic limitations in
organic matter decomposition (Atkin, 1996; Körner, 1999). Actually, annual net
productivity is five to ten times lower in alpine meadows compared with low-altitude
meadows and, in some experiments, fertilization has been found to stimulate growth
(Körner, 1999). However, in other studies, experimental N fertilization has produced
no effect (Diemer, 1992; Morecroft and Woodward, 1996; Gerdol et al., 2002) or only
a slight and transient increase in biomass, and often with high and unrealistic levels of
added N (40-200 kg N ha-1 yr-1; Körner et al., 1997; Theodose et al., 1997 ; BretHarte et al., 2004; Hobbie et al., 2005; Bowman et al., 2006). Enhancement of plant
productivity was often due to the invasion of free areas by the alpine species present
or to changes in species composition rather than to uniform increases in the growth of
resident species (Bowman et al., 1995; Theodose et al., 1997; Heer and Körner 2002).
Thus, it is questionable why certain plant species are apparently not able to use
additional N from fertilization.
This question is essential because, (1) since the beginning of the 20th century,
emissions due to human activities and subsequent deposition of N (mainly NH4+)
have greatly increased, especially in certain regions of the Northern hemisphere (wet
and dry deposition of about 10 kg ha-1 yr-1, Döscher et al., 1995; Burns, 2004; Fisher
et al., 2007), (2) global change will increase temperatures during the current century
and could thus further enhance mineralization of organic N, and mineral N availability
in alpine soils (Körner, 1999), and (3) soil N can strongly determine the spatial and
temporal dynamics of vegetation (Döscher et al., 1995; Burns, 2004).
Net N uptake by plants is determined by opposite fluxes (influx-efflux) across the
plasma membrane of root cells and the rate of influx determines the theoretical
maximal rate of net uptake. Curiously, the component fluxes of mineral N uptake
have been investigated in numerous plant species, but not in alpine plants. In addition,
characterization of the component fluxes of N-uptake in alpine plants may provide a
better understanding of how these species will respond to enhanced anthropogenic N
input.
47
Partie 1 – Chapitre 2 In a glasshouse experiment, we investigated Festuca nigrescens Lamarck, a very
common Poaceae representative of the dominant graminoid caespitose growth form of
European alpine meadows. We determined the response of N uptake to increasing
concentrations of 15NO3- and 15NH4+ using solutions with realistic concentrations for
alpine soils of the Pyrenees Mountains.
Materials and methods
Tussocks of F. nigrescens were taken from a natural population located 1600 m a. s. l.
(Bethmale 42°51’N; 1°4’E) in the Central Pyrenees (France). In the laboratory, the
tussocks were split into rooted tillers. Young tillers about 15 cm high were
transplanted into 0.2 L porous pots of sepiolite (2 tillers per pot). The pots were
placed in plastic tanks (34 cm x 23 cm x 5.5 cm; 6 pots per tank) filled with a
complete nutrient solution which saturated the sepiolite. The solution was replaced
twice a week and contained 0.1 mM (NH4)2SO4 and 0.2 mM KNO3 at pH 4.2 ± 0.2.
The tanks were transferred to a growth chamber for 45 days: 14 h photoperiod with
250 µmol photons m-2 s-1 (photosynthetically active radiation: PAR) at plant level,
24/14 °C day/night and 60% relative humidity.
For the study of fluxes, eight plants (about 20 cm high) were randomly selected
and used. The N concentrations tested were determined according to those estimated
in Pyrenean alpine soils. N-NH4+ concentrations were estimated to vary from 8 to 18
mg kg-1 soil dry mass and N-NO3- from 1.5 to 8 mg kg-1 over the growing season
(Pornon et al., 2007). Soil water content ranged between 250 and 500 g kg-1 dry
matter. Assuming that around 80-90% of the NH4+ pool is immobilized, NH4+ and
NO3- concentrations in soil solution were estimated to vary between 0.2 and 1.0 mM
NH4+ and 0.2 and 2.3 mM NO3-, respectively. Based on these field values, we tested
five concentrations of NO3- (5 µM, 20 µM, 0.1 mM, 0.5 mM and 2.5 mM) and of
NH4+ (2 µM, 10 µM, 70 µM, 0.25 mM and 2 mM). Influxes of
15
NH4+ and
15
NO3-
were determined after washing the sepiolite of each pot with 0.2 L of 0.2 mM CaSO4
to remove non-labelled culture solution. Then, the sepiolite was washed with the 15N
labelled solution for 1 min before being transferred for 9 min to culture tanks
containing the labelled solution. The total loading time was thus 10 min (Kronzucker
et al., 1997). The labelled solution was the culture solution where N was supplied as
15
N-NH4Cl (99 atom%
15
N) or
15
N-KNO3 (95 atom%
15
N) at the indicated
48
Prélèvement net de l’azote minéral chez F. nigrescens
concentrations. To determine net 15N uptake, the procedure was identical except that
the exposure time to 15N was 4 h. During isotope loading, the pots were continuously
watered with labelled solution (60 mL min-1). Immediately following isotope loading,
the roots were washed with 0.2 mM CaSO4 at 0 °C for 2 min. Then, plant roots were
carefully removed from the substrate, blotted gently on filter paper and excised at the
shoot-root junction. Tissues (shoots and roots) were weighed, dried for 2 days at 70
°C, weighed again, ground and mixed thoroughly, and assayed for
15
N using a
continuous-flow isotope ratio mass spectrometer coupled to an elemental analyzer
(model ANCA-MS, Europa Scientific, Crewe, UK). Fluxes are expressed in µmol 15N
(g root fresh weight)-1 h-1. The efflux was calculated by subtracting net
15
N uptake
from the 15N influx.
Results and discussion
Within the range of concentrations typical of the soils studied, rates of NH4+ and NO3influx were in the range of data published for several cultivated or wild herbaceous
species and some tree species (Goyal and Huffaker, 1986; Wang et al., 1993;
Devienne et al., 1994; Kronzucker et al., 1997; Gazzarrini et al., 1999; Min et al.,
1999; Britto et al., 2001; Fig. 1). Rates of influx were up to ten times higher for NH4+
than for NO3- but net uptake was of the same order of magnitude for NH4+ and NO3(between 1 and 2.5 µmol g-1 root FW h-1) demonstrating the occurrence of elevated
NH4+ efflux (Fig. 2). The NH4+ efflux constituted as much as 80% (less than 26% for
NO3-) of the influx resulting in futile cycling of NH4+ across the plasma membrane
(Britto et al., 2001). This cycling indicates that the alpine grass, which is assumed to
be adapted to using NH4+ (often the dominant mineral form of N in alpine soils),
unexpectedly responds like plants that are susceptible to NH4+ toxicity (Britto et al.,
2001). In NH4+-sensitive species, efflux increases very substantially only at high
external concentrations of NH4+. There has been speculation that this is characteristic
of nitrophilous species. Surprisingly, in the alpine grass, the efflux/influx ratio was
already very high at a relatively low NH4+ concentrations (250 µM; Fig. 1 and 2) about the level of NH4+ used to feed the plants during the culture period. Restriction
of NH4+ uptake through very high efflux rates likely serves to minimize potentially
harmful osmotic or specific ion effects as if the alpine grass was unable to use the
incoming NH4+. Thermodynamic analysis reveals that, at least under high
49
Partie 1 – Chapitre 2 concentrations, NH4+ influx is a passive process while efflux is energetically active. It
has been shown (Kronzucker et al., 2001) that futile transmembrane NH4+ cycling
contributes to a wasteful process which increases root respiration and is accompanied
by a decline in growth (Britto et al., 2001). A high efflux must correspond to costly
NH4+ uptake.
It is generally accepted that the usual short-term stimulating effect of increased
external N concentrations may be reduced in the long-term. Surprisingly here, even in
the short-term, NH4+ uptake was not substantially enhanced when the external NH4+
concentration was increased from 250 µM to 2 mM. In the field (Pornon et al., 2007)
and in growth chambers, the grass is also able to use NO3- as N source. However, as
for NH4+, N acquisition was only slightly enhanced (two-fold) when the external NO3concentration was strongly increased (25-fold).
Fig. 1. Comparative concentration dependence of NO3- influx (solid symbols) and
NH4+ influx (open symbols) in roots of intact tillers of Festuca nigrescens, a typical
alpine grass, in the range of field-relevant N concentrations (µmol g-1 root FW h-1,
mean ± SE, n = 8). The plants were grown in a glasshouse with ammonium-nitrate
(200 µM) as N-source.
50
Prélèvement net de l’azote minéral chez F. nigrescens
Fig. 2. Component fluxes (µmol g-1 root FW h-1 mean ± SE, n = 8) of 15NO3- and
15
NH4+ uptake within the range of field-relevant N concentrations. Column height
represents the influx from the external medium. Black areas represent the portion of
influx returned to the external medium by efflux and white areas indicate net uptake.
Numbers above the columns are the N efflux / N influx ratio and standard errors are
shown for net uptake only.
Note: N efflux = N influx - N uptake.
Conclusion
This study reports the component fluxes of mineral N in roots of a typical alpine
grass, F. nigrescens. It is shown that rates of influx were in the range of those
reported for non-alpine species. However, the alpine grass only retains a small portion
(20%) of incoming NH4+, similar to what was observed in rice (an ammonium
sensitive plant), demonstrating the occurrence of an NH4+ futile cycle. NH4+
acquisition was not notably enhanced by increasing external concentrations in a fieldrelevant range. This suggests that the alpine grass would not markedly respond to
anthropogenic N enrichment. Most of the other dominant grasses making up
European alpine meadows have a growth form very comparable to that of F.
nigrescens. Thus, our findings could provide a better understanding of why
experimental N fertilization of alpine meadows may have no or only a slight and
transient effect on plant growth. Rather, it is to be feared that anthropogenic N
enrichment will increase the specific cost for NH4+ transport (energetically wasteful
51
Partie 1 – Chapitre 2 NH4+ cycling) and lead to the loss of several current alpine species causing profound
changes in the composition and function of the community.
ACKNOWLEDGEMENTS We thank Dr A. Gojon and P. Tillard (INRAMontpellier) for the 15N analyses.
REFERENCES
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54
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
3­ Effets de la fixation symbiotique de l’azote atmosphérique sur la nutrition azotée des plantes et les interactions inter­
specifiques dans les communautés végétales subalpines 3‐1 Contexte de l’étude Les fréquences spécifiques (Fsi11) de trois espèces dominantes du vallon
d’Estaragne (Festuca eskia (Poaceae), Nardus stricta (Poaceae) et Trifolium alpinum
(Fabaceae)) ont été calculées à partir de relevés floristiques réalisés sur une surface de
quatre hectares. Les relevés floristiques ont été faits par la méthode des pointscontacts (annexes). Il apparaît que i) les Fsi de T. alpinum et F. eskia sont corrélées
positivement (P < 0.001) alors que celles de T. alpinum et N. stricta ne le sont pas (P
> 0,05) (Fig. 1.4) et ii) les fréquences observées de l’association T. alpinum/F. eskia
au niveau des points-contacts dans les placettes sont significativement supérieures au
fréquences théoriques attendues (χ2 = 278 ; P < 0,001).
Fig. 1-4 Relation entre les fréquences spécifiques (Fsi) de T. alpinum et celles de
F.eskia et N.stricta.
Ces résultats suggèrent qu’il existe une relation particulière entre ces deux
espèces. La disponibilité en azote étant réduite dans ces milieux, on peut penser que
l’association plus fréquente de T. alpinum avec F. eskia plutôt qu’avec N. stricta
résulte d’une différence de capacité des poacées à bénéficier de l’azote provenant de
la fixation symbiotique par la légumineuse.
11 Fsi(i) = (nombre de contacts de l’espèce i / nombre total de points-contacts) x 100)
55
Partie 1 – Chapitre 3 3‐2 Résumé Les interactions entre plantes sont une combinaison complexe d’effets positifs et
négatifs, dont le résultat dépend du contexte environnemental. Dans plusieurs
pelouses subalpines Pyrénéennes, Trifolium alpinum (Fabaceae) est plus souvent
associé à Festuca eskia (Poaceae) qu’à Nardus stricta (Poaceae). La disponibilité en
azote étant réduite dans ces milieux, on peut penser que cette association particulière
résulte d’une différence de capacité à bénéficier de l’azote provenant de la fixation
symbiotique par la légumineuse.
Nous avons étudié les interactions entre ces trois espèces dans leur milieu naturel,
et les transferts de 15N de la légumineuse vers les poacées en serre. La légumineuse a
un effet positif sur la croissance et le prélèvement d’azote des deux poacées lorsque
chacune d’entre elles se développe seule avec la légumineuse. En revanche, lorsque
les deux poacées croissent en présence de T. alpinum, seule F. eskia tire bénéfice de
la proximité de la légumineuse. Cependant, l’effet positif de cette dernière sur F.
eskia diminue avec l’augmentation de l’abondance de T. alpinum.
L’étude des transferts d’azote entre espèces à l’aide du marquage au 15N-NH4+ a
mis en évidence un flux de
15
N plus important de la légumineuse vers F. eskia que
vers N. stricta. Ceci suggère que i) le transfert d’azote de T. alpinum vers F. eskia suit
une voie plus directe, et ii) la faible croissance de N. stricta en présence des deux
autres espèces est due au fait que F. eskia la prive de l’azote fixé puis excrété dans le
milieu par T. alpinum. En conclusion, nos résultats démontrent que les transferts
d’azote des espèces fixatrices vers les non-fixatrices varient en fonction des espèces
associées et que les interactions entre espèces changent avec l’assemblage et
l’abondance des plantes.
56
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
3‐3 Complex interactions between a legume between a legume and two grasses in a subalpine meadow Charles Marty, André Pornon, Nathalie Escaravage, Peter Winterton and
Thierry Lamaze
Accepté : American Journal of Botany
KEY WORDS: legume, grasses, facilitative interaction, atmospheric N2 fixation,
15
N
transfer, subalpine meadow, productivity.
57
Partie 1 – Chapitre 3 Introduction
Recent studies provide evidence that associations between plants can give rise to a
complex combination of positive and negative interactions, with a net outcome that
depends on abiotic and community contexts (Meastre and Cortina, 2004). It has been
commonly observed that due to their ability to use atmospheric N2 directly via
symbiotic root bacteria, legumes in a community promote facilitation or
complementarity between N-fixing and non-N-fixing species and thus, favour plant
diversity (Spehn et al., 2002; Palmborg et al., 2005). This facilitation or
complementarity lies with: (1) the nearly ubiquitous limitation of plant growth by soil
N availability, (2) the fact that legumes are less dependent on soil N than other species
due to their ability to fix atmospheric N2 (up to 100% of their N, Hogh-Jensen and
Schjoerring, 1997; Paynel et al., 2001) and (3) the fact that, in N-limited systems,
legumes may facilitate the growth of other plant species by reducing competition for
inorganic N via “N sparing” (Temperton et al. 2007) or N transfers.
Temperton et al. (2007) suggested that the main driving force behind facilitative
interactions between N-fixing and non-N-fixing species is “N sparing”, i.e. reduced
competition for soil N, with N transfers playing a secondary role. On the other hand,
it has been found that the amounts of N transferred from legumes to neighbouring
plants could range from 8 to 39% of the total N in the non-legumes (Hogh-Jensen and
Schjoerring, 1997) and depend partly on the age of the community (Ledgard and
Giller, 1995; Ledgard 2001). The transfer of N can occur in two main ways: (1)
exudation of N-containing compounds from the roots of legumes into the rhizosphere,
ammonium being the major compound exuded with organic molecules (amino-acids)
being released in lesser amounts (Paynel and Cliquet, 2003), and (2) direct N transfer
through a common mycorrhizal network interconnecting the root systems of the donor
and the receiver plants (Johansen and Jensen, 1996; Paynel and Cliquet 2003; He et
al., 2004; Xiao et al., 2004). Another indirect way for plants to acquire N from
legumes is through the decomposition and mineralization of N-rich legume plant
litter. However, the latter are relatively slow processes, occurring over many years
(Andersen et al., 2004) while N transfer through either mycorrhiza or exudation can
occur over weeks or merely days (Xiao et al., 2004). Hypothetically, species being
able to acquire N through the mycorrhizal network or/and exudation could more
rapidly and perhaps more efficiently gain from a legume neighbourhood than species
58
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
which rely principally upon mineralization processes. The way legumes improve the
N nutrition of co-occurring non-N-fixing species could be of great importance for the
fitness of the latter. Indeed, direct N transfer would reduce N losses in the soil and
competition with soil micro-organismes so that it could increase N availability for
receiver plants.
Some studies suggest that the magnitude of positive interactions varies considerably
and may even turn to competition (Thomas and Bowman 1998) depending on the
legume species and their abilities to fix atmospheric N2 (de Souza Moreira et al., 1992;
Jacot et al., 2000; Ledgard, 2001; Spehn et al., 2002; Pons et al., 2007) but also on the
identity of the non-N-fixing species (Mulder et al. 2002). Temperton et al. (2007)
found that grasses could benefit from the presence of legumes more than other
herbaceous species whereas Thomas and Bowman (1998) found the opposite. A
negative effect of legumes on graminoids has been attributed to competition for
resources such as light, phosphorus or water which can co-limit production at the
community-level in meadows (Thomas and Bowman 1998; Fargione et al., 2003).
However, there is a dearth of studies exploring whether non-N-fixing species differ in
their abilities to benefit from N2 fixation. How both composition and diversity of the
receiver plant assemblage influence the magnitude of N transfers has not been studied
in detail (Mulder et al., 2002) except in some cropping systems (Andersen et al.,
2004). The extent to which non-N-fixing plants benefit from the presence of N2 fixers
could in turn strongly determine the composition of the community and the ecosystem
processes such as the relationships between diversity and productivity (Temperton et
al., 2007). For instance, an exceptionally beneficial association between a N-fixing
and a non-N-fixing species could increase their dominance and, possibly induce an
inhibitive effect upon the rest of the community (Mulder et al., 2002). In contrast, a
more equal use by non-N-fixing-species of the N derived from the legumes could
favour plant species coexistence.
Here, we investigated the legume/grass interactions and the transfer of N from a
legume (Trifolium alpinum L.) to two grass species (Festuca eskia Ram. and Nardus
stricta L.). These grasses frequently coexist, dominate and structure many acidic
Pyrenean subalpine meadows. In these meadows with low floristic diversity, Trifolium
can become abundant and Festuca locally outcompete Nardus (Palmier, 1990). Our
own results also showed (see Supplemental Data) that Festuca was more frequently
associated with Trifolium than was Nardus. This suggests that Festuca and Trifolium
59
Partie 1 – Chapitre 3 constitute a particularly beneficial association at the expense of Nardus. Following this
line of investigation, to better understand plant community dynamics of alpine
ecosystems, we investigated whether the two non-N-fixing species differed in their
ability to use N derived from the N-fixing species. Using field observations and
greenhouse
15
N labelling experiments, we addressed more specifically the following
questions: What are the effects of Trifolium abundance in the stands on growth and the
N status of both grass species? Is N transfer from legume to grasses different for
Festuca and Nardus? Could the difference in N transfer influence the distribution of
the species in the community? Finally, to what extent are legume/non-legume
interactions species-specific and how do they vary according to the species
assembled?
Materials and methods
Study site and species studied− The study was conducted in the eastern end of the
Pyrenees National Park in the central French Pyrenees in a high altitude valley (vale of
Estaragne 42° 48’ N, 0° 9’ E) oriented north/south and extending over 2 km between
1850 and 3000 m a.s.l. The vegetation of the vale is characteristic of many sites in the
subalpine Pyrenees belt and is composed of a mosaic of meadows and patchily
interspersed trees and shrubs. The subalpine climate prevailing on the site is mild
because of Ibero-Mediterranean influences. The snow cover usually lasts from late
October until June (Lavandier, 1979). Average annual precipitation is about 1500 mm.
The geological substrate is granitic, amphibolitic, and schistic. Soils are acidic (mean
± SD, pH = 4.7 ± 0.1; total N: 0.5 % ± 0.044; bulk density: 0.65 ± 0.099 kg / L).
The three species studied here have a rather wide altitudinal distribution ranging
from 400 to 3000 m a.s.l. (Nardus) or 1000 to about 3000 m a.s.l. for (Festuca and
Trifolium) but they are mainly found in the subalpine belt on nutrient-poor and acidic
soils (Rameau et al., 1993) where they dominate many Pyrenean meadows. Festuca
eskia is a Pyreneo-Cantabric endemic species while the two other species are more
cosmopolitan. Festuca and Nardus are long-lived densely-tufted wiry grasses, forming
tussocks 10–30 cm tall and 10-15 cm wide invaded by Trifolium (Fabaceae) rhizomes.
In the meadows studied, the three species make up about 98 % of total plant cover.
60
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
Dry matter and total N yields− Over an area of about 1 ha in which the three
species were commonly found occurring together, at the peak of the growing season
(in late August), we randomly selected plots until we had obtained ten subplots of each
of the seven following vegetation stands: Festuca, Trifolium, and Nardus singlespecies stands; 2-species mixtures Festuca-Nardus, Trifolium-Festuca and TrifoliumNardus and 3-species mixture: Trifolium-Festuca-Nardus. All subplots measured 40 X
40 cm, except Trifolium subplots which measured 25 X 25 cm due to the small size of
patches of pure Trifolium. In mixtures, Festuca and Nardus tussocks were marked out
in situ with coloured string and subplots were photographed with a digital camera.
Percentage cover of grass species was estimated with ImageJ 1.40 (National Institute
of Health, United States). Because Trifolium was partially covered by grasses it was
no longer possible to determine its cover in mixtures. The aboveground biomass of
each subplot was collected and sorted into species. For the three species, biomass
collected at the end of August corresponded to the maximal aboveground annual
productivity. Trifolium biomass harvested in Festuca vs Nardus components (hereafter
noted T[F] vs T[N]) of the Trifolium-Festuca-Nardus mixture was separated into two
different pools. Biomass of species other than the target species was consistently under
4% of the biomass and was excluded from the yield. The biomass was oven dried at
70°C for two days and weighed. Total N content was determined from finely ground
subsamples (<1 µm) using a carbon-nitrogen analyzer (Carlo Erba NA 2100).
The effect of Trifolium on the biomass and the amount of the total N of the whole
stand was first determined by orthogonal contrasts between mixtures including
Trifolium (Trifolium-Festuca, Trifolium-Nardus, Trifolium-Festuca-Nardus) and other
stands (Festuca, Nardus, Trifolium and Festuca-Nardus). Because complementarity
between species in mixtures rather than the presence of Trifolium per se could have
affected biomass and total N we made orthogonal contrasts between mixtures with or
without Trifolium (Festuca-Nardus vs Trifolium –Nardus and Trifolium-Festuca;
Festuca-Nardus vs Trifolium-Nardus, Trifolium-Festuca and Trifolium-FestucaNardus). An a posteriori Tukey multiple-range comparison test was carried out to
compare mean biomass and N content of the stands. Festuca and Nardus aboveground
biomass and total N content were compared with a paired samples t test for the
Festuca-Nardus and Trifolium-Festuca-Nardus mixtures and with a two-sample t test
61
Partie 1 – Chapitre 3 for the Trifolium-Festuca and Trifolium-Nardus mixtures. Total N content was logtransformed prior to analysis for normality.
We used the relative biomass total index (RYT) to describe the biomass outcome of
mixed-stands. RYT = ∑ Yi Mix /Yi Mo with Yi Mix and Yi Mo = biomass of species i
in mixed and in monocultures respectively. An RYT >1 indicates overyielding of the
mixtures compared to monocultures due to positive/complementarity interactions
between species (Fridley, 2001).
Our sampling procedure did not provide subplots in which species had the same cover.
Therefore, the difference of species biomass and total N amount may originate from
differences in species cover rather than from between-species interactions. In order to
highlight this potential source of error, we performed an ANCOVA with biomass or
total N amount in aboveground biomass of target species (log-transformed for
normality) as dependent variables, cover as covariate and stand as categorical variable.
Then, to remove the bias due to different species cover, we compared the biomass (g
dry weight) and the total N content (g) of the species in the various vegetation types
independently of their cover, over a standardized area of pure vegetation (1 m2).
The differences between stands in biomass and total N content of either Festuca or
Nardus were tested by performing one-way ANOVA followed by a Tukey HDS
multiple-range mean comparison test. The relative abundance of Trifolium in Festuca
and Nardus (g DW Trifolium / g DW grass) in the various vegetation stands and the N
percentage of species were arcsine transformed before one-way ANOVA analysis for
normality. For Trifolium-Nardus, Trifolium-Festuca and Trifolium-Festuca-Nardus
stands, we analysed the relationship between the Trifolium biomass and the production
of grass species using linear regression analysis.
15
N transfer from legume to grass species− Pure stands of Nardus, Festuca and
Trifolium, and mixtures of Trifolium-Nardus, Trifolium-Festuca and TrifoliumFestuca-Nardus were carefully excavated in the field, potted with their ball of earth
(1500 g DW ± 105 g) and transferred intact to the greenhouse. Ten replicates were
collected for each stand. We took care to select mixtures in which grasses had
approximately equal abundance and in which legume abundance was sufficient to
allow 15N labelling. Environmental conditions were natural light, 25/20°C and 50/70%
RH (day/night, respectively). The plastic pots (20 cm height and 380 cm2) were placed
62
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
on a plate and watered once a week with 250 ml of distilled water. The plants were
maintained one month in the greenhouse prior to the experiment. The day before the
beginning of the experiment, aboveground biomasses of grasses were cut 1 cm above
ground to reduce 15N dilution in pre-existing biomass.
In order to estimate and compare the potential of the three species to take up soil
mineral N, the soil NH4+ pool of 10 pure stands of grasses or legume was labelled with
15
NH4Cl as described previously by Pornon et al. (2007). Briefly, the labelling
solution (48 mL, 0.732 mM, 15N abundance of 99 atom per cent) was injected into the
upper 15 cm of soil with a needle (4 injection points in the 380 cm2 pots). The
amounts of
15
N supplied to the pots were calculated to be suitable to detect the label
after its dilution in the plant-soil system and were sufficiently low (527 µg) to avoid
any meaningful modification of the total soil N (about 37.5 mg).
In order to investigate whether grass species differ in gaining N from the legume
neighborhood, all leaves of the legume plants in grass-legume mixtures (i.e. at least 50
leaves per pot) were
15
N labelled as described in Pasche et al. (2002). Labelling was
performed by deposition of 3 x 2 µl of
15
NH4Cl (50 mM,
15
N abundance of 99 atom
%) on the abaxial face of each trifoliate leaf gently abraded with a scalpel blade over
roughly 4 mm2. The labelling conditions were shown to allow full, rapid penetration of
the tracer, to prevent any toxic effect, not to alter internal N status (0.3 µmol
exogenous 15N versus ca 50 µmol endogenous N in a leaf) and to allow accurate tracer
analysis after isotopic dilution. Ten pots were used per treatment. We hypothesized
that most of the
15
NH4+ introduced in the leaves was assimilated and redistributed
between leaves and roots to be evenly diluted in the endogenous N pool through the
permanent N cycling which is known to occur within the plant (Lamaze et al., 2003;
Pornon et al., 2007).
Plants were harvested 30 days after labelling (chase period). This period, defined
according to the growth rate of grass species, allowed notable and similar biomass
production for Festuca and Nardus. At the end of the chase period, all the pots (pure
stands and mixtures) had comparable aboveground plus belowground biomasses (ca
80 ± 10 g DW). The roots were cleared of soil and rinsed with water (Lamaze et al.,
2003; Pornon et al., 2007). Plants were separated into two compartments (above- and
belowground), oven-dried at 50°C for 48 h. From the total soil, fraction < 2 mm was
collected (small stones were cleaned with a paintbrush) and oven-dried at 60ºC for 72
h. Each sample was separated, weighed, carefully mixed and ground to a fine powder
63
Partie 1 – Chapitre 3 (<1 µm) before analysis of 15N abundance using a continuous-flow isotope ratio mass
spectrometer coupled with an elemental analyzer (model ANCA-MS, Europa
Scientific, Crewe, UK).
The amount of
15
N in excess in each plant compartment was calculated as MCe,
where M = dry mass of the compartment g; C = total N concentration (%) of the
compartment; e =
15
N in excess of natural abundance (atom percent) in the
compartment. Isotopic excess was calculated as the difference between 15N abundance
in the compartments and “natural” 15N abundance. The latter was determined in roots
and leaves of ten individuals per species and stand types (4 stand types / species) and
treated in the same way as labelled samples (see above). To determine natural
15
N
abundance in soil, five soil samples per stand type were collected, pooled and treated
in the same way as labelled soil samples.
The ability of the three species to take up soil 15N (arcsine transformed percentage
of
15
N injected in the pots and recovered in plants) was tested performing one-way
ANOVA. The ability of the grass species to acquire
15
N from labelled legume was
compared with a Wilcoxon’s rank sum test. We used a non-parametric test because
there was a lack of homoscedasticity in residual variances.
Results
Dry matter and total N yields− Relative Yield Total (RYT) varied between 1.16 and
1.94 with the lowest value for Festuca-Nardus mixtures and the highest for TrifoliumFestuca mixtures. Trifolium-Nardus and Trifolium-Festuca-Nardus mixtures had
intermediate RYT values. The aboveground biomasses of Festuca and Nardus pure
stands were comparable but higher than that of Trifolium (Fig. 1a). Overall, Trifoliummixtures produced more biomass than other stands (Orthogonal contrasts: F1,63 =
57.46; P < 0.0001) and Trifolium-Nardus and Trifolium-Festuca mixtures were more
productive than pure stands of Festuca and Nardus (Fig. 1a). Trifolium contributed
only a third (Trifolium-Festuca) or a fourth (Trifolium-Nardus) of the biomass
increase. The biomass of Trifolium-Festuca-Nardus mixtures was in the range of that
of other Trifolium-mixtures and the biomass of Festuca-Nardus mixtures in the range
of the biomass produced by pure grass stands.
64
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
Overall, the results concerning N were in line with those obtained for biomass
(Fig. 1b). Trifolium-mixtures accumulated more N than other stands (Orthogonal
constrats: F1,63 = 81.0, P < 0.0001; Fig. 1b). For instance, Trifolium-Festuca and
Trifolium-Nardus mixtures accumulated almost twice as much N as pure stands of
Festuca and Nardus. The presence of Trifolium in stands resulted in a higher N
increase than biomass increase. That was because (1) Trifolium had a higher N
concentration than grasses, (2) Trifolium had a higher N concentration when growing
with grasses (one-way ANOVA, F4,45 = 4.51, P = 0.004) and, (3) Festuca (F3,36 =
5.86, P = 0.002) and Nardus (F3,36 = 11.16, P < 0.0001) had higher N concentration
when growing with Trifolium than in pure stands (Fig. 2a,b).
Fig. 1. Biomass (A; g DW / m2) and total N contents (A; g / m2) in aboveground
vegetation of various stands in a subalpine meadow. Trifolium[F] and Trifolium[N] refer
to Trifolium in Festuca and in Nardus for the FNT stand, respectively. F, N and T:
65
Partie 1 – Chapitre 3 Festuca, Nardus and Trifolium single-species stands; FN, FT and NT: Festuca +
Table 1. Mean cover (± SD, n=10) of Festuca eskia and Nardus stricta
in the various vegetation stands. F, N and T: Festuca, Nardus and
Trifolium single-species stands; FN, FT and NT: Festuca + Nardus,
Festuca + Trifolium and, Nardus + Trifolium 2-species mixtures; FNT:
Festuca + Nardus + Trifolium 3-species mixtures.
Mean cover (%)
Stands
Festuca
Nardus
99.2 ± 1.6
F
90.7 ± 7.3
N
52.3 ± 6.1
46.5 ± 6.6
FN
100 ± 0
FT
93.7
± 3.8
NT
58.3 ± 5.1
30.9 ± 6.6
FNT
Nardus, Festuca + Trifolium and, Nardus + Trifolium 2-species mixtures; FNT:
Festuca + Nardus + Trifolium 3-species mixtures. Values (means from 10 plots +SD)
sharing the same letter were not different at P < 0.05 (Tukey HDS multiple-range
test).
66
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
Fig. 2. Total N concentrations (%) in (A) Festuca eskia ({) and Nardus stricta („),
and (B) Trifolium alpinum (S) in vegetation of a subalpine meadow. Vegetation
abbreviations are given in Fig. 1. T[F] and T[N]: Trifolium in Festuca and Nardus
components of FNT stands. Values (means ± SD; n=10) sharing the same letter were
not different at P < 0.05 (One-way ANOVA followed by Tukey HDS multiple-range
test). Data for Festuca and Nardus were kept separate (dashed line) in statistical
analysis. Note the different scaling of the y-axis.
The percentage of the Trifolium component in total stand biomass (Fig. 1a) was on
average 10%. The relative abundance of Trifolium (g DW T / g DW grass) varied from
0.160 ± 0.068 to 0.194 ± 0.110 in Trifolium-Festuca and Trifolium-Festuca-Nardus
stands, respectively, but was two- to three-fold lower in Trifolium-Nardus (One-way
ANOVA, F2,27 = 8.29, P = 0.02).
Festuca and Nardus had comparable biomass (Fig. 1a) and cover (Table 1) when
each of them grew in pure stands or with Trifolium (two-sample t-test: t18= 0.811, P =
0.428). However, in Festuca-Nardus (paired samples t-test: t9= 5.72, P < 0.0001) and
in Trifolium-Festuca-Nardus mixtures (paired samples t-test: t9 = 6.71, P < 0.0001) the
dry mass of Festuca was respectively 1.4- and 2.6-fold higher than that of Nardus
(Fig. 1a). ANCOVA showed that both vegetation type and cover acted conjointly upon
biomass and N content in Nardus, while only stand composition had an effect on
67
Partie 1 – Chapitre 3 biomass and N content in Festuca (ANCOVA, Table 2). To remove the cover effect,
hereafter we compared the performances of Festuca and Nardus on the same
standardized area basis (m2 of grass). In Trifolium-Festuca and Trifolium-FestucaNardus mixtures as compared to pure stands, Festuca tended to accumulate more
biomass (One-way ANOVA, F3,36 = 3.34, P < 0.03) and more N (F3,36 = 6.87, P =
0.001), (Fig. 3 a, b). By contrast, Nardus accumulated higher biomass (F3,36 = 5.97, P
= 0.002) and N amounts (F3,36 = 10.49, P < 0.0001) only in Trifolium-Nardus stands.
Neither Festuca nor Nardus appeared to be affected in Festuca-Nardus mixtures since
the grasses accumulated as much biomass and N as in Festuca and Nardus pure
stands. There was a significant negative relationship between the biomass of Trifolium
and the biomass of Festuca (Fig. 4): a relationship not observed for Nardus.
Fig. 3. Aboveground biomass (A, g DW / m2) and total N content (B, g / m2) in
Festuca eskia (white bars) and Nardus stricta (grey bars) expressed on a grass area
basis for various subalpine vegetations. Vegetation abbreviations are given in Fig. 1.
Data from each species were statistically analysed separately (dashed line). Values
(means ± SD, n=10) sharing the same letter were not different at P < 0.05 (One-way
ANOVA followed by Tukey HDS multiple-range test).
68
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
15
N transfer between legume and grass species− Thirty days after labelling, around
50% of the
15
N injected as
15
NH4+ in the soil of Festuca, Nardus or Trifolium pure
stands was recovered in the plants (Fig. 5a). There was no significant difference
between species (One-way ANOVA, F2,37 = 0.57, P = 0.573). In 15N leaf-flap feeding
experiments, thirty days after Trifolium labelling, ca 100% of the
15
N amounts
provided to Trifolium were recovered in the plant-soil system (Fig. 5b) largely
redistributed among Trifolium organs, soil and companion grasses in the mixtures. In
Trifolium-Festuca mixtures, 15% of the
Festuca revealing a large
15
15
N supplied to Trifolium was recovered in
N transfer from the legume to the grass. In Trifolium-
Nardus mixtures, only traces (1%) of the 15N supplied to Trifolium were recovered in
Nardus. The latter was thus markedly less 15N enriched than Festuca (Wilcoxon’s rank
sum test, W = 84.5, P = 0.0014). Similar significant differences were observed (Fig.
5b) when both grasses were present and associated with Trifolium (Wilcoxon’s rank
sum test, W = 80, P = 0.0004).
Table 2. Covariance analysis to detect the effect of stand composition on
the aboveground biomass and total N content in Festuca eskia and Nardus
stricta, with cover as a covariate. * P < 0.05 ; ** P < 0.01; *** P <
0.001; ns :non-significant
Source
MS
df
F
Biomass
Festuca
Stand composition
3
5184.304
2.85 *
Cover
1
568.84
0.312 ns
Error
34
1821.01
Nardus
Stand composition
3
8212.86
11.28 ***
Cover
1
3846.58
53.37 ***
Error
34
727.90
Total N
Festuca
Stand composition
3
0.100
6.09 **
Cover
1
0.004
0.22 ns
Error
34
0.016
Nardus
Stand composition
3
0.27
5.32 **
Cover
1
0.385
22.67 ***
Error
34
0.017
69
Partie 1 – Chapitre 3 Fig. 4. Relationships between the biomass of Trifolium alpinum and production of
Festuca eskia (black symbols, R2 = 0.66, P < 0.001; n = 20) and Nardus stricta (open
symbols, R2 = 0.043, not significant, n =20).
70
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
Fig. 5. Percentage of 15N recovered 30 days after 15NH4+ labelling (means ± SD,
n=10). 15N in vegetation following soil labelling of pure stands (A). 15N in plant-soil
compartments following leaf Trifolium labelling (B). Stand abbreviations are given in
Fig. 1. See the text for statistical analysis.
Discussion
Effect of legumes on dry mass and N yields in stands− In mixtures with grasses,
the proportion of Trifolium (on average 10 % of the vegetation biomass) was higher
than that reported for Swiss Alps alpine meadows (5% at 2100 m a.s.l. Jacot et al.,
2000). Stands where Trifolium was present in mixtures produced more aboveground
biomass than pure grass stands. Only a minor proportion of this increase was directly
due to Trifolium biomass. In mixtures as compared to pure stands, N concentrations
and biomasses were enhanced in both the Trifolium and the non-Trifolium
components.
71
Partie 1 – Chapitre 3 The increase in the amount of N recovered in the grass growing with Trifolium as
compared to pure grass stands is thought to be a consequence of an enrichment of the
soil in N via the mineralization of the N-rich legume litter and of the occurrence of N
transfer from the legume to the grasses, as shown by the
15
N labelling experiment.
Other soil factors such as pH or water availability can affect N acquisition by the
plants. However, they are unlikely to be the major factors responsible for the increase
in the N content of grasses in the present case. First, the fixation of atmospheric N by
the rhizobium-fabaceous symbiosis has been shown to acidify the soil via the
oxidation of NH4+ to NO3- (Bolan et al., 1991), which is not a favourable effect.
Second, any positive interaction between species for the use of water usually occurs in
a dry environment and is increased when water stress increases (Meastre and Cortina,
2004, Michalet 2006). However, water is generally not a limiting resource for plants
in the Pyrenees and in any case not in the meadows studied here.
Our estimation that 31% to 44 % (Fig. 3) of the total N in the grass is derived from
the legume are among the highest values recorded in the literature (8-39%, HoghJensen and Schjoerring, 1997) and by far the highest value found for mountain
meadows (9 to 16% depending on the altitude, Jacot et al., 2000). Overall, our results
show that legumes are a very important source of N for non-N-fixing plants in altitude
ecosystems.
Effects of grass species on Trifolium− The production of Trifolium was
considerably diminished by the neighbourhood of grasses. This could be due to
interspecific competition for soil nutrients as observed in numerous intercrop systems
(Xiao et al., 2004; Andersen et al., 2004; Corre-Hellou et al., 2006). The fact that in
pure stands, the three species displayed a similar high uptake rate for soil 15N suggests
that grasses and Trifolium have access to the same chemical 15N pools, so that they
may compete for N when in mixtures. Grasses are assumed to be more efficient than
legumes in taking up mineral soil N due to their extensive nitrophilic root systems
(Xiao et al., 2004, Temperton et al., 2007). Nitrogen uptake by grasses may contribute
to alleviating the inhibitory effect of elevated soil N on symbiotic N2 fixation
(Marschner, 1995) and consequently promote N fixation by legumes (Crews, 1999).
The higher energy costs of N2 fixation compared to root development and subsequent
soil N uptake (Crews, 1999) could also explain the low performance of the legume in
72
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
mixtures with grasses and the intense use of soil N by the legume in pure stands (as
demonstrated by soil
15
N uptake). Competition for light (Fargione et al., 2003) or
phosphorus (Thomas and Bowman, 1998) could also account for the low productivity
of legumes in mixtures. Alternatively, Trifolium could compete with grasses for
belowground space. Nardus develops a dense mat of capillary roots which are most
likely difficult to penetrate by Trifolium rhizomes whereas the roots of Festuca are
more evenly distributed along a deeper soil profile. This could explain the two- to
three-fold lower abundance of Trifolium in Trifolium-Nardus compared to TrifoliumFestuca mixtures.
Effects of Trifolium on the two grass species− Our results confirm that the
presence of a legume increased the level of N acquisition by co-occurring non-Nfixing species, thereby promoting substantial facilitation or complementarity (Spehn
et al., 2002; Palmborg et al., 2005). Trifolium had similar facilitative effects on the
two grasses when growing mixed with a single species (Trifolium-Festuca and
Trifolium-Nardus). This suggests that the capacity of both grass species to use N from
Trifolium is similar. However,
15
N experiments revealed that, 30 days after legume
labelling, the biomass of Festuca was much more enriched with
15
N than that of
Nardus. Our results clearly reveal (1) that Trifolium endogenous N may be abundantly
released in the soil and (2) that a marked difference occurs in the kinetics of
acquisition of this N between the two grasses. The low 15N transfer from Trifolium to
Nardus indicates that this grass was not able to rapidly acquire N from Trifolium
tissues, this despite the fact that (1) a large amount of 15N was recovered in the soil of
leaf-labelled Trifolium-Nardus mixtures and that (2) Nardus in pure stands displayed a
high rate of uptake for evenly distributed soil 15N. The low 15N transfer from Trifolium
to Nardus can correspond to a low rate of N transfer from the legume to the grass. In
this hypothesis, the facilitative effect of Trifolium on Nardus in the field could occur
mainly through the process of litter decomposition and mineralization (Andersen et
al., 2004). Alternatively, a higher isotope dilution of the 15N derived from Trifolium in
Trifolium-Nardus mixtures could also have led to lower 15N transfer despite a similar
rate of N transfer. It has been shown that the distance and root contact are main factors
affecting transfer between plants (Xiao et al., 2004). Both Festuca and Trifolium have
deep rooting systems favorable to root intermingling (Palmier, 1990 and personal
73
Partie 1 – Chapitre 3 observations) whereas Nardus has a more superficial root mat. Thus, N transport from
Trifolium to Festuca could have followed a more direct pathway (with less dilution).
The N transport could have also occurred through a common mycorrhizal network
interconnecting the root systems of both Festuca and Trifolium (Johansen and Jensen,
1996; Paynel and Cliquet 2003; He et al., 2004; Xiao et al., 2004). Greater root or
hyphal densities of F. eskia relative to N. stricta would also increase the likelihood
that N released to soil would be taken up by F. eskia. Whatever the actual mechanism,
our results indicate a different relationship between the two grasses and Trifolium.
The differential abilities of the grasses to use legume N could explain why Nardus
showed lower performance in 3-species mixtures (Trifolium-Festuca-Nardus) than in
2-species mixtures (Trifolium-Nardus), and why it was not more efficient in 3-species
mixtures (Trifolium-Festuca-Nardus) than in pure stands (Nardus). It appears that
Festuca took advantage of the legume neighbourhood in all situations and prevented
Nardus from rapidly benefiting from Trifolium N in 3-species mixtures. However, in
the absence of competition with Festuca, Nardus could efficiently benefit from the
presence of the legume (Trifolium-Nardus mixture).The more beneficial association
between Festuca and Trifolium could also explain why these species have positively
related frequencies and are more frequently associated in our study site (Supplemental
Data), and why Festuca outcompetes Nardus in certain Pyrenean subalpine meadows
(Palmier, 1990).
Our data reveal that the grass-Trifolium interactions are a complex combination of
positive and negative effects. Actually, despite the clear facilitative effect of Trifolium
on Festuca, we found a negative relationship between the aboveground production of
the grass and that of Trifolium in Trifolium-Festuca mixtures. Trifolium had the
highest facilitative effect on Festuca at low biomass. The effect decreased with
increasing Trifolium biomass. Trifolium biomass never exceeded 50 g DW and 0.3 g
DW per g DW grass suggesting that, at such abundance, coexistence of Festuca and
Trifolium was no longer possible in subalpine Pyrenean meadows. Competition for
light (Fargione et al., 2003), phosphorus (Thomas and Bowman, 1998), iron and
molybdenum needed for nodulation (Marschner, 1995) may be responsible both for
the decrease of facilitative effect and breaking interaction. Differential ability of nonN-fixing species to use N derived from N2 fixation has been observed in some
intercrops experiments (Andersen et al., 2004) and in few experimental assemblage of
wild species (Mulder et al., 2002; Temperton et al., 2007). Here, we show that the
74
Fixation et transferts d’azote dans les pelouses subalpines
interactions between a N-fixer and two non-fixers in a subalpine meadow are speciesspecific and change according to the capacity of the receiver species to use N
provided by the legume. More studies are required to know if our findings may be
generalized. They do, however, provide new and useful insights into why there is a
diversity of interactions between legumes and non-legume species or functional
groups, with the interactions being positive (Jacot et al., 2000; Mulder et al., 2002;
Temperton et al., 2007), negative (Thomas and Bowman, 1998; Temperton et al.,
2007) or nil (Spehn et al., 2002).
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77
Partie 1 – Chapitre 3 78
PARTIE 2 LONGEVITE FOLIAIRE ET CONTRAINTE
AZOTEE CHEZ R. FERRUGINEUM
:
CONSEQUENCES SUR LA NUTRITION
CARBONEE
79
Longévité foliaire
1­ Introduction 1‐1 La longévité foliaire 1­1­1 Aspects évolutifs La durée de vie des feuilles est un trait extrêmement variable d’un groupe
taxonomique à l’autre (Chabot & Hicks, 1982; Rogers & Clifford, 1993; Eckstein et
al., 1999). Elle varie de quelques semaines chez des espèces herbacées annuelles à
plus de 25 ans chez certaines gymnospermes (Chabot & Hicks, 1982). Etant donnée la
grande variabilité de la longévité foliaire entre groupes de plantes, il semble que ce
trait ait une forte signification taxonomique. En effet, chez les plantes vasculaires,
celles considérées comme les plus « primitives » ont une longévité foliaire supérieure
à celles considérées comme « avancées » (Rogers & Clifford, 1993). Une longue
durée de vie foliaire peut par conséquent être considérée comme un caractère primitif
(Axelrod, 1966). L’étude des fossiles végétaux et du climat semblent aussi indiquer
que les premières gymnospermes, comme la majorité des espèces actuelles de ce
groupe, ainsi que les premières angiospermes avaient une longévité foliaire élevée
(Chabot & Hicks, 1982). Une réduction de la longévité foliaire se serait répandue lors
de changements des conditions environnementales donnant naissance par exemple à
une contrainte hydrique, e.g. lors de la colonisation par les angiospermes des milieux
sub-tropicaux ou semi-arides (Chabot & Hicks, 1982), ou lors d’un épisode de fort
refroidissement, favorisant les plantes à mécanismes de dormance (Wolfe &
Upchurch, 1987). Dans les deux cas, la réduction de la durée de vie des feuilles aurait
alors permis aux angiospermes de surmonter la contrainte climatique et de coloniser
par la suite un grand nombre d’habitats.
1­1­2 Longévité foliaire et typologie des plantes La longévité foliaire permet de classer les plantes en deux groupes principaux :
les espèces sempervirentes, littéralement les plantes « toujours vertes », et les
espèces décidues, qui sont dépourvues de feuilles pendant une partie de l’année. On
appelle généralement plantes sempervirentes, celles dont les feuilles ont une durée de
80
Partie 2 ­ Introduction vie supérieure à un an, et plantes décidues celles caractérisées par une longévité
foliaire inférieure à un an. Cependant, certaines espèces ont une longévité foliaire
moyenne inférieure à un an mais sont sempervirentes parce qu’elles produisent et
perdent des feuilles de manière asynchrone tout au long de leur vie (Kikuzawa, 1989;
Kikuzawa, 1991). C’est le cas de la plupart des plantes herbacées et des arbres
tropicaux (Chabot & Hicks, 1982). Les arbres sempervirents peuvent avoir des
feuilles larges comme par exemple les angiospermes des zones tropicales, ou étroites,
sous forme d’aiguilles ou d’écailles comme les conifères.
La longévité foliaire varie aussi énormément entre plantes de différentes formes
de vie. Elle augmente de la manière suivante : plantes aquatiques à feuilles flottantes
< plante herbacées annuelles < plantes herbacées pérennes < arbres décidus. Cette
augmentation serait due à l’accroissement des coûts de construction des tissus de
structure et de soutien, ainsi que de la taille des organismes le long de cette séquence
(Kikuzawa & Ackerly, 1999). Il semblerait également qu’il y ait une augmentation de
la durée de vie des feuilles le long des stades de succession végétale, pouvant être
interprétée comme une réponse à la diminution de la disponibilité des nutriments le
long de cette succession (Navas et al., 2003).
Chez les plantes ligneuses et herbacées décidues, la durée de la période de
végétation et les conditions climatiques ont aussi une grande influence sur la durée de
vie des feuilles (Eckstein et al., 1999). Dans les régions ou la période défavorable
(hiver ou saison sèche) est courte, la durée de vie des feuilles est proche d’un an alors
que les plantes herbacées des zones alpines ou arctiques ont une longévité foliaire de
seulement quelques semaines à quelques mois (Diemer et al., 1992). Une différence
de longévité foliaire entre plantes de la même espèce a également été mise en
évidence en fonction de la latitude et des sites d’une même zone biogéographique
(Karlsson, 1992).
La signification adaptative de la durée de vie des feuilles a attiré l’attention de
nombreux écologues depuis plus de 35 ans (Givnish, 2002). La réflexion s’est d’abord
portée sur les avantages que procurent le caractère sempervirent en terme de
conservation des nutriments et d’acquisition du carbone (Monk, 1966; Chabot &
Hicks, 1982; Aerts, 1995a; Eckstein et al., 1999).
81
Longévité foliaire
1‐2 Distribution des espèces sempervirentes et décidues Les arbres sempervirents à feuilles larges dominent fortement les forêts tropicales
humides et montagneuses (« cloud forests ») d’Amérique, d’Afrique, de Madagascar,
d’Océanie et du Pacifique (Fig. 2-1A). Les arbres et arbustes sempervirents à feuilles
coriaces caractérisent la plupart des forêts tempérées de l’hémisphère sud et les forêts
sclérophylles des régions tempérées et méditerranéennes. Les conifères sempervirents
dominent la plupart des forêts boréales aux hautes latitudes de l’hémisphère nord. Au
contraire, les arbres caducifoliés dominent les forêts tempérées des moyennes
latitudes d’Amérique du Nord, de l’est asiatique et du nord de l’Europe (Fig. 2-1B).
Les zones tropicales et subtropicales à saison sèche et à faible amplitude thermique
saisonnière sont également dominées par des forêts de caducifoliés et par des
savannes (Givnish, 2002).
Fig. 2-1 Carte du recouvrement (%) des arbres sempervirents (A) et décidus (B) sur la
planète, élaborée à partir de données satellites. D’après (DeFries et al., 2000), extrait
de Givnish (2002).
82
Partie 2 ­ Introduction 1‐3 Théories de la longévité foliaire La longévité foliaire n’est pas un trait directement relié à la nutrition des plantes.
Elle apparait néanmoins comme un des traits les mieux corrélés à la disponibilité en
azote dans le sol (Aerts & Chapin, 2000) et tient une place importante dans
l’économie des feuilles (Reich et al., 1992; Reich et al., 1997; Reich et al., 1999;
Wright & Westoby, 2003; Wright et al., 2004). Les modèles théoriques formulés par
les chercheurs pour expliquer la coexistence sur Terre de différents patterns de
longévité foliaire, ainsi que la distribution de ces patterns en fonction des conditions
pédo-climatiques, reposent essentiellement sur deux critères : la conservation des
nutriments et l’assimilation du carbone.
1­3­1 Longévité foliaire et conservation des nutriments La capacité de conservation des nutriments peut être évaluée par le calcul du
temps de résidence moyen de ces nutriments dans la plante (MRT). A l’état
d’équilibre, lorsque le système est stable, le temps de résidence moyen d’un élément
peut être évalué par le rapport entre la quantité de cet élément contenue dans le
système et son flux entrant ou sortant par unité de temps. Pour les plantes, l’état
d’équilibre est atteint quand l’acquisition des ressources est égale à la perte (Tilman,
1997). Le MRT est alors calculé comme le ratio entre la quantité totale des nutriments
dans la plante et les pertes annuelles des nutriments (Garnier & Aronson, 1998). En
prenant pour exemple l’azote, on a :
MRT =
[N ]L
NA
[N ]
=
× e × X A [N ]L × e
Eqn 1
où NA est le pool moyen annuel d’azote de la plante (mol), [N]L est la concentration
en azote dans la litière (mmol N.g-1), e est le taux de perte de biomasse (g.g-1.an-1), XA
est la biomasse annuelle moyenne de la plante (g), et [N] est la concentration en azote
de la plante (mmol N.g-1). En supposant que la perte de biomasse associée à la
résorption est négligeable, l’équation 1 devient :
MRT =
1
1
×
1− REFF e
Eqn 2
83
Longévité foliaire
où REFF est l’efficacité de résorption de l’azote (mol N. mol-1 N), i.e. la proportion du
pool d’azote initial résorbée. Par conséquent, à l’échelle de la plante, le MRT
augmente d’autant plus que l’efficacité de résorption (REFF) de l’azote et la durée de
vie des feuilles et des autres parties de la plante, i.e. l’inverse du taux de perte de
biomasse (e), augmentent (Fig. 2-2). Néanmoins, en raison des contraintes
physiologiques qui limitent l’efficacité de résorption, la longévité foliaire apparaît
comme un trait plus important pour l’augmentation du MRT (Eckstein et al. 1999 ;
Escudero et al. 1992). Cette approche souligne la valeur sélective des plantes
sempervirentes à longue durée de vie des feuilles dans les milieux où les nutriments
sont limitants et donne de ce fait une explication cohérente à la domination de ces
plantes dans les milieux pauvres (Small, 1972).
Fig. 2-2 Représentation graphique de la relation théorique entre le MRT (année) et (a)
la durée de vie des feuilles (année) pour différentes valeurs d’efficacité de résorption
(REFF) et (b) l’efficacité de résorption pour différentes valeurs de longévité foliaire.
Les lignes verticales délimitent : (a) les durées de vie des feuilles caractéristiques
d’espèces décidues (D), sempervirentes (E) et de conifères (C) ; (b) la valeur
maximale de REFF observée dans la nature sur un grand nombre d’espèces. D’après
Eckstein et al. (1999).
84
Partie 2 ­ Introduction 1­3­2 Longévité foliaire et assimilation du carbone Une autre manière d’expliquer les variations de longévité foliaire entre plantes et
types d’habitat est de considérer les feuilles comme des organes assimilateurs de
carbone. En supposant que la capacité d’assimilation du carbone par les plantes
améliore leur capacité à se développer, survivre et se reproduire, i.e. leur fitness, la
sélection naturelle devrait favoriser les plantes dont la longévité foliaire conduit à la
meilleure assimilation du carbone dans des conditions environnementales
particulières (Chabot & Hicks, 1982). Cette approche a donné lieu à des modèles
introduisant des notions de coûts et de bénéfices en carbone et énergie. Kikuzawa
(1991) a formulé un modèle « coût-bénéfice » dans un premier temps pour des
environnements dépourvus de période défavorable. Dans ces conditions, Kikuzawa
postule qu’un arbre remplace ses feuilles pour maximiser son gain net de carbone
(Kikuzawa, 1991). Il suggère qu’il existe un temps optimal (topt) auquel une feuille
doit être remplacée, en raison de la diminution de sa capacité photosynthétique avec
le temps, par une nouvelle feuille à capacité photosynthétique supérieure. Ce topt peut
être calculé à partir de seulement trois termes qui sont la capacité photosynthétique
maximale de la feuille (A0), le coût de construction de la feuille (C) et la durée
nécessaire pour que la capacité photosynthétique de la feuille soit nulle (b)
(encadré 1).
Selon Kikuzawa, c’est l’assimilation nette cumulative de carbone par unité de
temps que la sélection naturelle tend à maximiser (Eqn 6, encadré 1). Le modèle
prédit qu’une feuille doit tomber et être remplacée quand cette fonction atteint un
maximum, c’est-à-dire quand sa dérivé première devient nulle (dg/dt = 0). Cette
condition se vérifie pour un temps topt:
t opt =
2bC
A0
Eqn 3
Le modèle prédit donc que dans des conditions où il n’y a pas de période
défavorable, la durée de vie des feuilles augmente d’autant plus que le coût de
construction des feuilles est fort et la capacité photosynthétique de la plante faible.
Une des particularités de ce modèle est de prédire que la chute des feuilles intervient
avant que leur capacité photosynthétique instantanée soit nulle (topt < b). Il fait
85
Longévité foliaire
également apparaître la notion de temps de remboursement (« payback time ») qui
correspond au ratio entre le coût de construction et la capacité photosynthétique
(C/A0). Le modèle prédit une augmentation de la durée de vie des feuilles avec
l’augmentation de ce ratio.
Le modèle a ensuite été généralisé aux environnements à période défavorable,
pendant laquelle l’assimilation nette cumulée de carbone diminue en raison des coûts
de maintenance des feuilles et de l’absence d’activité photosynthétique (Eqn 7,
encadré 1). Cette extension du modèle a pour objectif d’expliquer la dominance des
caractères décidu et sempervirent en fonction de la durée relative de la période
favorable (f). L’assimilation nette cumulée de carbone par unité de temps est calculée
en introduisant les coûts de maintenance par respiration (R) pendant la période
défavorable (1-f) (Eqn. 7). Cette extension du modèle prédit que les plantes peuvent
être soit décidues soit sempervirentes uniquement en faisant varier le paramètre f. Ce
modèle est le seul à prédire la distribution bimodale des espèces sempervirentes à
l’échelle de la planète (Givnish, 2002) (Fig. 2-4). Encadré 1
Modèle sans période défavorable
- Diminution linéaire de la capacité photosynthetique d’une feuille (A(t); Fig. 23A).
Eqn 4
- Assimilation nette cumulée de carbone réalisée par une feuille au cours de sa
vie (G(t) ; Fig. 2-3B).
Eqn 5
- Assimilation nette cumulée de carbone par unité de temps réalisée par une
feuille au cours de sa vie (Fig. 2-3C).
Eqn 6
Modèle avec période défavorable
Eqn 7
où f est la durée relative de la période favorable, R représente les coûts de
maintenance par respiration pendant la période défavorable (1-f). 86
Partie 2 ­ Introduction Fig. 2-3 Représentation graphique des trois fonctions du modèle de Kikuzawa (1991)
pour A0 = 10, b = 40 et C = 100. A- Assimilation nette instantanée d’une feuille (A(t),
Eqn. 4); B- Assimilation nette cumulée d’une feuille (G(t), Eqn. 5) ; C- Assimilation
nette cumulée par unité de temps (g(t), Eqn. 6).
Fig. 2-4- A Représentation schématique de l’assimilation nette cumulée de carbone
pour une feuille au cours du temps depuis sa naissance (t0). B- Comparaison de
l’assimilation nette cumulée de carbone d’un arbre sempervirent (trait plein) et d’un
arbre décidu (trait pointillé). C- Résultat de la simulation du modèle de Kikuzawa
(1991) montrant le pourcentage d’arbres sempervirents (noir) et décidus (blanc) en
fonction de la durée de la période favorable. Les arbres sempervirents dont la
longévité foliaire est inférieure à un an sont représentés en gris. D’après Givnish
(2002).
87
Longévité foliaire
1­3­3 Modèles d’optimisation de l’azote L’activité photosynthétique des feuilles peut être limitée par la disponibilité en
azote (Anten, 2005). En effet, une part importante de l’azote des feuilles est
incorporée dans des enzymes participant à la photosynthèse (Evans, 1989), si bien
qu’il existe une corrélation entre la teneur en azote des feuilles et leur capacité
photosynthétique (Reich et al., 1992; Warren & Adams, 2001; Hikosaka, 2004).
L’activité photosynthétique des feuilles diminue généralement avec l’âge soit en
raison d’une diminution de l’éclairement reçu, résultant de l’ombrage provoqué par le
développement de nouvelles feuilles ou de la végétation à proximité, soit en raison de
la sénescence et de l’endommagement des tissus foliaires par des pathogènes et
herbivores (Westoby et al., 2000). La mobilisation d’une part importante de l’azote
disponible pour la plante dans des feuilles âgées ou ombragées diminue par
conséquent le potentiel d’assimilation de la plante. Cet azote pourrait en effet être
contenu dans des feuilles jeunes avec une capacité photosynthétique supérieure et
donc participer à une plus grande assimilation de carbone. La quantité de carbone
assimilé par unité d’azote est appelée l’efficacité d’utilisation de l’azote pour la
photosynthèse (PNUE ; µmol C.mol N-1.s-1). Elle se calcule comme le ratio entre
l’assimilation nette de la feuille et la teneur en azote foliaire par unité de surface. A
l’échelle de la plante, le gain net de carbone peut donc être amélioré par une
distribution optimale de l’azote dans la canopée (Hikosaka, 2005).
La sénescence qui précède la chute foliaire s’accompagne de la remobilisation
d’une part de l’azote initialement contenue dans la feuille (Thomas & Stoddart, 1980).
Cet azote peut être stocké dans des organes de réserve, dans le bois ou directement
transféré vers les nouvelles feuilles. Franklin & Ågren (2002) ont proposé un modèle
d’optimisation du gain de carbone à l’échelle de la canopée couplant la longévité
foliaire et la résorption de l’azote. Selon ce modèle, la chute des feuilles doit
intervenir lorsque le gain de carbone effectué par la fraction d’azote résorbée et
transférée dans les nouvelles feuilles est supérieur au gain de carbone réalisé par les
vieilles feuilles (Franklin & Ågren, 2002). Cette condition est satisfaite quand la
PNUE des vieilles feuilles, exprimée en proportion de celle des nouvelles feuilles,
devient inférieure à la fraction d’azote résorbée lors de la chute des feuilles (RN)
(Escudero & Mediavilla, 2003) :
88
Partie 2 ­ Introduction PNUE old
< RN (voir l’encadré 2 pour le détail des calculs).
PNUE new
Ce modèle a été en partie validé sur plusieurs espèces sempervirentes
méditerranéennes puisque toutes les feuilles attachées avaient un ratio PNUE
old/PNUEnew
> RN (Escudero and Mediavilla 2003). Cependant, les conditions de
validation du modèle semblent dépendre de la disponibilité en azote dans le sol
(Oikawa et al., 2008).
Encadré 2
PNUE old =
Aold
N old
Eqn 1
Eqn 2
où PNUEold , Aold et Nold sont respectivement l’efficacité d’utilisation de l’azote
pour la photosynthèse (µmol.mol N-1.s-1), la quantité de carbone assimilée par
une vieille feuille (µmol.s-1) et la quantité d’azote dans les vieilles feuilles (mol).
PNUEres , PNUEnew , Ares et Nres sont respectivement l’efficacité d’utilisation de
l’azote pour la photosynthèse de l’azote résorbé et de l’azote dans les nouvelles
feuilles (µmol.mol N-1.s-1), la quantité de carbone assimilée à partir de l’azote
résorbé (µmol.s-1) et la quantité d’azote résorbée et transférée vers les nouvelles
feuilles lors de la chute (mol).
La chute des feuilles augmente la capacité d’assimilation de la canopée quand :
Eqn 3
à partir des équation 1, 2 et 3, on obtient :
Eqn 4
Eqn 5
PNUE old
< RN
PNUE new
Eqn 6
89
Longévité foliaire
1‐4 Variabilité de la longévité foliaire au niveau intra‐spécifique La longévité foliaire varie fortement entre formes de vie et groupes
taxonomiques. Elle est donc un trait en grande partie déterminé génétiquement et
propre à chaque espèce (Eckstein et al., 1999). Cependant, des différences
significatives de durée de vie des feuilles existent au niveau intra-spécifique
(Karlsson, 1992; Kikuzawa & Kudo, 1995; Eckstein et al., 1999). Les hypothèses
proposées pour expliquer ces différences au sein d’une même espèce dans les
conditions naturelles, sont essentiellement i) la disponibilité en nutriments et en eau
dans le sol (Shaver, 1981; Oikawa et al., 2005), ii) la durée de la période de
végétation et les conditions climatiques (Kikuzawa, 1991; Kikuzawa & Kudo, 1995),
iii) la durée et l’intensité de l’éclairement (Oikawa et al., 2006; Vincent, 2006), et iv)
l’âge des individus (Kikuzawa & Ackerly, 1999). L’étude de la variabilité intraspécifique de ce caractère en milieu naturel est néanmoins peu documentée. La
plupart des recherches ont été menées en conditions contrôlées ou semi-contrôlées
avec modification de certains paramètres environnementaux comme l’intensité
lumineuse (Hikosaka et al., 1994; Noodén et al., 1996; Weaver & Amasino, 2001;
Vincent, 2006) ou la disponibilité en azote (Reader, 1980; Shaver, 1981; Aerts, 1989;
Aerts, 1995b; Aerts & De Caluwe, 1995; Ono et al., 1996; Oikawa et al., 2005;
Oikawa et al., 2006; Kazakou et al., 2007; Oikawa et al., 2008). Au niveau intraspécifique, la variation de la longévité foliaire est fortement dépendante des
conditions de croissance des plantes qui peuvent accélérer ou retarder le processus de
sénescence foliaire.
1­4­1 Réponse de la longévité foliaire à la fertilisation azotée La réponse de la longévité foliaire à la fertilisation azotée semble varier d’une
espèce à l’autre. Selon les espèces et les études, un apport de fertilisant provoque une
diminution (Reader, 1980; Shaver, 1981; Shaver & Mellilo, 1984; Aerts, 1995b; Aerts
& De Caluwe, 1995; Kazakou et al., 2007) ou une augmentation (Reader, 1980; Aerts
& De Caluwe, 1995; Marschner, 1995; Ono et al., 1996; Thomas & De Villiers, 1996)
de la durée de vie des feuilles. Enfin, certaines espèces ne semble pas réagir de
manière significative à un apport d’azote (Aerts, 1995b). La diminution de la durée de
90
Partie 2 ­ Introduction vie des feuilles en réponse à la fertilisation a souvent été interprétée au regard du bilan
carboné de la plante. Un apport d’azote augmente généralement la teneur en azote et
la surface spécifique des feuilles (Kazakou et al., 2007), ce qui améliore la capacité
photosynthétique et de ce fait réduit le temps nécessaire au remboursement du coût de
construction de la feuille (voir modèle de Kikuzawa). Un autre effet de la fertilisation
azotée est l’augmentation de la surface foliaire par unité de surface de sol (LAI).
L’augmentation du LAI diminue l’éclairement des feuilles situées au bas de la
canopée provoquant une sénescence précoce chez ces feuilles (Oikawa, 2005).
L’augmentation de la longévité foliaire consécutive à la fertilisation des plantes est
généralement due à un retardement du syndrome de sénescence (Thomas & Stoddart,
1980). La plante trouve dans le sol suffisamment d’azote pour satisfaire sa croissance
et sollicite moins l’azote endogène contenu dans les feuilles plus âgées (Ono et al.,
1996). Ce type de réponse semble en contradiction avec le fait que les milieux
pauvres en azote sont généralement dominés par des plantes à longue durée de vie des
feuilles (Hikosaka, 2005). Ceci peut s’expliquer par le fait que les plantes qui vivent
dans des conditions de faible disponibilité en azote chronique ont une faible
productivité et ont de ce fait une demande en azote faible. En revanche, lorsqu’on
prive soudainement d’azote une plante productive, celle-ci augmente la remobilisation
de l’azote interne provoquant la chute des feuilles (Hikosaka, 2005).
1­4­2 Réponse de la longévité foliaire à l’éclairement Plusieurs études ont montré qu’une réduction de l’éclairement augmente la durée
de vie des feuilles (Ackerly & Bazzaz, 1995; Ono et al., 1996; Osada et al., 2001;
Weaver & Amasino, 2001; Vincent, 2006). Ceci peut s’expliquer par un
ralentissement de la croissance des plantes qui induit une diminution de la demande
en azote par les parties en croissance, ralentissant ainsi le processus de sénescence
(Ono, 1996 ; Oikawa, 2005). Un faible éclairement ralentit également le métabolisme
photosynthétique, ce qui retarde le vieillissement des feuilles (Vincent, 2006).
91
Longévité foliaire & Résorption
1‐5 Sénescence foliaire et résorption de l’azote L’azote est généralement un facteur limitant de la croissance, du rendement et/ou
de la qualité des plantes (Gastal & Lemaire, 2002). Ces dernières puisent l’azote dont
elles ont besoin dans le sol sous une forme plus oxydée (NO3-) que celle sous laquelle
il peut être incorporé (NH4+), entraînant des dépenses d’énergie pour la réduction.
Pour ces deux raisons, une bonne remobilisation de l’azote augmente la compétitivité
des plantes sauvages (Fischer, 2007).
Le recyclage des nutriments passe par deux principales étapes. Premièrement, la
dégradation des macromolécules qui composent les cellules par certaines enzymes
résultant d’une surexpression des gènes associés à la sénescence (SAGs) après
l’initiation du programme de sénescence par un signal externe ou interne.
Deuxièmement, une remobilisation des nutriments provenant de l’étape précédente,
des vieilles feuilles vers les nouvelles feuilles plus productives, ou vers les organes
reproducteurs ou de stockage.
Les chloroplastes sont toujours les premières structures touchées après le
déclenchement du syndrome de sénescence. Leur démantèlement s’accompagne de la
dégradation des pigments, des macromolécules de structure, de l’organisation des
thylakoïdes et des enzymes qui participent à la fixation du dioxyde de carbone dans le
stroma. Ces organites contiennent plus de 70% des protéines foliaires (Gan &
Amasino, 1997). Leur démantèlement libère donc une grande quantité d’azote
facilement transportable sous forme de glutamine ou d’asparagine (BuchananWollaston, 1997). La dégradation des thylakoïdes relâche aussi des lipides qui
peuvent être réutilisés par le biais des ß-oxydation, du cycle du glyoxylate ou de la
néoglucogénèse (Gut & Matile, 1988). La principale voie de transport des nutriments
des feuilles sénescentes vers les organes puits est le phloème (Atkins, 2000; Tilsner et
al., 2005). De nombreuses études utilisant des approches expérimentales différentes
ont montré que tous les macroéléments à l’exception du calcium (i.e. N, P, K, S et
Mg) sont généralement très mobiles dans le phloème, alors que les microéléments à
l’exception du manganèse (i.e. Fe, Zn, Cu, B, Mo, Cl et Ni) le sont généralement peu
(Marschner, 1995). Par conséquent, la concentration des éléments très mobiles dans le
phloème tend à diminuer dans la feuille au cours de la sénescence, alors que les
92
Partie 2 ­ Introduction éléments peu mobiles, comme le calcium tendent à s’accumuler au cours de leur vie
(Killingbeck, 2004).
Grâce au mécanisme de résorption, la croissance des pousses annuelles est
soutenue par deux sources de nutriments : une source exogène, le sol, dans lequel la
plante prélève les nutriments grâce à son système racinaire et une source endogène,
contenue dans les organes de stockage et rendue disponible par l’ensemble des
processus cataboliques associés au mécanisme de résorption. L’efficacité de
résorption de l’azote varie en fonction de facteurs internes, comme la distribution de
l’azote dans la fraction soluble ou insoluble des cellules, la composition chimique de
la feuille, la vitesse d’exportation des composés solubles dans le phloème, et en
fonction de facteurs externes comme les conditions climatiques (Eckstein et al.,
1999). Cependant, l’efficacité de résorption des nutriments reste limitée physiquement
car une partie plus ou moins importante des nutriments est contenue dans des
composés structuraux et n’est par conséquent pas ou peu remobilisable. De ce fait, on
n’observe pas de différence nette de ce trait entre espèces et types d’habitat (Aerts,
1996; Eckstein et al., 1999; Wright & Westoby, 2003).
1‐6 Equilibre entre résorption et prélèvement des nutriments
Wright & Westoby (2003) ont proposé un modèle théorique dans lequel les
contributions relatives des nutriments résorbés et prélevés dans le sol pour la
croissance des nouveaux tissus dépendent des coûts de leur résorption et de leur
prélèvement dans le sol. Dans ce modèle, le coût d’acquisition des nutriments par le
prélèvement racinaire est d’autant plus élevé que le sol est pauvre (Fig. 2-5). Le coût
de la résorption est quant à lui d’autant plus élevé que les nutriments remobilisés sont
contenus dans un pool peu accessible. L’équilibre entre les deux sources de
nutriments (résorption et prélèvement) pour la croissance des pousses se situe aux
points d’intersection entre les courbes qui décrivent les coûts d’acquisition des
nutriments depuis les deux sources. Dans le premier cas de figure (Fig. 2-5A), où les
coûts de résorption sont les mêmes quelle que soit la disponibilité en nutriments dans
le sol, l’équilibre entre les deux sources se fait pour une résorption proportionnelle
plus élevée pour les plantes des milieux pauvres car le coût du prélèvement y est plus
important. Dans le deuxième cas de figure (Fig. 2-5B), les coûts de résorption
93
Longévité foliaire & Résorption
augmentent plus rapidement dans les milieux pauvres. En effet, les feuilles des
espèces de milieux peu fertiles ont généralement des teneurs en nutriments inférieures
à celles des milieux riches. Par conséquent, elles puisent rapidement dans des pools
peu accessibles lors de la résorption. Dans ce cas, l’équilibre entre les deux sources de
nutriments est le même pour les deux types d’habitats. Dans les deux situations, le
modèle prédit que la teneur en nutriments des feuilles sénescentes (« resorption
proficiency ») est inférieure dans les habitats pauvres.
Une des conséquences de ce modèle est qu’en réponse à une faible disponibilité
en nutriments dans le sol, la chute des feuilles pourrait être accélérée afin
d’approvisionner les nouveaux tissus en nutriments dont l’acquisition dans le sol est
trop coûteuse.
Fig. 2-5 Modèle de Wright & Westoby (2003) dans lequel la proportion de nutriments
résorbés vs prélevés dans le sol pour la production des nouvelles feuilles dépend de
leurs coûts d’acquisition respectifs. Les flèches indiquent le seuil au-delà duquel
l’acquisition des nutriments par le prélèvement racinaire devient moins coûteuse que
celle par la résorption, pour un habitat donné. (a) Cas de figure où la courbe du coût
de résorption a la même forme dans les habitats pauvres (LN) et riches (HN) en
éléments nutritifs. (b) Cas de figure où l’augmentation du coût de résorption est plus
rapide dans les habitats pauvres (LN) en éléments nutritifs, si bien que les flèches se
trouvent à la même proportion de nutriments résorbés.
94
Partie 2 ­ Introduction 1‐7 Objectifs Comme nous l’avons vu, une importante quantité de données portant sur la
variabilité de la longévité foliaire entre espèces a été accumulée ces dernières années
à travers le monde. Les données concernant les variations intraspécifiques de ce
caractère en milieu naturel sont en revanche beaucoup plus rares.
Cette partie est consacrée à l’étude de la variabilité intraspécifique de la durée de
vie des feuilles en milieu naturel. Plus précisément, nous désirons identifier et
comprendre les mécanismes à l’origine d’une telle variabilité sur une espèce
sempervirente caractéristique de l’étage subalpin pyrénéen : Rhododendron
ferrugineum. Cette recherche nécessite l’identification de facteurs biotiques ou
abiotiques susceptibles d’exercer une pression sur les individus suffisante pour
induire une modification de leur longévité foliaire. Plusieurs études ont montré que la
teneur en azote dans le sol affecte d’autres caractéristiques que la productivité des
plantes comme le développement racinaire (Sattelmacher et al., 1990; Robinson,
1994; Marschner, 1995; Zhang & Forde, 2000), la surface spécifique (Kazakou et al.,
2007) ou encore la longévité des feuilles (Aerts, 1989; Aerts & De Caluwe, 1995;
Ono et al., 1996; Thomas & De Villiers, 1996; Ono et al., 2001; Kazakou et al.,
2007). Nous accorderons donc une attention particulière à ce caractère.
Les principaux objectifs de cette partie sont :
1. évaluer la disponibilité en azote dans le sol de deux sites dans lesquels les
durées de vie des feuilles de R. ferrugineum sont différentes.
2. quantifier ces différences de longévité foliaire interpopulationnelles sur une
échelle spatiale restreinte.
3. identifier les mécanismes à l’origine de cette variabilité.
4. déterminer les conséquences des différences de longévité foliaire sur
l’acquisition et la gestion des ressources. Si ces variations de la longévité des
feuilles d’un site à l’autre résultent de pressions environnementales
différentes, on peut penser que l’ajustement de ce caractère participe à
l’optimisation des ressources et éventuellement améliore la fitness des
individus. Nous évaluerons les conséquences des différences de longévité des
feuilles sur la capacité des arbustes à conserver les éléments, principalement
l’azote, d’une part et à fixer le CO2 d’autre part.
95
Description des sites d’étude
2­ Description des deux sites d’études
Les deux sites (A et B) sont situés dans le cirque moyen du vallon d’Estaragne
(Fig. 2-6). L’altitude moyenne du premier est d’environ 2100 m et celle du second
2160 m. Les profils et la disponibilité en azote minéral des sols ont été étudiés dans
les deux sites.
Fig. 2-6 Localisation des deux sites dans le vallon d’Estaragne (source : Google
Maps).
2‐1 Matériels et méthodes 2­1­1 Description et analyses multi­élémentaires des sols
•
Echantillonnage Sur chaque site, un transect diagonal est tracé, sur lequel quatre fosses
pédologiques sont creusées pour le site A et trois pour le site B. Les horizons de sol
sont distingués visuellement par analyse de leur couleur et de leur structure. Un
échantillon de terre fraiche est prélevé dans chaque horizon et dans chaque fosse à
l’aide d’une spatule en téflon et d’un couteau à lame en céramique. Ces échantillons
sont stockés dans des flacons en polypropylène et transportés au laboratoire où ils
sont séchés à l’étuve pendant 24 heures à 115°C, puis broyés (Ø < 80µm) dans un
broyeur à bol en agate. La poudre obtenue est stockée dans des tubes en
96
Partie 2 – Chapitre 2 polypropylène préalablement lavés à l’acide nitrique (HNO3 1N). Les échantillons
sont ensuite préparés avant les analyses multiélémentaires.
•
Préparation des échantillons La dissolution totale des éléments est essentielle pour obtenir des résultats
analytiques justes. Elle est réalisée par une succession d’attaques acides en salle
blanche. Environ 100 mg de poudre de chaque échantillon sont déposés dans un
réacteur en téflon (Savillex®). Les attaques acides se déroulent de la manière
suivante:
1. Une première oxydation de la matière organique en présence de 1 mL de H2O2
à température ambiante pendant 24 heures.
2. Une première attaque acide par 1 mL de HNO3 bi-distillé pendant 24 heures
sur plaque chauffante à 80°C, suivie de l’évaporation complète de la solution.
3. Une deuxième attaque acide par 2,4 mL d’un mélange équimolaire HF/HNO3
pendant 24 heures sur plaque chauffante à 80°C, suivie de l’évaporation
complète de la solution.
4. Une dernière attaque par 30 gouttes d’un mélange HCl/HNO3 pendant 24
heures sur plaque chauffante à 115°C, suivie de l’évaporation complète de la
solution.
Le résidu sec est pesé et dissous dans 10 mL de HNO3 bi-distillé (10%). La
solution est ensuite diluée avec une solution de HNO3 (2%) d’un facteur 3000 en vue
des analyses élémentaires.
Les dosages du Ca, Mg, K et Na dans les échantillons de sol ont été réalisés par
spectrométrie d’absorption atomique (SAA) au LMTG (Toulouse). Le dosage des
éléments « traces » a été réalisé au LMTG (Toulouse) par spectrométrie de masse à
plasma à couplage inductif (ICP-MS ; 7500 CE-Agilent Technologies).
Les méthodes analytiques utilisées sont détaillées en annexe.
97
Description des sites d’étude
2­1­2 Disponibilité en azote dans les deux sites Nous avons utilisé les deux méthodes généralement pratiquées pour établir des
diagnostics de fertilité des sols : des analyses chimiques sur le sol et sur la
végétation dans le but d’établir un lien avec le rendement ou la croissance des
cultures (Marschner, 1995). Le pool d’azote minéral dans le sol potentiellement
utilisable par les plantes a été évalué par i) l’utilisation de membranes échangeuses
d’ions placées in situ, ii) l’extraction de l’azote minéral d’échantillons de sol et iii)
l’étude du niveau de nutrition azotée des plantes des deux sites par la méthode des
« courbes de dilution » de l’azote (Salette & Lemaire, 1981).
a) Membranes échangeuses d’ions
L’utilisation de membranes échangeuses d’ions ne permet pas de quantifier avec
précision les quantités de cations et d’anions azotés disponibles pour les plantes. En
revanche, celles-ci se révèlent utiles pour comparer les pools d’azote minéral présents
dans la solution du sol de plusieurs sites. En effet, ces membranes retiennent les ions
qui se trouvent dans leur environnement immédiat. La quantité d’ions azotés qui s’y
fixent est le résultat de nombreux processus biologiques (ammonification,
nitrification, organisation de l’azote minéral) et physico-chimiques (processus
d’adsorption et désorption sur les composés humiques et les argiles du sol, lessivage,
diffusion etc.) qui ont lieu dans le sol de manière continue. Les informations qu’elles
apportent intègrent un grand nombre de processus pédologiques et permettent de
comparer l’environnement racinaire et la disponibilité en azote minéral pour les
plantes dans différents habitats.
Les membranes doivent être positionnées dans la zone de prélèvement des plantes
pour une durée limitée afin de ne pas atteindre leur capacité de fixation maximale
(saturation).
Environ 15 jours après le déneigement (mi-juin), deux membranes de 7,5 cm2 (5
x 1,5 cm), une fixatrice de cations (NH4+) et une fixatrice d’anions (NO3-), sont
positionnées dans la rhizosphère de 20 arbustes sélectionnés dans chaque population.
Le couple de membranes est placé à environ 15 cm de profondeur et avec une
98
Partie 2 – Chapitre 2 inclinaison de 45º par rapport à la verticale. Les membranes sont déterrées deux mois
plus tard, peu de temps après le pic de minéralisation de l’azote organique (Pornon et
al., 2007) et transportées au laboratoire. Les particules de sol sont enlevées des
membranes à l’aide d’un pinceau avant de procéder à l’extraction des ions fixés.
L’extraction est réalisée par immersion et agitation des membranes pendant 30
minutes dans une solution aqueuse de KCl (2M). Les ions K+ et Cl- présents en
grande quantité dans la solution monopolisent tous les sites de fixation cationiques et
anioniques des membranes et permettent ainsi la libération des ions NH4+ et NO3dans la solution, lesquels sont ensuite dosés par colorimétrie en flux continu (Traacs
2000, Bran+Luebbe, Allemagne) par la réaction de Griess-Ilosvay pour le nitrate et la
réaction de Berthelot modifiée utilisant le salicylate et le dichloroisocyanurate pour
l’ammonium.
b) Dosage de l’azote minéral du sol
•
Echantillonnage Sur le terrain, neuf zones de 50 m2 sont délimitées dans chaque population. Dans
chacune d’elles, cinq colonnes de sol (h = 20 cm, Ø = 8 cm) sont prélevées et
mélangées. Tous les échantillons de sols ainsi obtenus sont tamisés frais (maille de 2
mm), de manière à ne conserver que la fraction utile du sol et à retirer le maximum de
racines. L’humidité relative des sols est ensuite ajustée à 70% de la capacité au champ
(HCC) avec de l’eau déminéralisée, ce qui correspond à 0,57 g H2O/g de sol sec en
moyenne pour les deux populations. Chaque échantillon de sol est homogénéisé et
partagé en deux sous-échantillons, de manière à avoir deux réplicas pour chaque zone
de prélèvement. Les sols sont ensuite conservés au frais et à l’obscurité pendant deux
semaines avant l’extraction.
• Extraction et dosage L’équivalent de 70 g de sol sec est prélevé et versé dans un sachet étanche auquel
on ajoute 200 ml de KCl (1 M). Le mélange est agité pendant 30 mn puis laissé à
décanter pendant quelques heures. Le surnageant est ensuite récupéré, centrifugé à 10
000 tr.min-1 pendant 5 mn et filtré (filtres plissés standards A.D.L Prochilab, France).
Le filtrat est conservé dans un tube en polypropylène au congélateur à -18º C jusqu’au
99
Description des sites d’étude
dosage des ions NH4+ et NO3- par colorimétrie en flux continu (Traacs 2000,
Bran+Luebbe, Allemagne) par les réactions de Griess-Ilosvay (NO3-) et de Berthelot
modifiée utilisant le salicylate et le dichloroisocyanurate (NH4+).
c) Utilisation des courbes de dilution de l’azote
Les déficiences en nutriments n’ont souvent pas de symptômes visuels
(Marschner, 1995). Ceci est particulièrement vrai pour les espèces annuelles ou
pérennes de milieux pauvres qui ajustent leur croissance à la disponibilité du
nutriment le plus limitant et qui, par conséquent ne développent pas de symptômes
visuels de carences (Chapin, 1980; Chapin III, 1983). Le dosage de certains
nutriments dans les tissus des plantes parallèlement à des mesures du taux de
croissance de la végétation se révèle alors utile pour diagnostiquer d’éventuelles
carences.
•
Principe Le niveau de nutrition azotée des plantes peut être évalué par la méthode des
« courbes de dilution » développée par Salette & Lemaire (1981). Cette méthode
repose sur une loi de dilution de l’azote dans la matière sèche aérienne produite par
les plantes du type :
N% = α ⋅ (BA)− β
où α représente la teneur en azote des parties aériennes lorsque la production de
matière sèche atteint 1 t.ha-1 et β représente un coefficient de dilution de l’azote. Cette
équation traduit une diminution non linéaire de la teneur en azote (N%) des parties
aériennes avec l’augmentation de matière sèche produite (BA). Cette relation entre
N% et BA peut être considérée comme un phénomène général pour les cultures
végétales (Gastal & Lemaire, 2002) puisqu’elle est identique pour de nombreuses
espèces cultivées (Greenwood & Barnes, 1978; Lemaire & Salette, 1984; Cruz &
Lemaire, 1986; Greenwood et al., 1990). D’une manière générale, on considère que le
niveau de nutrition des plantes est mieux reflété par le contenu en nutriments des
feuilles que des autres organes (Marschner, 1995).
100
Partie 2 – Chapitre 2 La disponibilité en azote dans le sol a une influence sur le prélèvement d’azote
par les plantes et par conséquent sur leur croissance. L’accroissement de la
disponibilité en azote dans le sol se traduit par une augmentation simultanée de la
croissance et de la teneur en azote des pousses pour une date donnée (Fig. 2-7).
Fig. 2-7 Schéma des courbes de
dilution de l’azote dans la biomasse
aérienne ; N1, N2, N3 et N4
représentent des niveaux d’offre
d’azote par le sol croissants
(d’après (Cruz & Lemaire, 1986).
Il a été montré qu’en condition d’azote non limitant, les courbes correspondant au
niveau de nutrition azotée (N%=f(BA)) étaient relativement identiques entre lieux,
années et pour différents génotypes de graminées (Lemaire & Salette, 1984). Dans ces
conditions, un enrichissement en azote dans la plante sans augmentation de croissance
peut avoir lieu. Cela indique le niveau à partir duquel les conditions de nutrition
azotée sont non limitantes de la production de matière sèche. Cette situation est
illustrée par le passage du niveau N3 au niveau N4 sur la figure 2-7. On appelle la
concentration critique en azote (N%critical), la concentration minimale en azote du
couvert végétal requise pour qu’il réalise son taux de croissance maximal (Greenwood
et al., 1991). La distance entre la concentration en azote de la biomasse aérienne
(N%) mesurée et la concentration critique (N%critical) pour la même matière sèche
aérienne produite, indique le déficit ou l’excès de nutrition azotée (Gastal & Lemaire,
2002). On peut déterminer un indice de nutrition azoté (INN) à l’aide de l’équation :
INN(%) =
%N éch
×100
%N critical
Le concept de N%critical (Fig. 2-8) est utilisé en agronomie pour évaluer le niveau
de nutrition azotée des cultures et permet de diagnostiquer des conditions sub-
101
Description des sites d’étude
optimales ou supra-optimales de fourniture en azote par le sol (Gastal & Lemaire,
2002).
Fig. 2-8 Courbe de concentration en azote critique : principe. D’après Gastal &
Lemaire (2002)
•
Echantillonnage et dosage Dans les pelouses subalpines, la végétation herbacée produit généralement la
totalité de sa biomasse aérienne annuelle avant la fin du mois de juillet. A la fin du
mois de juillet, trois transects parallèles, espacés de dix mètres sont tracés
perpendiculairement à la pente dans chaque site. Sur chaque transect, la végétation
herbacée est récoltée sur cinq quadrats (0,40 x 0,40 m) posés tous les dix mètres, puis
séchée pendant 48 heures à 55º C. Les Fabaceae (essentiellement Trifolium alpinum)
sont pesées séparément tandis que le reste de la végétation est pesé, puis broyé en fine
poudre (< 10 µm) pour mesurer la teneur en azote total (analyseur carbone-azote,
Model NA 1500, Carbo Erba, Milan, Italy).
2­1­3 Productivité des landes à Rhododendron ferrugineum Dans chaque site, plusieurs traits relatifs à la productivité des landes à R.
ferrugineum ont été mesurés pendant deux années. La longueur des pousses
annuelles et le nombre de feuilles par pousse ont été mesurés sur trois rameaux par
arbuste sur 20 arbustes adultes et 20 arbustes juvéniles par population. La masse des
nouvelles pousses, le nombre de branches et la production de fleurs des arbustes
102
Partie 2 – Chapitre 2 ont été mesurés après la période de croissance (mi-août) dans des quadrats de 25 cm
de côté pour les deux populations.
2‐2‐ Résultats & Discussion 2­2­1 Analyse des profils des sols •
Site A Le site A est caractérisé par un sol ocre podzolique à horizon organique de
profondeur, semblable à ceux décrits par Remaury (2000) sur le vallon d’Estibère. Il
comprend un horizon A1 très noir de type Moder, très humifié, et un horizon B de
couleur ocre vif ou rouille parsemé de plages d’humus irrégulières brunes
(Duchaufour, 1965). Dans notre site, le profil est constitué par la succession
d’horizons A, A/E, B1, B1’ et B2 (voir annexes).
•
Site B Le sol du site B est un sol ocre podzolique nettement moins évolué que celui du
site A. Le profil est caractérisé par la présence de seulement trois horizons A, B1 et
B2 bien moins différenciés que sur le site A (voir annexes).
2­2­2 Analyses chimiques Le sol du site A se distingue de celui du site B par de plus faibles teneurs en Ca et
Na et une teneur en K légèrement supérieure sur l’ensemble du profil (Fig. 2-9). La
variabilité des concentrations entre réplicas d’un même site est très faible dans tous
les horizons, notamment ceux de surface, à l’exception de l’horizon B1 situé à
environ 35 cm de profondeur. Le profil s’enrichit légèrement en éléments avec la
profondeur. Le caractère illuvial de l’horizon B1 est particulièrement marqué pour le
Ca et le Na dans les deux sites et pour le Mg dans le site A.
Sur les deux sites, Al et Fe sont légèrement plus concentrés dans les horizons
profonds (Fig. 2-9). Dans le site A, on constate une accumulation importante de Zn et
103
Description des sites d’étude
Cu dans les horizons B. Cette accumulation est caractéristique des sols podzoliques
dans lesquels ces deux éléments proviennent d’une altération acide intense des
minéraux primaires et d’un entraînement de complexes organo-minéraux pseudosolubles en provenance de l’horizon A1 (Duchaufour, 1965).
104
Partie 2 – Chapitre 2 Figure 2-9 Concentrations en éléments dans le profil du sol des sites A (●) et B (○).
105
Description des sites d’étude
2­2­3 Disponibilité de l’azote in situ Les membranes indiquent que la solution du sol du site B contient plus de deux
fois plus de N-NO3- que celui du site A (Fig. 2-10). En revanche, le sol du site A
contient près de trois fois plus de N-NH4+ que celui du site B. En conséquence, le
ratio N-NO3-/N-NH4+ est bien plus élevé dans le site B (22) que dans le site A (3,5).
Globalement, le sol du site B semble être plus riche que celui du site A puisqu’il
contient près de 95% d’azote minéral en plus. Cette différence est cependant
marginalement significative (test de Wilcoxon, W = 122, P = 0,09) en raison d’une
forte dispersion des valeurs indiquant une importante hétérogénéité du sol à l’intérieur
de chaque site.
Les quantités d’azote minéral par kilogramme de terre sèche (TS) sont 29,3 et
37,45 mg/kg TS, respectivement pour le site A et le site B. Des concentrations du
même ordre de grandeur (25-55 mg.kg-1) ont été mesurées à l’étage subalpin dans le
massif des Alpes (Robson et al., 2007). Ces résultats mettent en évidence les mêmes
tendances principales que ceux obtenus avec les membranes échangeuses d’ions : 1)
les teneurs en azote à l’intérieur de chaque site sont hétérogènes ; 2) les teneurs en
azote minéral du sol tendent à être supérieures dans le site B.
Fig. 2-10- A Concentrations en azote nitrique (N-NO3-) et ammoniacal (N-NH4+) des
solutions d’extraction des membranes échangeuses d’ions dans les deux sites d’études.
Chaque valeur est la moyenne de 20 mesures (+ écart-type). - B Teneurs en azote
minéral dans le sol des deux sites. Chaque valeur est la moyenne (+ écart-type) de 18
mesures faites sur neuf échantillons de sol.
106
Partie 2 – Chapitre 2 2­2­4 Nutrition azotée des plantes
Les pelouses des deux sites sont essentiellement composées de gispet (Festuca
eskia) et de nard raide (Nardus stricta), et en bien moindre proportion de trèfle alpin
(Trifolium alpinum). La biomasse aérienne totale (BA) de la pelouse ainsi que la
masse de trèfle par unité de surface sont significativement supérieures sur le site A
(respectivement W = 190,5 ; P < 0,001 et W =1 82 ; P < 0,01 - Tableau 2-1). En
revanche, la teneur en azote dans les parties aériennes des poacées est en moyenne
plus importante sur le site B (W = 19,5 ; P = 0,02). Ainsi, malgré la différence de
rendement des pelouses, la quantité d’azote par m2 de poacées est similaire sur les
deux sites (W = 142, P = 0,23 - Tableau 2-1). Malgré des différences de productivité
et de teneur en azote, les pelouses des deux sites ont des indices de nutrition azoté
(INN) moyens équivalents (Tableau 2-1). Selon les quadrats, l’INN oscille entre 31%
et 59% pour le site A et 26% et 56% pour le site B. Ces valeurs sont proches (BrauNogué, 1996) ou inférieures (Robson et al., 2007) à celles de pelouses d’alpages non
fertilisées dans les Alpes. Un modèle du type N%= α BA–β, comme proposé par
Lemaire & Salette (1984), décrit mieux la relation entre la teneur en azote et la
biomasse aérienne des plantes qu’une relation linéaire (Fig. 2-11). On constate une
différence très importante entre la courbe de référence (Ncrit) ajustée pour les pelouses
en conditions d’azote non limitant et la courbe ajustée avec nos valeurs. Cette
différence suggère soit, comme les INN l’indiquent, que la croissance des plantes
herbacées qui composent ces pelouses est sévèrement limitée par la disponibilité en
azote, soit que la courbe de référence n’est pas adaptée aux pelouses des milieux
subalpins. En effet, les espèces d’altitude sont intrinsèquement peu productives et
l’apport de fertilisant azotée dans ces milieux pourrait ne pas augmenter leur teneur en
azote et/ou leur productivité de manière significative, en raison d’une incapacité à
prélever de grandes quantités d’azote (Marty et al., 2009). Pour ces habitats, les
valeurs de %Ncritical pourraient de ce fait être inférieures et par conséquent, les valeurs
d’INN de nos quadrats supérieures. Il semble que dans le site B, le rendement des
pelouses soit limité par un autre facteur que l’azote puisque les poacées ont tendance
à le concentrer plutôt qu’à augmenter leur biomasse aérienne (Tableau 2-1). Malgré
des indices de nutrition azotée faibles dans les deux sites, nos résultats suggèrent qu’il
existe d’autres facteurs qui limitent la croissance des plantes dans ces milieux.
107
Description des sites d’étude
Tableau 2-1 Caractéristiques de la végétation herbacée des deux sites.
Site
BA totale
(g.m-2)
INN (%)
Teneur en N
Masse N
BA poacées BA poacées
(%)
(g.m-2)
A
214,0
22,67
1,61
3,02
40,9
± 42,9 a
± 12,32 a
± 0,37 a
± 0,61 a
± 8,0 a
B
153,2
7,40
1,83
2,63
42,4
± 59,1 b
± 7,10 b
± 0,36 b
± 0,90 a
± 8,7 a
Les valeurs (moyennes ± écart-types, n = 15) qui ne partagent pas la même
lettre sont significativement différentes au seuil P < 0,05 (Test des rangs de
Wilcoxon). BA : Biomasse aérienne ; INN : Indice de Nutrition Azotée
BA trèfle
(g.m-2)
Fig. 2-11 Courbe de dilution de l’azote dans la biomasse aérienne des poacées. La
courbe de dilution pour les espèces C3 en conditions de nutrition azotée non limitante
(Lemaire & Gastal, 1997) est représentée en pointillée. La courbe de dilution pour les
poacées (N%= α BA-β) des deux sites d’étude est représentée en trait plein. Les
valeurs des paramètres ajustées par le modèle sont α =1,93 (P < 0,001) et β = 0,24 (P
= 0,04). Symboles : ○ Site A ; ● Site B.
108
Partie 2 – Chapitre 2 2­2­5 Productivité des landes à R. ferrugineum dans chaque site •
Longueur des pousses annuelles Une analyse de variance (Tableau 2-2) met en évidence des effets significatifs de
la population et de l’année sur la longueur des pousses annuelles pour les arbustes
adultes, et uniquement un effet de la population pour les arbustes juvéniles (moins de
10 ans). La longueur des pousses est moins variable d’une année sur l’autre chez ces
derniers dans les deux populations. Elle est aussi significativement plus importante
dans la population B, aussi bien pour les arbustes adultes que juvéniles (Fig. 2-12).
Tableau 2-2 Résultat de l’analyse de variance de la longueur des pousses
pour les arbustes adultes (A) et les arbustes juvéniles (B).
ASources de variation
Population
Année
Arbustes
Résidus
BPopulation
Année
Arbuste
Résidus
•
Df
1
1
1
476
SS
607
6876
317
53273
F
5,42
61,44
2,83
P
0,02 (**)
< 0,001 (***)
0,09 (n.s.)
1
1
1
356
4407,9
0,5
31,9
23349,6
67,20
0,0073
0,48
< 0,001 (***)
0,93 (n.s.)
0,48 (n.s.)
Nombre de feuilles produites par pousse Le nombre de L0 produites par pousse est en moyenne similaire dans les deux
populations pour les quatre années de comptage (Fig. 2-13). La très faible production
de L0 dans la population B au cours de l’année 2007 est due à des épisodes de gel
tardifs qui ont causé la mort de nombreux bourgeons axillaires avant le débourrement.
De ce fait, les bourgeons caulinaires se sont développés. Ces derniers produisant
généralement un nombre de L0 inférieur aux bourgeons axillaires, les pousses du site
B ont donc produit en moyenne moins de L0 que celles du site A.
109
Description des sites d’étude
Fig. 2-12 Longueurs moyennes des pousses dans les deux populations après la
période de croissance pour des arbustes adultes (A) et juvéniles (B). Chaque valeur
est la moyenne (+ écart-type) de 60 mesures (20 arbustes x 3 branches). (*) P < 0,05 ;
(***) P < 0,001 ; (n.s.) P > 0,05 ; test des rangs de Wilcoxon.
Fig. 2-13 Nombres moyens de feuilles produites par rameau chaque année dans les
populations A (barres noires) et B (barres blanches). Les valeurs sont les moyennes (+
écart-types) de 60 mesures (20 arbustes x 3 rameaux).
(n.s) P > 0,05 ; (*) P < 0,05 ; (***) P < 0,001 ; test-t de Student après logtransformation des données.
110
Partie 2 – Chapitre 2 •
Productivité des arbustes
La productivité est significativement supérieure (P = 0,03; test-t de Student) dans
la population B (Fig. 2-14). La plus forte productivité des arbustes de la population B
est essentiellement due à la plus grande longueur des pousses et à une masse foliaire
légèrement supérieure.
Fig. 2-14 Production de biomasse foliaire par les arbustes au cours de la période de
végétation 2008. Les valeurs (moyennes + écart-types, n= 12) sont significativement
différentes (P = 0,03; test-t de Student).
•
Investissement des arbustes dans la reproduction Le nombre de fleurs par inflorescence ainsi que la masse de chaque fleur sont
significativement plus élevés dans la population B que dans la population A (Tableau
2-3). Le nombre de fleurs par inflorescence semble fortement variable d’une année
sur l’autre (respectivement -37% et -18% pour les populations A et B entre 2006 et
2007). Le nombre d’inflorescences par m2 est lui aussi fortement variable d’une année
sur l’autre (multiplié par 3 entre 2006 et 2007 dans la population A). Sur les deux
années de mesures, il est nettement supérieur dans la population B même si la
différence n’est significative que pour l’année 2006. Finalement, l’investissement des
arbustes dans la production de fleurs est largement supérieur dans la population B où
le nombre de fleurs est jusqu’à 2,7 fois plus élevé que dans la population A.
111
Description des sites d’étude
Tableau 2-3 Investissement des arbustes des deux populations dans la
reproduction au cours des périodes de végétation de 2006 et 2007.
2006
2007
PA
PB
PA
PB
Nombre de
7,76
10,37
4,84
8,44
fleurs.inflorescence-1
± 1,36 a
± 2,34 b
± 0,95 a
± 1,61 b
Masse sèche/fleur
10,46
13,59
(mg)
± 1,58 a
± 2,00 b
73,88
150,55
211,20
194,40
Nombre
± 34,62 a
± 53,89 b
± 112,97 a
± 82,12 a
d’inflorescences.m-2
586,48
1576,11
992,48
1638,24
Nombre de fleurs.m-2
± 335,55 a
± 662,87 b
± 516,66 a
± 805,85 b
Les valeurs (moyennes ± écart-types) qui ne partagent pas les mêmes lettres sont
significativement différentes au seuil de P < 0,05 (test-t de Student après logtransformation des données).
112
Partie 2 – Chapitre 2 2‐3‐ Conclusion Les sols des deux sites sont tous deux des sols podzoliques caractérisés par un
horizon organique à environ 35 cm de profondeur. Cependant, l’étude des profils de
chaque site témoigne d’un degré d’évolution supérieur sur le site A, caractérisé
notamment par i) la présence d’un horizon éluvial (A/E), ii) une forte accumulation de
Zn et Cu dans les horizons B, et iii) une différentiation beaucoup plus nette des
horizons A et B. La fraction utile du sol (Ø < 2 mm) du site A contient aussi deux fois
plus de Ca et Na que celle du site B.
La disponibilité en azote pour les plantes des deux sites a été évaluée par la
combinaison de deux approches complémentaires : des analyses chimiques sur le sol
et l’étude du niveau de nutrition des plantes. Les membranes échangeuses d’ions et le
dosage de l’azote minéral in situ indiquent, malgré beaucoup de variabilité à
l’intérieur de chaque site, que le sol du site B est plus riche en azote minéral que celui
du site A. Ce résultat tend à être confirmé par la plus forte productivité des arbustes
dans le site B. En revanche, la pelouse dans ce site est significativement moins
productive que celle du site A. Cependant, comme la teneur en azote de la pelouse du
site B est supérieure à celle du site A, les deux pelouses ont des INN similaires (ca.
40%). Ces indices sont faibles et suggèrent de ce fait que leur productivité est limitée
par la disponibilité en azote. Pourtant, la pelouse du site B, c’est-à-dire celle où la
concentration en azote minéral dans le sol est supérieure, est moins productive et
concentre l’azote dans ses parties aériennes, ce qui suggère que la croissance de la
pelouse sur ce site n’est pas limitée uniquement par la disponibilité en azote.
113
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
3­ Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses en relation avec la disponibilité en azote et la longévité foliaire chez Rhododendron ferrugineum 3‐1 Résumé Chez les plantes sempervirentes, deux sources d’azote participent à la croissance
des nouvelles feuilles : une source endogène (résorption de l’azote contenu dans les
vieilles feuilles et le bois) et une source exogène (prélèvement racinaire). La variation
des contributions relatives de ces deux sources en fonction de la disponibilité en azote
dans le sol et les conséquences sur la durée de vie des feuilles (LLS) ont peu été
étudiées à l’échelle de l’espèce.
Dans ce chapitre, nous étudions deux populations de l’arbuste sempervirent
Rhododendron ferrugineum caractérisées par des LLS différentes. La disponibilité en
azote dans le sol et la résorption de l’azote des différentes cohortes foliaires ont été
étudiées dans chaque population. Les flux d’azote des vieilles feuilles vers les
différents compartiments des plantes (racines, tiges et nouvelles feuilles) ont aussi été
étudiées à l’aide de la technique du marquage au 15N. L’effet du développement des
organes puits sur la LLS et la résorption a été évalué par la suppression des bourgeons
avant le débourrement.
Nos résultats indiquent que la population située sur le sol le plus pauvre en azote
a une LLS plus faible (17,9 vs. 21,5 mois). Dans cette même population, la
contribution de l’azote foliaire à la croissance des feuilles est nettement supérieure
(32% vs. 15%) grâce à une résorption de l’azote plus rapide et une chute de feuilles
jeunes et riches en azote plus importante. Dans chaque population, la contribution du
bois à la demande en azote par les nouvelles pousses dépasse 40%. Il existe une
relation négative entre la masse des nouvelles pousses et le pourcentage de feuilles
attachées à la fin de la période de croissance. De plus, la suppression des bourgeons
provoque un ralentissement de la chute des feuilles. Ces résultats mettent en évidence
le fort effet du développement des organes puits sur la LLS.
L’ensemble de nos résultats suggère que la réponse plastique des plantes
sempervirentes à une faible disponibilité en azote est une augmentation de la LLS. Ce
114
Partie 2 – Chapitre 3 résultat semble opposé à la réponse évolutive des plantes puisque les milieux pauvres
sont généralement dominés par des plantes sempervirentes à forte longévité foliaire.
De plus, la LLS semble plus fortement influencée par la différence entre la demande
en azote et le prélèvement racinaire que par la demande en azote seule.
115
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
3‐2 Endogenous sink‐source interactions and soil N regulate leaf life span in an evergreen shrub
C. Marty, T. Lamaze and A. Pornon
Article sous presse: New Phytologist (2009)
Key words: leaf life span, nitrogen resorption, nitrogen resorption efficiency, soil
nitrogen availability, 15N labelling, sink-source interactions.
116
Partie 2 – Chapitre 3 Introduction
A well-documented literature has, for several years, shown that a number of
physiological, phenological, morphological and chemical traits in leaves covary (Lusk
et al., 2008). This pattern is believed to represent a ‘leaf economics spectrum’
operating largely independently of growth form, plant functional type or biome
(Wright et al., 2004). Leaf life span (LLS) is one of these traits that has been shown to
contribute to nutrient retention within the plant (Chabot & Hicks, 1982). Actually,
long LLS participates in enhancing the mean residence time (MRT) of nutrients in the
plant (Garnier & Aronson, 1998). As a consequence, evergreenness has often been
considered as an adaptation to habitats with low nutrient availability (Monk, 1966;
Aerts, 1995a). This statement was also supported by the observation that nutrientlimited habitats tend to be dominated by evergreen species (Chapin, 1980; Aerts,
1995a; Jonasson, 1995; Garnier & Aronson, 1998; Eckstein et al., 1999). Resorption
of nutrients from senescing leaves is also a major nutrient-conservation mechanism
(Chapin, 1980; Chabot & Hicks, 1982; Aerts, 1990) that can reduce the amount of
nutrient that must be absorbed each year from the soil to supply new growth (Givnish,
2002). Thanks to resorption, production of new tissues can be supported by two
sources of nutrients: root-uptake and retranslocation from storage organs. In
evergreen plants, a large amount of nutrient is stored in old leaves. Remobilisation of
these nutrients during leaf senescence allow plants to support leaf expansion during
periods of low soil nutrient availability (Silla & Escudero, 2003). In an herbaceous
species, synchronization of leaf shedding and growth of new leaves has been
attributed to the induction of senescence by the N deficit generated in old leaves by
the withdrawal of N required for the growth of new leaves (Ono 1996). In this study,
the lower the soil N availability, the shorter the LLS, indicating a divergence between
phenotypic plasticity and evolutionary response of LLS to the soil nutrient
availability. This suggests that both the development of sink organs and the
availability of N can exert a strong control on LLS. Wright and Westoby (2003)
suggested that the balance between soil and resorbed nutrients deployed in new
foliage depends on the respective costs of resorbing nutrients from old leaves vs.
acquiring them from the soil. Considering that the lower the soil nutrient availability
the higher the cost of nutrient uptake, they predicted that the proportion of resorbed
117
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
nutrient deployed in new leaves would be higher for species growing on low-nutrient
soils through higher resorption efficiency. However, contrary to LLS, resorption
efficiency does not seem to vary with habitat types at the interspecific level (Aerts,
1996; Wright & Westoby, 2003).
The variabilities of both resorption efficiency and LLS in response to resource
conditions within a single species have rarely been documented. Actually, most
ecological studies have focused on the comparison of the traits of vegetation growing
in different environmental conditions (Wright & Westoby, 2003; Wright et al., 2004)
and commonly considering several species simultaneously (Mediavilla & Escudero,
2003a). However, the multispecies approach could well reduce our understanding of
the underlying mechanisms of LLS regulation. Indeed, LLS and other traits involved
in nutrient conservation are mainly genetically fixed. Thus, examining their regulation
mechanisms at the single-species level can, to some extent, free the analysis of
phylogenetic influence and could be a more powerful way to highlight evolutionary
mechanisms, which have led to the current range of LLS noted in different species.
The aim of the present paper was to investigate the relationship between soil N
availability, LLS and N resorption in a single species. For this purpose, we studied
two populations of the subalpine evergreen shrub Rhododendron ferrugineum, which
have been shown to differ in LLS (Pasche, 2003). We addressed the following
questions: What can explain the difference in LLS between the two populations? How
does LLS affect the resorption process and the amount of endogenous N supplied to
growing shoot? Does leaf shedding affect different age classes during shoot growth?
Our hypotheses are that i) soil N availability influences the balance between
exogenous and endogenous N supporting shoot growth, and ii) this balance results in
inter-population differences in LLS and in the amount of leaf N being remobilized
during shoot growth.
118
Partie 2 – Chapitre 3 Table 1 List of abbreviations used in the text.
Abbreviations
N
Nitrogen
ALx
Attached/green leaves of the xth age cohort (0,1,2,3 year)
DLx
Dead/fallen leaves of the xth age cohort (0,1,2,3 year)
PA
Population A
PB
Population B
REFF
Nitrogen resorption efficiency (g g-1)
NR
Nitrogen resorption of ALx (g g-1)
LLS
Leaf life span (months)
MRT
Mean residence time
LMA
Leaf mass area
Nmass
Nitrogen content (g g-1 DW)
Materials and Methods
Study sites and species studied
The study was conducted in the central French Pyrenees in the vale of Estaragne. This
valley (42° 48’ N; 0°9’ E) is oriented North-east /South-west (opening to the north)
and stretches over 3 km between 1850 and 2500 m a.s.l. The vegetation is composed of
a mosaic of meadow, shrubs and trees (Pinus uncinata Ram.) with long
heathland/meadow ecotones. Heathlands are mainly composed of Rhododendron
ferrugineum L. and Vaccinium myrtillus L. (Ericaceae). Nardus stricta L. and Festuca
eskia Ram. are the main dominating species (Poaceae) of the meadows. The subalpine
climate prevailing in the site is relatively mild due to Ibero-Mediterranean influences.
Snow cover usually persists from late October till early June. The average annual
precipitation amounts to 1500 mm. The geological substrate is mainly granite,
amphibole and schist. Soils are acidic (pH = 4.7 ± 0.1, SD; total N: 0.5% ± 0.044, SD;
bulk density: 0.65 ± 0.099, SD).
The species studied, Rhododendron ferrugineum, is an evergreen shrub, with wellbranched trailing stems that reaches a height of 70-80 cm. It is widely distributed in the
Alps and the Pyrenees between 1600 and 2200 m a.s.l. (Ozenda, 1985) where it can
119
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
dominate plant communities especially in areas where grazing pressure has subsided. It
reproduces both sexually through selfing and outcrossing, and vegetatively through
layering. The two R. ferrugineum populations studied: A and B, that Pasche et al.
(2002) showed to differ in LLS, were about 500 m apart on the North-western facing
slope (slope of 34.0 ± 3.7 % and 29.8 ± 3.0 % for populations A and B respectively) of
the mid-section of the valley (2100 and 2160 m a.s.l for populations A and B
respectively). Thus, they live in very similar macro-abiotic conditions with respect to
irradiance and soil water content. For both populations, soil field capacities and
organic matter contents are similar (0.82 ± 0.08 g g-1 DW and 11.75 ± 1.35 % for
population A, and 0.81 ± 0.15 g g-1 DW and 12.10 ± 4.07 % for population B,
respectively).
Leaf life span
Twenty isolated individuals of similar sizes were randomly selected in each site. At
the first census on 1 June 2005 three shoots per individual (60 shoots per population
in total) were randomly tagged and leaves of different ages (AL0, AL1, AL2, AL3:
see Table 1 for abbreviations) were counted five times during the growing seasons of
2005, 2006 and 2007. Counting dates corresponded to key leaf lifespan stages: before
bud break (early-June), during shoot growth (mid-July), after shoot growth (midAugust and mid-September) and at the end of the growing season (mid-October). LLS
was calculated for each shoot as follows:
LLS =
t max
∑ (P
(t−1)
− P(t ) ) ⋅ A( t ) ,
(eqn1)
t 0=1
where, P(t) and P(t-1) are the proportions of ALx (Attached leaves of the xth age
cohort) at times t and t-1 respectively; and A(t), the age of the leaves (in months) at
time t. The LLS of an individual was taken as the mean LLS obtained from the three
tagged shoots per shrub. The LLS in populations A and B were compared by
performing a Student t-test (R version 2.7.0, R Development Core Team, 2008).
Soil N availability
In each population, soil N was measured firstly by capturing N-NO3- and N-NH4+ ions
with 20 1 x 6 cm anion (AR204-SZRA-412 acrylic fiber-backed anion-transfer
membranes, Ionics France Co Ltd.) and 20 1 x 6 cm cation (CR67-HMR-412 acrylic
120
Partie 2 – Chapitre 3 fiber-backed cation-transfer membranes, Ionics France Co Ltd.) exchange membranes
inserted (angled at 45° to the soil surface) in early June 2006, in the upper 15 cm of
the rhizosphere of 20 randomly selected shrubs. Two months later, the membranes
were collected and stored on ice. In the laboratory, they were gently washed in UHQ
water and the ions displaced by shaking a pair of anion and cation membranes in 75
mL of a 2M KCl solution for 30 min. Secondly, N-NO3- and N-NH4+ were measured
directly in the rhizosphere of nine shrubs chosen randomly among the previous 20
shrubs. For this purpose, on the same day that the membranes were placed in the soil,
five soil cores (depth = 20 cm, ø = 8 cm) were collected in each of the nine
rhizospheres, and transported to the laboratory. The following day, each group of five
soil cores were mixed together and sieved (ø = 2 mm). The gravimetric water content
was estimated by oven drying (24 h at 115° C) an aliquot of the remaining < 2 mm
soil fraction. Then, the equivalent of 70 g DW of the < 2 mm soil fraction were
shaken in 200 mL of a 1M KCL solution for 30 mn and filtered through a paper
membrane (HA membrane, 0.45 µm, Millipore, Billerica, Massachusetts, USA). Both
membranes and soil extraction solutions were analyzed with a flow-injection
autoanalyzer (Lachat, Milwaukee, Wisconsin, USA) using the Griess-Ilosvay reaction
(N-NO3-) and the modified Berthelot reaction (N-NH4+).
Nitrogen resorption and nitrogen resorption efficiency of leaves
Four harvests per year (early June, mid-July, mid-August and end of October) were
carried out during the 2006 and 2007 growing seasons. At each harvest, 10
attached/healthy leaves (ALx) and 10 dead/fallen leaves (DLx) of each cohort per
individual were collected from 10 individuals randomly selected among the 20 whose
LLS was calculated. Leaves that fell following gentle pressure with the finger were
considered as DLx. This allowed us to determine the ‘death date’ and which
generation the leaves we collected belonged to.
All leaves collected were scanned and their areas measured with public domain Java
image processing program ImageJ 1.36b (National Institute of Health, USA). They
were then dried for 72h at 60º C and weighed to calculate the Leaf Mass per Area
(LMA), afterwards all leaves of the same cohort of each shrub were pooled and
ground to a fine powder (< 1 µm) to be analysed with a carbon-nitrogen analyser
121
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
(Model NA 1500, Carbo Erba, Milan, Italy). The amount of N in ALx at time t
(NAL(t), g) was calculated as follows:
N AL ( t ) = LMA( t ) × S × N mass( t )
(eqn. 2)
-2
where, LMA (g DW m ) is the mean LMA of 100 ALx at each date per population; S
(m-2) is the mean surface area of 100 ALx per population measured in August (m2),
when leaves reached their maximal area; and Nmass(t) is the mean N concentration (g
g-1) at time t of a mix of 100 ALx collected from 10 shrubs. Similar calculations were
made for DLx.
Nitrogen resorption (NR) is the proportion of N withdrawn from an attached/healthy
leaf between the end of growth (August of the first year, when the N content is
maximal) and a given time (t) (eqn. 3A). Nitrogen resorption efficiency (REFF) is the
proportion of N withdrawn from a leaf during its entire life, i.e. until its ‘death date’
(eqn. 3B):
NR(t ) = 1 −
N AL (t )
,
N AL( t 0)
REFF ( t ) = 1 −
(eqn. 3A)
N DL (t )
N AL (t 0)
(eqn. 3B)
where, NAL(t0) is the maximal amount of N in the leaf and NDL(t), the N amount in
DLx at time t.
Source/sink interaction
Source/sink interactions were studied by: i) estimating the contribution of the
different N sources to new shoot growth, ii) tracing N transfer between plant
compartments through leaf
15
N labelling, iii) manipulating sink strength and
observing its effects on LLS, NR and REFF, and iv) studying the relationships between
sink size and old leaf shedding.
Contribution of wood and leaf resorption to shoot N requirement
Previous studies have shown that during shoot growth N remobilized from various
plant compartments was entirely transported to the new shoots (Pasche et al., 2002;
Lamaze et al., 2003). In order to assess the potential contributions made by L1 and L2
compartments to N demand, i.e. the amount of N required to meet the growth of new
leaves, we calculated the amount of N resorbed during the shoot growth of 2006 as
122
Partie 2 – Chapitre 3 the loss in the amount of N in L1 and L2 between June and August minus the N losses
from the litter during the same period.
The increase in canopy N content during shoot growth results from both root N
uptake and wood N translocation towards the new leaves. The contribution of wood N
translocation to shoot N requirements can be assessed by net changes in wood and
current-year foliage N contents during shoot growth (between early June and August
2006). For this purpose, 20 30-yr old isolated individuals, each bearing about 20
branches, were selected in each population. Ten individuals were harvested before
bud break (early June), and 10 others just after shoot growth (mid-August). The plants
were carefully lifted in the field with a ball of earth left on the roots and rapidly
transferred to the laboratory. There, the roots were cleared of soil and rinsed with tap
water. The plant was then separated into two compartments: AL0 and woody organs
(W = roots + branches). At each date, the different compartments were dried at 70°C
for 48h, weighed and ground to a fine powder (< 1μm) for analysis of total N
concentration using an automated carbon-nitrogen analyser (Model NA 1500, Carlo
Erba, Milan Italy). The amount of N resorbed by the woody compartment during
shoot growth (Nw, mg), i.e. the wood potential contribution to N demand, was
estimated as the product of the mean wood compartment dry mass of the 20
individuals (mw, g DW) and the decrease in Nmass of the wood compartment between
June and August (∆Nmass, mg g-1 DW):
Nw = mw × ΔNmass
The potential contribution of root uptake to N demand was deduced by subtracting
wood plus old foliage compartment contributions from the total N demand. The
relative contribution (%) of each compartment to N demand was assessed by the ratio
between the amount of N that each compartment resorbed and the amount that new
leaves accumulated until August.
15
N labelling
15
N labelling was carried out in the field during the 2006 growth season to follow N
transfers between plant compartments. Twenty-four seed-sired individuals of similar
sizes were randomly selected in populations A and B (12 from each population) and
tagged for 15N labelling. In each site, all AL1 of half the individuals and all AL2 of
the other half were
15
N labelled. Labelling was performed on 10-12 June as described
in (Pasche et al., 2002): briefly, 4µl of
15
NH4Cl (50 mM, 15N abundance 99 atom %)
123
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
were deposited on the abaxial face of the leaves. A first harvest was performed the
15
N effectively incorporated into
day after labelling in order to estimate the amount of
the leaves. To study
15
N dynamics, two harvests were made during the growing
season: just at the end of shoot growth (early August) and at the end of the vegetation
season (late October). At each date plants were carefully lifted in the field with a ball
of earth left on the roots and transferred to the laboratory. Plants were treated as for
total leaf N analysis (see above). The compartments of each individual were treated
separately for the analysis of
15
N abundance using a continuous-flow isotope ratio
mass spectrometer coupled with an elemental analyser (model ANCA-MS, Europa
Scientific, Crewe, UK; Clarkson et al., 1996). Leaves that fell during the experiment
were not collected.
The amount of
15
N in excess in each plant compartment (as % of the
15
N supplied
to the leaves) was calculated as the product of m, the dry mass of the compartment
times c, the total nitrogen concentration (%) times e, the
15
excess was calculated as the difference between the
15
compartments of labelled plants and “natural”
N in excess. Isotopic
N abundance in the
15
N abundance in control plants
(0.365%).
Bud removal experiment
In 2007, both terminal and axillary buds of three tagged branches were removed
before bud break from 16 individuals among the 20 already tagged in population A
only. Three other intact control branches were tagged. The shrubs possessed a
sufficiently large number of branches (> 200) to limit the negative effects of the
manipulations. At each census date, the proportion of AL1 and AL2 for the
manipulated and control branches was calculated as the ratio between the number of
ALx and the sum of ALx and foliar scars of the corresponding cohort. REFF was
assessed as previously described (eqn. 3B) for DL1 and DL2 collected between the
beginning of September and the end of October from both manipulated and control
branches. Before September, leaf shedding of manipulated branches was low so it was
not possible to collect enough DLx to calculate REFF. Values were arcsine transformed
and compared by performing a Wilcoxon rank sum test (R version 2.7.0, R
Development Core Team, 2008).
124
Partie 2 – Chapitre 3 At the end of October, we collected all manipulated and control branches of the 16
shrubs. In both control and manipulated AL1, NR was assessed as previously
described. We did not calculate NR for AL2 because they were too rare on control
shrubs. Values for each treatment were compared with a Wilcoxon rank sum test.
Relationships between shoot biomass and leaf shedding
After the 2007 shoot growth period (end of August), three branches per shrub were
randomly selected and AL1 counted on 12 shrubs in both populations. AL0 of each
branch were collected, dried for 72 h at 60° C and weighed. To study the relationship
between new shoot development and AL1 shedding, we carried out a Pearson
correlation coefficient analysis to test whether the percentage (arcsine transformed) of
AL1 covaried with the mass of new shoots produced by the branch. We then
performed an ANCOVA with ‘population’ as categorical covariate (R version 2.7.0,
R Development Core Team, 2008). No relationship was found with AL2 because
most of the sampled shrubs had lost all their AL2.
Results
Leaf lifespan
The current-year shoot growth started at the beginning of June. In both populations,
very few current-year leaves fell during the first vegetation period (Fig. 1). During the
beginning of the vegetation period 2 (13th and 14th months), one-yr-old leaf shedding
represented 17% of the initial cohort in A and 13% in B. Then, between the 14th and
the 16th month, c. 43% in population A but only 23% in B of the initial leaf cohort
fell. During spring growth of period 3 (25th and 26th months), two-yr-old leaf (L2) fall
represented 27% and 21% of the initial cohort in populations A and B, respectively.
Afterwards, there remained only 5% of the cohort in population A vs. 36% in B. At
the beginning of vegetation period 4, in population B, 7% of the cohort was still
attached (AL3) while no AL3 were found in population A. Maximum LLS reached 27
and 40 months in populations A and B, respectively. Mean LLS was significantly
shorter in population A (17.9 months) than in B (21.5 months, t-test, P = 4.9 × 10-7).
125
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
Fig. 1 Survivorship curves of the 2005 leaf cohort of R. ferrugineum shrubs in
population A and population B. Each value is mean (+ SD) of 60 countings (20
individuals × 3 shoots). (●) Population A, (○) Population B.
Soil mineral N availability and shoot characteristics
Although differences in values of soil extracts and ion-transfer membrane extracts
were non-significant (Wilcoxon rank sum test, W = 32, P = 0.48, n = 9) or slightly
significant (W = 122, P = 0.09, n = 20), respectively, they both suggested that mineral
soil N availability was lower in population A than in B (Table 2). At the plant scale
(soil area basis), at the end of the growing period (August), the leaf biomass
production was significantly lower in population A than in B (Student t-test, P = 0.03,
Table 2).
126
Partie 2 – Chapitre 3 Table 2 Concentrations of mineral N in the extraction solutions of ions-transfer
membranes (mg L-1) and in the soil (mg kg-1 soil DW), and mean above-ground
biomass production in each population.
Mineral N (mg L-1)
Mineral N (mg kg-1)
n = 20
n=9
Above-ground biomass
production (g m-2)
n = 12
PA
2.59 ± 3.91 a
29.30 ± 15.30 a
177.46 ± 44.71 a
PB
5.02 ± 9.26 b
37.45 ± 16.32 a
231.25 ± 69.65 b
Populations
Values (means ± SD) not sharing the same letter are significantly different at P <
0.1 (soil mineral N) or at P < 0.05 (above-ground biomass). Wilcoxon rank sum test
and Student t-test for N concentrations and biomass production values respectively.
Nitrogen resorption and nitrogen resorption efficiency of leaves
In attached leaves of both populations, there was a linear increase in NR with leaf
2
2
ageing (R = 0.93, P = 4.62 × 10-6 and R = 0.79, P = 1.67 × 10-5 in A and B,
respectively) but the slope was steeper in A than in B (Fig. 2). The ANCOVA
performed on differences in N resorption with populations as categorical co-variables
confirmed the higher rate of NR in population A than in B (F = 6.99, P = 0.01). REFF
in DLx increased rapidly following an asymptotic curve, the plateau of which reached
0.53 and 0.51 (g g-1) in A and B, respectively. There was no marked difference in the
shape of population A and B curves although the asymptotic model revealed a faster
REFF increase (see ‘c’ values in the caption of Fig. 2) in population A than in B when
leaves were 12-16 months old.
The potential contribution of leaves to shoot N demand was markedly higher in
population A than in B (Table 3) whereas it was similar for woody tissues.
Consequently, when the contribution of exogenous N (root uptake) to shoot growth
was calculated as the difference between N accumulation in shoots and endogenous N
remobilisation, it appeared lower in population A than in B (Table 3). 127
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
Fig. 2 Mean N resorption (NR, g g-1) of ALx (●), and mean resorption efficiency
(REFF, g g-1) of DLx (○) along their life in population A (A) and population B (B).
Each value was calculated on 10 shrubs.
ALx and DLx refer to attached/healthy and dead/fallen leaves, respectively (see Table
1 for abbreviations).
Dashed curves: non-linear regressions fitted to REFF, A: y = a × (1 - exp (-c × (x - b)))
where a = 0.53, b = 11.78, c = 1.53; B: a = 0.51, b = 11.48, c = 0,71. Full lines: linear
regressions fitted to NR, A: y = 0.017x - 0.04, R2 = 0.92 (***); B: y = 0.010x + 0.012,
R2 = 0.79 (***).
(***): P < 0.001
Table 3 Dry mass, Nmass and LMA of new leaves (AL0) and potential contributions of
the different N sources to N demand in the two populations.
PA
PB
AL0 dry mass per shoot (mg), n = 30
199.3 ± 89.1
250.5 ± 150.3
AL0 Nmass (%), n = 10
1.71 ± 0.08
1.57 ± 0.08
LMA (g m-2), n = 10
149.7 ± 38.8
138.2 ± 27.9
Wood contribution to N demand (mg)
137.2
179.9
Old foliage contribution to N demand (mg)
107.8
59.0
Root uptake contribution to N demand (mg)
95.8
154.5
128
Partie 2 – Chapitre 3 Leaf 15N redistribution
More than 90% of the tracer theoretically provided to the leaves was recovered in
these organs one day after labelling (data not shown). All following, percentages are
expressed on the basis of the amount of tracer supplied to the plants. Four months
after the June AL1 and AL2
15
N-NH4+ labelling, 69% and 17% of the tracer were
recovered in population A plants, respectively, and 62% and 50% in population B
plants, respectively (Fig. 3). For AL1 labelling, the AL1 compartment retained much
less tracer in population A (8% of the label provided) than in B (32%). In population
A, this difference was associated with a larger accumulation of
15
N both in AL0 (34%
in population A and 19% in B) and in the wood compartment (28% in population A
and half that in B). In both populations during shoot growth, more than two thirds of
the amount of
15
N redistributed from AL1 were directed toward AL0 and the
remainder was accumulated in wood. Following shoot growth, in contrast with wood,
new shoots stopped accumulating
comparable amounts of
any
15
N. Finally, wood and AL0 compartments had
15
N at the end of the vegetation period. AL2 did not receive
15
N from labelled AL1 in either of the populations.
Following AL2 labelling, at the end of the growing period, 80-85% of the
15
N
provided to population A plants was lost and less than 8% recovered in AL0. In
contrast in population B, 50% of the 15N loaded on AL2 was recovered in the plants
at the end of the experiment. The tracer was almost totally lost in the litter and
retranslocated since the AL2 compartment retained only 4% of the initial amount of
15
N. Indeed, 18% was accumulated in shoots and 27% in wood. Accumulation of
15
N
in AL0 occurred only during shoot growth whereas accumulation in wood occurred in
a linear manner over the entire vegetation period. The accumulation of
15
N in AL1
was very low.
129
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
15
Fig. 3 Change in the amounts of N in excess in the compartments of Rhododendron
ferrugineum during the growing season. Labelling was performed in June 2006 and
the sampling times were 01 August, 01 October in the two populations. Values are
means (± SD) of 6 individuals. Total: total 15N in the plant; Wood: roots and stems;
A1 and A2 individuals of population A labelled on AL1 and AL2 respectively. B1
and B2 individuals of population B labelled on L1 and L2 respectively.
AL1 and AL2 refer to one-yr and two-yr old attached/healthy leaves, respectively (see
Table 1 for abbreviations).
Fig. 4 Percentages of AL1 and AL2 on ‘control’ and ‘manipulated’ branches during
the 2007 growing season. Each value is the mean ( + SD) of 48 counts (16 shrubs × 3
branches per shrub). (□) ‘control’ AL1, (■) ‘manipulated’ AL1, (○) ‘control’ AL2, (●)
‘manipulated’ AL2. See Table 1 for the abbreviations.
130
Partie 2 – Chapitre 3 Effect of bud removal on LLS and N resorption in population A plants
Bud removal performed just before shoot growth considerably delayed L1 and L2 leaf
shedding thereafter (Fig. 4). At the end of October, manipulated branches had only
lost 24% of the L1 cohort compared to 60% in control branches. Bud removal
affected L2 shedding mainly during the growing period. Indeed, one month after bud
removal, manipulated branches had lost only 25% of the L2 cohort vs. 60% for
control branches. Although the difference became attenuated later, manipulated
branches retained 8% of their L2 at the end of October while control branches did not
have AL2 any longer.
Both DL1 (W = 129, P = 0.02, n = 13) and DL2 (W = 105, P = 0.05, n = 12) of
manipulated branches had significantly lower mean REFF than leaves of control
branches (Fig. 5A). AL1 collected on manipulated branches at the end of October also
showed a significantly lower NR than that on control branches (Fig. 5B, Wilcoxon
rank sum test, W = 28, P = 7.9 × 10-4, n = 14).
Relationship between L0 mass and LLS
A significant negative linear relationship was found between the mass of the AL0
compartment and the percentage of AL1 on the same branch at the end of August for
both populations (Fig. 6). The ANCOVA showed a significant population effect on
the regression line (F = 19.03, P = 2.47 × 10-5) due to a significantly lower mean
percentage of AL1 in population A.
131
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
Fig. 5 A N resorption efficiency (REFF, %) of ‘control’ (white bars) and ‘manipulated’
(black bars) DL1 and DL2. Values (means + SD) are significantly different
(Wilcoxon rank sum test, n = 13, W = 129, P = 0.02 for DL1, and n = 12, W = 105, P
= 0.05 for DL2). B Nitrogen resorption (NR, %) of ‘control’ and ‘manipulated’ AL1
at the end of October. Values (means + SD, n = 14) are significantly different
(Wilcoxon rank sum test, W = 28, P = 7.9 10-4).
DL1 and DL2 refer to one-yr and two-yr old dead/fallen leaves, respectively.
Fig. 6 Relationship between the percentage of AL1 at the end of August 2007 and the
L0 mass produced on the same stem for population A (●) and population B (○). Solid
and dashed lines: linear regression for population A (R2 = 0.13, P = 0.03, n = 36) and
population B (R2 = 0.26, P = 0.001, n = 36), respectively.
See Table 1 for the abbreviations.
132
Partie 2 – Chapitre 3 Discussion
A large number of ecological studies have focused on the interspecific variability of
both resorption efficiency and LLS in response to soil N content (Wright & Westoby,
2003; Wright et al., 2004). However, variations of these traits within a single species
and the way soil N regulates LLS are poorly documented. In the present paper, we
studied internal N remobilization and soil N availability in two populations of the
evergreen shrub Rhododendron ferrugineum growing under similar climatic
conditions but with different LLS. The low LLS in population A was mainly due to a
higher rate of leaf fall during (i) the last months of new shoot growth for L1 and (ii)
the first month of new shoot growth for L2. This led to a lower total number of leaves
attached to a branch in population A, particularly at the beginning of the growing
periods (Fig. 1)
For both populations,
15
N and total N decreased in leaves during new shoot
growth. Most of the 15N withdrawn was recovered in the growing shoots. After shoot
growth, the 15N withdrawn from old leaves accumulated in wood. N withdrawal into
healthy leaves occurred rapidly after full leaf expansion and continued in a linear
manner over the entire leaf life. These results contrast with other studies (Escudero &
Mediavilla, 2003; Mediavilla & Escudero, 2003b), where no N remobilization from
old leaves occurred until the end of leaf life, but agree with those of Pornon &
Lamaze (2007) on young R. ferrugineum and of (Nambiar & Fife, 1991) in temperate
conifers. The relationships between REFF and leaf ageing followed an asymptotic
curve rapidly reaching a plateau when leaves were about 14 months old. Thus, the
amount of N released during senescence (the difference between healthy and fallen
leaves in Fig. 2) peaked at around the 14th month of the leaf’s life time, i.e. during
new shoot growth. Our results show that REFF little varied between populations with
different LLS and that maintaining leaves over 14 months does not increase the
amount of N resorbed. To our knowledge, this is the first time that the kinetics of REFF
is related to LLS in a given species. Our results show that REFF may not depend on
LLS and, consequently, that prolonged LLS is the principal way by which the plant
can increase the MRT of N.
For most perennial plant species, shoot growth is supplied by both exogenous and
endogenous N (Hikosaka, 2005). The balance between the two sources has been
133
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
proposed to depend on exogenous N availability (Wright & Westoby, 2003). The net
contribution of leaf reserves to the N required for shoot growth was clearly higher in
population A than in B (Table 3 and Fig. 7). This was associated with a lower
contribution of root uptake to the N required for shoot growth in population A. Low
root uptake probably resulted from low soil N availability as suggested by soil N
analysis and lower biomass production in population A. The higher leaf contribution
in population A was achieved by higher kinetics of remobilization from healthy
attached leaves (steeper slope of the linear regression in Fig. 2) and higher leaf
shedding during shoot growth, especially for L1 in which initiation of senescence
released the largest amounts of N. Therefore, our hypothesis is that in population A
more than in population B, N demand for construction of shoots is too high to be met
by the N taken up from the soil. Consequently, population A plants shed more leaves
and particularly young ones (L1), to increase the amount of leaf N resorbed and
retranslocated toward the growing shoots (Fig. 7). This model implicitly assumes that
in R. ferrugineum the timing of leaf shedding partly depends on the balance between
N uptake by the roots (which partly depends on soil availability) and N demand for
shoot growth. The hypothesis that leaf shedding is physiologically linked to N
demand for growth is supported by (i) the strong negative relationship found between
current-year shoot mass and the percentage of L1 attached to the stem at the end of
the growing period (Fig. 6) and (ii) the experiments with bud removal which
suppressed N demand for shoot growth and delayed leaf shedding, particularly that of
L1 (Fig. 4). These results indicate that LLS is partly a plastic trait highly sensitive to
the development of new shoots and suggest that the difference in LLS between the
two populations could result from a difference in sink-source interactions. Moreover,
the kinetics of N resorption in healthy leaves was more rapid in population A than in
B. In plants whose buds were removed, N resorption in attached and fallen leaves was
reduced at the end of the vegetation period. This agrees with other studies
(Wittenbach, 1983; Ono et al., 1996; Ono et al., 2001; Lers, 2007) and is consistent
with the hypothesis that the pattern of N remobilization strongly depends on sourcesink interactions. In addition, woody tissues play a major role by supplying a large
amount of N required for new shoot growth. Afterwards, wood is likely replenished
by N issued from leaf resorption, as suggested by our 15N labelling experiment.
134
Partie 2 – Chapitre 3 Fig. 7 Endogenous (black arrows) and exogenous (grey arrows) N circulation in the
plant during shoot growth in population A (A) and population B (B). Relative
contribution (%) to shoot N requirement of each compartment is shown in textboxes.
See Table 1 for the abbreviations.
Studies dealing with the relationships between leaf longevity, resorption
efficiency and soil N availability in a single given species are rare and have provided
conflicting results. Our hypothesis that the balance between soil nutrient availability
and the demand for growing tissues exerts a strong control over the kinetics of leaf N
resorption and leaf shedding agrees with (Oikawa et al., 2005) who found, in
Xanthium canadense, a significant correlation between N demand and, also loss of
leaf-area, and N retranslocation from old leaves. Several studies have also shown that
the reduction in the development of sink organs by shading whole plants can increase
the longevity of leaves by decreasing the N demand (Chabot & Hicks, 1982;
Kikuzawa, 1989; Noodén et al., 1996; Ono et al., 1996; Osada et al., 2001; Weaver &
Amasino, 2001; Vincent, 2006). However, while LLS has been shown to increase in
response to N supply (Marschner, 1995; Ono et al., 1996; Thomas & De Villiers,
1996; Ono et al., 2001), it has also been shown to decrease (Shaver, 1981; Shaver &
Mellilo, 1984; Aerts & De Caluwe, 1995; Kazakou et al., 2007).
The fact that low soil N availability accelerates the timing of leaf shedding,
resulting in low LLS, seems to contradict field observations that have been reported
135
Contribution de l’azote endogène à la croissance des pousses chez R. ferrugineum
over the years. Indeed, numerous ecological studies have shown that LLS tends to be
longer in species growing in nutrient-limited habitats (Chapin, 1980; Aerts & Chapin,
2000; Hikosaka, 2005). Prolonged LLS is considered to be an evolutionary functional
trait able to increase the MRT of a unit of nutrient in the plant (Eckstein et al. 1999)
improving overall nutrient use efficiency (Small, 1972). However, these studies were
carried out in many species simultaneously. Our observations appear as a countergradient variation (Lusk et al., 2008) since plastic (intraspecific) and evolutionary
(interspecific) responses oppose each other. Indeed, plastic response appears to favour
shoot biomass rather than nutrient conservation since reduction in LLS impairs MRT.
The higher proportion of resorbed nutrients deployed in new leaves in population A
was not achieved by a higher REFF, as suggested by the model of Wright & Westoby
(2003) but by an earlier leaf shedding (Fig. 1 and 2). The extent to which REFF can be
increased is certainly physiologically constrained due to the proportion of N allocated
to structural components, whereas LLS is highly variable among species, individuals
within species and leaves within individuals.
Finally, LLS was seen to be highly sensitive to sink organ manipulation in an
evergreen plant. Differences in LLS between populations may result from a plastic
physiological response to soil N availability. When root uptake is decreased, the plant
increases the translocation of leaf N to the growing shoots by accelerating the N
resorption and the abscission of leaves having high N content (Fig. 7). Our results
suggest that LLS is strongly influenced by the discrepancy between shoot N demand
and soil N uptake rather than N demand alone as suggested by Hikosaka (2005). The
reduction in LLS allows the plants to produce new leaves with high photosynthetic
capacity (Pornon & Lamaze, 2007), revealing a plastic response that maximises
biomass production rather than nutrient conservation even in N poor habitats.
Altogether, our findings underline the major influence of sink organ development on
the control of both LLS and N resorption, and the key role of woody tissues firstly by
supplying new shoots during the growing period and secondly by accumulating N
from old foliage.
136
Partie 2 – Chapitre 3 Acknowledgements
We gratefully acknowledge Dr A. Gojon and P. Tillard (INRA- Montpellier) for 15N
analysis, the three anonymous referees for their critical comments on the manuscript
and N. Ferroni, A. Khimoun, P. Chavez and A. Dozières for technical support.
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140
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
4­ Variation de l’efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse avec l’âge des feuilles et effet de la longévité foliaire sur la capacité photosynthétique de Rhododendron ferrugineum. 4‐1 Résumé Chez les plantes sempervirentes, la capacité photosynthétique foliaire diminue
généralement avec l’âge des feuilles. L’efficacité d’utilisation de l’azote pour la
photosynthèse (PNUE) est donc susceptible de diminuer elle aussi avec le
vieillissement des feuilles. Ceci pourrait avoir une influence sur le turnover des
feuilles à l’échelle de la canopée. Dans ce chapitre, nous étudierons l’évolution de la
capacité photosynthétique et de PNUE des feuilles au cours du temps dans deux
populations de Rhododendron ferrugineum caractérisées par une LLS et une
disponibilité en azote différentes.
Des mesures de l’activité photosynthétique, de la respiration et de la teneur en
azote des feuilles ont été effectuées tout au long de la période de végétation dans les
deux populations.
Les feuilles ont une capacité photosynthétique maximale au bout d’un an et
maintiennent une bonne capacité photosynthétique jusqu’à la fin de leur vie. La
première année, la capacité photosynthétique des feuilles est faible en raison d’un
taux de respiration élevé. De ce fait, les feuilles âgées, en particulier celles d’un an,
assurent une grande part de l’assimilation du CO2 des plantes. Une forte LLS
contribue au maintien d’une forte surface photosynthétique tout au long de la période
de végétation, et augmente de ce fait significativement la capacité d’assimilation des
arbustes de la population avec la plus forte LLS. Bien que la teneur en azote des
feuilles diminue de manière linéaire avec le temps, la capacité photosynthétique reste
toujours relativement élevée. En conséquence, la PNUE est elle aussi élevée tout au
long de la vie des feuilles et atteint une valeur maximale pour les feuilles âgées d’un
an.
Dans cet article, nous proposons que l’augmentation de la capacité
photosynthétique et de la PNUE au cours de la première année de la vie des feuilles
141
Partie 2 – Chapitre 4 résulte d’une résorption de l’azote foliaire impliqué dans la respiration. En
conséquence, la respiration des feuilles diminue et leur capacité d’assimilation
augmente, provoquant une forte augmentation de la PNUE. Contrairement aux
prédictions du modèle théorique de Escudero & Mediavilla (2002), nos résultats
suggèrent que la chute des feuilles ne survient pas au moment où elle augmente la
capacité photosynthétique de la plante entière, mais simplement en réponse à une
forte demande d’azote pendant la croissance des pousses.
142
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
4‐2 Long leaf life span increases plant photosynthetic nitrogen use efficiency in an evergreen shrub Charles Marty, André Pornon & Thierry Lamaze
A soumettre à New Phytologist
Keywords: Leaf life span, photosynthetic nitrogen use efficiency, evergreenness,
photosynthesis, leaf nitrogen, nitrogen resorption.
143
Partie 2 – Chapitre 4 Introduction
Leaf longevity is involved in a suite of interrelated traits that characterize plant
strategies. Extended leaf life span (LLS) has been hypothesized to be advantageous
for nutrient conservation because it increases the mean residence time of the nutrients
in the plants (Chabot & Hicks, 1982; Aerts, 1995a; Garnier & Aronson, 1998).
Moreover, it allows plants to initiate photosynthesis early in the spring before
conditions are suitable for leaf growth (Chabot & Hicks, 1982) and thus increases the
photosynthesis period. Long LLS requires a structural reinforcement of the leaf
(Escudero & Mediavilla, 2003) that makes the leaves less vulnerable to physical
damages and to herbivory (Westoby et al., 2000; Westoby et al., 2002). As a
consequence, plants with longer LLS have generally a lower specific leaf area (SLA),
i.e. the light-capturing area per dry mass of leaf, which affects leaf N distribution
(Hikosaka, 2005) and photosynthetic rate (Warren & Adams, 2004). Light-saturated
photosynthesis (Amax) has been shown to decrease with leaf age (Kitajima et al.,
1997). This decrease may be age-dependant and/or caused by protein dismantlement
due to sink-source relationship (Hikosaka, 2005). Furthermore, irradiance is likely to
decrease with leaf age due to overshading by new leaves. Thus, even if Amax did not
decrease with leaf age, photosynthetic rate of old leaves would be reduced (Oikawa et
al., 2006). Accumulation of algae, fungi, debris and damage from herbivores have
also been shown to reduce leaf photosynthesis with aging (Westoby et al., 2000).
Thus, it is essential to take into account the effect of leaf age on photosynthetic
capacity in order to estimate the long-term carbon budget of the whole canopy
(Kikuzawa, 1991; Kitajima et al., 1997). It is of particular importance for studies
conducted on evergreen species with long LLS, because they may have a great mass
of old leaves with a considerable contribution to total plant CO2 assimilation
(Mediavilla & Escudero, 2003b; Silla & Escudero, 2003).
A large number of studies have shown a strong linear relation between the
photosynthetic capacity and nitrogen content of the leaves (Evans, 1983; Evans, 1989;
Reich et al., 1992; Karlsson, 1994; Hikosaka, 2004; Hikosaka, 2005; Pornon &
Lamaze, 2007). The slope of the photosynthesis-nitrogen relationship is significantly
different among species (Hikosaka, 2004; Warren & Adams, 2004), revealing
differences in photosynthetic nitrogen use efficiency (PNUE). Variation in the slope is
144
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
caused by several factors that have been well described (Hikosaka, 2004; Warren &
Adams, 2004). However, the evolution of PNUE with leaf age has rarely been
studied. Escudero and Mediavilla (2003) found a decline in photosynthetic capacity
with leaf age for nine woody evergreen species without N decrease. Thus, they found
that PNUE significantly decreased with leaf age. Considering that the entire N
resorbed during old leaf shedding was translocated to new leaves, they proposed that
leaf shedding could enhance the whole plant carbon gain because the PNUE was
strongly higher in new than in old leaves. This condition is satisfied when the C gain
that is achieved with the retranslocated N in the new leaf is higher than the C gain in
the old leaf before shedding (Escudero & Mediavilla, 2003; Oikawa et al., 2008).
Oikawa et al. (2008) showed that in Xanthium canadense, leaf shedding could occur
at the expected time (when it maximizes the carbon gain of the whole plant) or later
(when it maximizes the carbon gain of individuals leaves) according to soil N
availability. It means that leaf shedding not always occur in order to maximize the
carbon budget of an individual leaf or of the whole plant.
In alpine ecosystems, soils are N depleted and the length of the vegetative period
is short. In these habitats, LLS may result from a trade-off between N conservation
and carbon budget maximization. Marty et al. (2009) have shown that for R.
ferrugineum, LLS was reduced when soil N was lower because N needed for new
shoot growth was in a large part provided by old leaf shedding. This result shows that
leaf shedding and thus LLS depend on soil N availability and on N demand by
growing tissues. Other studies have proposed that long-lived leaves of evergreen
species have a role in nutrient conservation and storage (Lamaze et al., 2003; Warren
& Adams, 2004; Pornon & Lamaze, 2007). Thus, in nutrient poor habitats as alpine
meadows, plants could adjust their LLS with respect to nutrient conservation or
storage rather than to carbon gain maximization. Maximizing N conservation could
actually be more important for plant survivorship and reproduction in such N-depleted
environments.
Here, we studied the photosynthetic capacity and the PNUE of the different leaf
age classes of the evergreen alpine shrub Rhododendron ferrugineum. Our study site
is characterized by the presence of two populations with significantly different LLS
and soil N availability. It provide us with the opportunity to study the relationship
between LLS, carbon gain and leaf N status in a single species. The principal aims of
this study were to i) study changes in leaf photosynthetic capacity and PNUE with
145
Partie 2 – Chapitre 4 leaf age, ii) assess the effect of a difference in LLS on the plant carbon gain and
PNUE of the canopy, iii) test whether leaf shedding occurred when it maximized plant
carbon gain as proposed by Escudero & Mediavilla (2003), and finally iv) discuss the
impact of soil N availability on CO2 assimilation at both leaf and plant level and the
relevance of cost-benefit approach to leaf carbon economy in such habitats.
Materials and methods
Study sites and species studied
The study was conducted in the central French Pyrenees in the vale of Estaragne.
This valley (42°48’N; 0°9’E) oriented North-east/South-west (opening to the north)
and extending over 3 km between 1850 and 2500 m a.s.l.
The vegetation is characteristic of that found in many sites in the subalpine
Pyrenees belt. It is composed of a mosaic of meadow, shrubs and trees with long
heathland/meadow ecotones. The subalpine climate prevailing in the site is milder due
to Ibero-Mediterranean influences. Snow cover usually persists from late October till
early June. The average annual precipitation amounts to 1500 mm. The geological
substrate is granitic, amphibolitic and schistic. Soils are acidic (pH = 4.7 ± 0.1, SD;
total N: 0.5 % ± 0.044, SD; bulk density: 0.65 ± 0.099, SD).
Rhododendron ferrugineum L. (Ericaceae) is an evergreen shrub, with wellbranched trailing stems that reaches a height of 70-80 cm. It is widely distributed in the
Alps and the Pyrenees between 1600 and 2200 a.s.l. (Ozenda, 1985). It reproduces both
sexually and vegetatively. Sexual reproduction can be selfed and out-crossed seeds and
vegetative reproduction is induced through layering. R. ferrugineum can dominate
many subalpine landscapes on North- to West-facing slopes by outcompeting other
species. The two studied R. ferrugineum populations (hereafter PA and PB) have
significantly different LLS (17.9 and 21.5 months in PA and PB, respectively) and
were about 500 m apart on the North-western facing slope of the mid-section of the
valley (between 2100 and 2200 m a.s.l).
Leaf survivorship
146
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Measurements were conducted on twenty randomly selected seed-sired
individuals of similar size in each site. Three shoots per individual (60 shoots in total)
were randomly tagged and leaves of different ages (L0, L1, L2, L3: current-year, 1-yr
old, 2-yr old, 3-yr old leaves, respectively) were counted the 1st of June, the 15th of
July, the 15th of August, the 15th of September and the 20th of October during each of
2005, 2006 and 2007 growing seasons. At each counting date, we were able to know
the number of leaves of each generation attached to the branches.
Gas-exchange measurements
Photosynthesis and dark respiration were measured for leaves of the three
different age classes with a portable photosynthesis system (LCi, ADC BioScientific
Ltd.) between July and September in 2006 and 2007. Measurements were conducted
during sunny and clear days between 9:00 and 16:00 solar time under ambient CO2
partial pressure, air temperature and relative humidity. Photosynthetic activity was
measured under saturating ambient irradiance (PAR > 1000 µmol.m-2.s-1) and dark
respiration (Rd) after we covered the leaf chamber with an opaque material. Since the
aim was to compare i) the mean maximum carbon assimilation rate (Amax) of each leaf
age class within each population, and ii) the photosynthetic capacity of shrubs
between the two populations, we performed the measurements on a maximum of
shrubs in each population rather than on a maximum of leaves per shrub. Therefore,
measurements were performed on one leaf of each age class for all the branches of
10-20 shrubs per day. In order to compare photosynthetic capacity between the two
populations, we only used values obtained during two successive days with similar
atmospheric conditions, i.e. saturating PAR and similar temperatures in the leaf
chamber.
Leaf N content and leaf surface area
For the two sites, four harvests per year (1 June, 15 July, 10 August and 10
September) were carried out during the 2006 and 2007 growing seasons. At each date,
10 leaves of each cohort per individual were collected from 10 individuals randomly
selected among 20 whose leaf demography was studied. All the collected leaves were
147
Partie 2 – Chapitre 4 scanned and their area measured with Image J 1.36b (National Institute of Health,
USA). They were then dried 72h at 60º C and weighted to calculate the leaf mass per
area (LMA). Afterwards all the leaves of the same cohort of each shrub were pooled
and ground in a fine powder (< 1 µm) to be analysed with a carbon-nitrogen analyser
(Model NA 1500, Carbo Erba, Milan Italy).
Calculations
Within each month, Amax and Rd measurements were conducted on the same
number of shrubs in PA and PB. In both populations, we averaged all the values
collected monthly to assess the mean Amax and Rd of leaves of each age class. The
potential photosynthetic capacity of each leaf age class was estimated by multiplying
Amax by the total leaf area of the cohort.
An estimation of the maximum rate of carboxylation at 25°C (Vm0) was given by
a one-point method using only the measurements of Amax, the intracellular
concentration of CO2 (Ci), and a value of dark respiration (Rd) (Pornon & Lamaze,
2007). Parameters and their Q10 functions for temperature adjustment were derived
from (Collatz et al., 1991; Sellers et al., 1996).
Branch photosynthetic capacity depends on three main parameters: leaf surface
area produced, LLS, and Amax of each leaf age classes. The two first parameters affect
the branch leaf area and the last determines the potential rate of carbon assimilation of
the leaf surface. At each date, the foliar surface of a branch was calculated as follow:
(eqn. 1)
where, nLx(t) and SLx are the number of attached leaves at t and the mean surface of
leaves of the x age class in August (when current year leaves reached their maximal
area), respectively. Branch photosynthetic capacity can be calculated as follow:
(eqn. 2)
where, Sx(t) and Ax(t) are the leaf area and the mean Amax of the x cohort at time t,
respectively (with t = 0, the beginning of the growing season, i.e. June). Sx is function
of the number and the area of leaves produced each year by a branch and of leaf
shedding pattern. These parameters were measured for both populations from June to
October. The relationship between Amax and leaf age was assessed with polynomial
148
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
regressions for each population. Equations were used to extrapolate the branch
photosynthetic capacity throughout the whole growing season in each population.
Then, we performed a sensitivity analysis to know to what extend differences in Amax,
LLS and annual leaf production between the two populations influence the branch
photosynthetic capacity during the growing period.
At each leaf census date, Narea (g m-2) of each leaf age class was calculated as the
product of the corresponding Nmass (g g-1 DW) and LMA (g DW m-2). For each leaf
age class, the nitrogen use efficiency for photosynthesis (PNUE) was estimated by
dividing mean Amax (µmol m-2 s-1), calculated with all the values obtained during one
month, by the corresponding mean Narea (g m-2). PNUE at branch level was calculated
as follow:
(eqn. 3)
Statistics
Mean Amax and PNUEB in PA and PB were compared by using a paired t-test.
Within each population, Amax and Rd of the three leaf age classes were compared at
each date with a one-way ANOVA followed by a Tukey HSD test. In order to know
the sources of variation of both Amax and Rd, we performed analysis of variance with
population, leaf age class, leaf N concentration and period as main effects.
Relationships between leaf N concentration and leaf photosynthesis (Amax and Vm0) or
Rd where studied by using generalized additive models (GAM). Calculations were
performed with R (R development Core Team, 2006).
Results
Leaf demography
Leaf production was affected by freezing in 2007 in both populations, particularly
in PB (Table 1). Overall, leaf production was not different between the two
populations (9.61 ± 1.13 and 9.74 ± 3.07 in PA and PB, respectively). On the
contrary, leaf-shedding rate was higher in PA than in PB during the vegetation period.
149
Partie 2 – Chapitre 4 For example, shrubs of PA shed 65% of their L1 during the vegetation period vs. only
42% in PB (Fig. 1). It resulted in higher number of attached leaves in PB during the
whole vegetation period. Actually, branches in PA had 35% less attached leaves than
in PB at the beginning of shoot growth and the difference was even higher at the end
of the vegetation period (45%). During the vegetation period, leaves older than one-yr
old (L1 + L2) made between 30 and 50% of attached leaves in PA vs. 52 and 65% in
PB.
Table 1 Components that influence branch leaf surface area in both populations
LLS
(months)
PA
PB
17.9 ± 2.4
a
21.5 ± 3.6
b
Mean leaf area (cm2)
Leaf production (nb of
leaves/branch)
L0
L1
L2
2007
2006
2005
1.48 ±
0.47
1.61 ±
0.41
1.67 ±
0.51
1.84 ±
0.49
1.37 ±
0.44
2.18 ±
0.58
8.82 ±
1.91 a
6.20 ±
1.28 b
9.12 ±
2.28 a
11.26 ±
3.14 b
10.91 ±
1.96 a
11.76 ±
1.76 a
Fig. 1 Number of leaves from different age classes per branch (mean + SD ) in
populations A (a) and B (b).
150
1.66 ±
0.25 PB
1.34 ±
0.07
1.32 ±
0.10
L1
1.10 ±
0.09 1.02 ±
0.04 L2
2.72 ±
0.31 2.97 ±
0.26 L0
2.52 ±
0.23 2.45 ±
0.09 L1
L2
1.98 ±
0.25 1.79 ±
0.14 Narea (g m-2)
12.26 ±
2.56 a 10.50 ±
2.48 a L0
14.69 ±
2.67 a 12.1 ±
3.24 a L1
L0
9.69 ± 4.50 ±
2.27 b 0.76 a
5.88 ±
1.45 a
4.96 ±
1.27 a
L1
4.98 ±
1.56 a
3.42 ±
1.93 a
L2
PNUE (µmol s-1 g-1 N)
6.20 ± 3.56 ±
3.54 b 0.88 a
L2
Amax (µmol m-2 s-1)
-3.64
± 2.09
a
-4.08
± 1.64
a
L0
-1.52
± 0.50
b
-2.15
± 0.43
b
L1
-1.51
± 0.38
b
-1.81
± 0.37
b
L2
Rd (µmol m-2 s-1)
Values that do not share the same letters are significantly different (P < 0.05 – Anova followed by Tukey HSD test).
1.72 ±
0.15 PA
L0
Nmass (%)
Table 2 Characteristics of the different leaf age classes in populations A and B
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
151
Partie 2 – Chapitre 4 Leaf gas exchanges
A three-way ANOVA revealed significant population, leaf age class and period
effects on Amax (Table 3). Two of the three interaction terms were also significant
(Population × Leaf age class and Period × Population × Leaf age class). From midJuly to mid-August, Amax of L1 in PA and PB were similar (Fig. 2). In both
populations, L1 had higher Amax than L0 and L2 until mid-August. Afterwards, Amax
of L0 and L1 were significantly higher than that of L2 until the end of September.
Amax of L1 and L2 decreased faster in PA than in PB, which contributed to the
significant population effect revealed by the ANOVA. In fact, Amax of L1 was 90 and
30% higher in PB at the end of August and at the beginning of September,
respectively. Amax of L2 was 60% higher at the end of July and more than five times
higher at the end of August in PB than in PA.
In both populations, dark respiration (Rd) was strongly higher in L0 than in L1
and L2 in July (Fig. 2). Then, the difference decreased and was no more significant in
August and September.
Contrary to Amax whose maximum values occurred when leaves were 1-yr old
(L1), Vm0 was maximal during in L0 at the end of August in both populations (Fig. 3).
Then, Vm0 strongly decreased at the end of the vegetation period and was constant
during the second vegetation period. Afterwards, Vm0 decreased until there was no
more attached leaves.
152
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Fig. 2 Photosynthetic capacity (Amax) and dark respiration (Rd) of the three leaf age
classes during a growing season (average of 2006 and 2007 values) in PA (a and c)
and PB (b and d). Leaf age class values (means + SD. n= 10-34) were compared at
each date with an analysis of variance (ANOVA) followed by a Tukey HSD test.
Values not sharing the same letters are significantly different (P < 0.05).
Table 3 Analysis of variance in Amax measurements made during the vegetation
periods of 2006 et 2007 (n = 331)
Source of variation
Df
MS
F
P
Population
Leaf age class
Period
Period × Population
Period × Leaf age class
Population × Leaf age class
Period × Population × Leaf age class
Residuals
1
2
2
2
4
2
3
309
361.1
645.6
134.2
13.1
140.1
36.8
43.8
16.4
22.04
39.41
8.19
0.80
8.55
2.24
2.67
4.01 × 10-6 ***
5.67 × 10-16 ***
3.41 × 10-4 ***
0.45
1.47 × 10-6 ***
0.10
0.04 *
153
Partie 2 – Chapitre 4 Branch photosynthetic capacity
Branch photosynthetic capacity was up to 95% higher in PB than in PA (Fig. 4).
In July, L1 compartment accounted for more than 50% of the branch photosynthetic
capacity in both populations. Then, L0 compartment became progressively the most
important source of carbon for the plant (in August for PA and only in September for
PB). In PA, photosynthetic capacity of the L1 compartment represented only 32% of
the branch photosynthetic capacity in September vs. 45% in PB. In PA, L2
compartment had a marginal effect on the branch photosynthetic capacity (less than 7
and 3% in July and August, respectively). On the contrary, L2 compartment was
potentially highly efficient in carbon assimilation in PB. Its photosynthetic capacity
was higher than that of L0 compartment in July (27% vs. only 20%) and still
represented 18 and 6% of the branch photosynthetic capacity in August and
September respectively.
The difference of leaf shedding between the two populations resulted in up to
43% higher branch leaf surface in PB than in PA (Fig. 5). Parameters influencing the
difference in branch photosynthetic capacity between the two populations can be
classified as follow: leaf-shedding > leaf cohort area > Amax. When only leaf-shedding
pattern differed from one population to the other (respective patterns), branch
photosynthetic capacity was at least 20% higher in PB than in PA. The difference
reached 33 and 30% at the beginning and at the end of the vegetation period. When
shrubs shared the same leaf-shedding pattern but differed in their foliar biomass
production, the difference was only of 17%. Difference in Amax of individual leaves
played a marginal role in branch assimilation capacity (up to only 13% in October).
154
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Fig. 3 Changes in the maximal rate of carboxylation (Vm0 + SD) in leaves during
their life span.
Fig. 4 Carbon assimilation capacity of a branch during the growing period in PA and
PB.
155
Partie 2 – Chapitre 4 Relationship between C assimilation and leaf N
As shown by the ANOVA, Narea, leaf age class and population had significant
effects on Amax (Table 4). There was a significant linear positive correlation between
Amax and Narea (Fig. 6). However, Narea explained only 15% of the variation in Amax. As
expected, the relationship between Vm0 and Narea was significantly stronger (r2 = 0.56).
No population nor interaction effects were found for both relationships (ANCOVA;
data not shown), indicating that N use for photosynthesis in individual leaves were not
strongly different between the two populations. The relationships between Amax or Vm0
and N concentrations were stronger when expressed on a mass basis (Nmass; Fig. 7).
Amax follows a bell shape curve with Nmass, whereas Vm0 first increases linearly before
reaching a plateau at about 1.8 g N g-1 DW.
Rd was significantly affected by both Narea and leaf age class (Table 5). Contrary
to Amax, there was no population effect on Rd. No relationship was found between Rd
and Narea (P = 0.1; data not shown). On the contrary, Rd strongly increased with Nmass
(Fig. 7). There was also a strong negative correlation between Rd and Amax only for L0
(Fig. 7).
Table 4 Analysis of variance in Amax (µmol m-2 s-1) as related to
nitrogen concentrations and populations (n = 34)
Sources of variation
Df
MS
F
P
Narea
Leaf age class
Population
Narea × Leaf age class
1
2
1
2
61.54
42.62
54.43
5.30
7.03
4.87
6.22
0.60
0.01 *
0.01 *
0.02 *
0.55
Narea × Population
1
0.08
0.01
0.92
Leaf age class ×
Population
Narea × Leaf age class ×
Population
Residuals
2
0.95
0.10
0.89
2
4.89
0.559
0.58
22
8.75
156
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Fig. 5 Differences in branch leaf area (open circles) and branch photosynthetic
capacity (closed symbols) between shrub of PA and PB when: only leaf shedding
pattern (open circles and closed squares), or only Amax (closed triangles), or only leaf
cohort surface (closed circles) differ from one population to the other.
Fig. 6 Relationship between Narea and Amax (A) or Vm0 (B). Symbols: L0 (circles). L1
(triangles). L2 (lozenges). PA (black symbols). PB (white symbols).
Regression lines: (A) y = 3.04 x+3.76 (r2 = 0.15. P = 0.02); (B) y = -7.9 + 32.0 x (r2 =
0.56; P < 0.001)
157
Partie 2 – Chapitre 4 N resorption and PNUE
Despite lower Narea, L1 had higher or similar Amax than L0 during the whole
vegetation period (Fig. 2 & Table 2). Consequently, PNUE, calculated as the ratio of
Amax to Narea, was 40% and 30% higher in L1 than in L0 in PA and PB respectively
(Table 2). Averaged on the entire vegetation period, Amax was significantly lower in
L2 than in L0 and L1. However, as Narea declined with leaf age, PNUE in L2 was
similar to PNUE in L0 and only 30% and 15% lower than that in L1 in PA and PB
respectively (Table 2). Thus, the shapes of the relationships between both Amax and
PNUE with leaf age were curvilinear in both populations, with maximal values at
around 13 months old (L1 in July).
Marty et al. (2009) have shown that N resorption in leaves occurred throughout
the entire leaf life in a linear manner for both populations (Fig. 8-a and 8-b). On the
contrary, N resorption efficiency, i.e. the proportion of N resorbed from full leaf
expansion to death, was shown to be constant over 14 months old. As a consequence,
the fraction of N resorbed before shedding (RN) decreased with leaf age (Fig. 8-c). It
means for example that in PA, the shedding of a L1 in July provides two times more
N than the shedding of a L2 (Fig. 8-d). The ratio of PNUE in leaves older than 13
months (PNUEold) to the maximal PNUE value (PNUEmax) was never lower than 0.45
in both populations. These ratios were always markedly higher than RN in both
populations even for L2 (PNUEold/ PNUEmax > RN).
Table 5 Analysis of variance in Rd (µmol m-2 s-1) as related to
nitrogen concentrations and populations (n = 34)
Sources of variation
Df
MS
F
P
Narea
Leaf age class
Population
Narea × Leaf age class
1
2
1
2
10.33
18.11
0.58
2.89
4.97
8.71
0.58
1.39
0.04 *
0.002 **
0.45
0.27
Narea × Population
1
0.37
0.18
0.67
Leaf age class ×
Population
Narea × Leaf age class ×
Population
Residuals
2
0.09
0.04
0.95
2
0.02
0.01
0.99
22
2.08
158
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Fig. 7 Relationships between leaf N concentrations (mass basis) and photosynthesis
(Amax or Vm0) or leaf dark respiration (Rd) ; and relationship between Rd and Amax.
Symbols: (●): L0; (○): L1 and L2.
159
Partie 2 – Chapitre 4 Fig. 8 Changes in nitrogen resorption of both attached and dead leaves (respectively
AL and DL) in populations A (a) and B (b) with leaf age (see Marty et al. 2009); cChanges in RN, i.e. the fraction of nitrogen resorbed during leaf shedding, with leaf
age in populations A (PA; full line) and B (PB; dashed line); d- Relative importance
of the amount of N released by L1 shedding as compared to L2 shedding during the
growing season in populations A and B.
Symbols: PNUEold/PNUEmax in PA (●) and PB (○); PNUE[Vm0]old/PNUE[Vm0]new in
PA (■) and PB (□).
160
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Discussion
Evergreen trees are considered to have an intrinsically limited photosynthetic
capacity because of a suite of anatomical and biochemical traits related to long LLS.
For example, leaf N allocation to the photosynthetic apparatus has been shown to be
smaller in plants with high LMA, such as evergreens, because they invest more N in
structural components (Poorter & Evans, 1998; Warren & Adams, 2000; Takashima
et al., 2004), or inefficient because of an overinvestment in Rubisco relative to other
components of the photosynthetic machinery (Warren & Adams, 2004). Moreover,
thicker cell walls required for high LLS increases the internal resistance to CO2
diffusion from the substomatal cavities to sites of carboxylation, which contributes to
reduce photosynthetic capacity (Hikosaka, 2004). As a consequence, evergreen
species are generally less productive than deciduous ones and are mainly distributed
in unfertile habitats. Hence, it has been proposed that long LLS could be the way by
which evergreen species could extend their carbon gain.
Here, we showed that the higher LLS in PB as compared to PA resulted in higher
photosynthetic leaf surface area during the whole vegetation period (Fig. 1). Since old
leaves (L1 and L2) maintained a high Amax, LLS was the trait that most contributed to
increase branch photosynthetic capacity in PB (Fig. 5). In this population, old leaves
accounted for 65% of the total leaf area during shoot growth (July and August) and
for up to 80% of the branch photosynthetic capacity during the same period. Pornon
& Lamaze (2007) have shown that during shoot growth, old foliage provides new
leaves with photosynthetic products. This source of carbohydrates may be important
for the development of the new leaves because from early to late July, L0 had low
photosynthetic capacity (Fig. 2). This was mainly due to high respiration activity (Fig.
2) certainly because of the need for metabolic energy for growth, and probably to the
fact that during leaf expansion, chloroplasts are not fully active and carboxylation has
not reached its peak capacity (Larcher, 1995).
As in many other studies (Evans, 1989; Reich et al., 1991; Reich et al., 1992;
Karlsson, 1994), we found a positive linear relationship between Amax and Narea (Fig.
6). However, this relationship was weak (r2 = 0.15) partly because measurements
were performed in the field were stomatal resistance can reduce Amax. Moreover, a
smaller fraction of N is allocated to the photosynthetic machinery in evergreen species
161
Partie 2 – Chapitre 4 as compared to herbaceous species, which results in a weaker relationship between
Amax and Narea (Hikosaka, 2004; Warren & Adams, 2004). Leaf age class better
explained variations in Amax than Narea. In fact, when Narea was introduced after leaf
age class in the ANOVA model (Table 4), its effect was no more significant (P =
0.50, data not shown). It means that leaf age class had an effect on Amax independently
of Narea. In fact, despite a lower Narea, L1 had a greater Amax than L0 (at least during the
first months of the vegetation period), and Amax of L2 and L0 were not significantly
different in July (Fig. 2) for both populations. Figure 4 shows that Vm0 stagnated
above a given Nmass (about 1.7 g N g-1). It suggests that in L0 with the highest Nmass, a
part of leaf N was inefficiently or not allocated to the photosynthetic machinery.
Moreover, high Nmass was strongly associated with high Rd (Fig. 7), suggesting that a
large part of N contained in leaf cells was invested in respiratory machinery (e. g.
mitochondrial enzymes). The fact that for L0, a decrease in Rd was associated with an
increase in Amax (Fig. 7) also suggests that a part of leaf N contained in respiratory
machinery was gradually translocated to the photosynthetic apparatus or to other cell
structures. This translocation would result in the decrease of leaf respiration thus
increasing the net assimilation of CO2. The fact that Rd was not significantly different
between leaf age classes from August to the end of September suggested that the
amount of N allocated to respiratory processes did not decrease with leaf age after leaf
expansion phase. Supposing that specific activities of the photosynthetic and
respiratory enzymes do not vary with leaf age, we propose a model in which
variations in PNUE with leaf age could result from changes in leaf N content and
allocation between the respiratory and the photosynthetic machineries (Fig. 9). In this
model, PNUE can be expressed as the ratio of the amount of N allocated to the
photosynthetic machinery (xi) to the total leaf N (yi). Following, L0 invested a large
fraction of their N in the respiratory machinery, thus explaining high respiratory rates
and consecutive low Amax values. N resorption occurring in leaves would firstly affect
N contained in respiratory machinery without reducing photosynthetic N. This would
explain the higher Amax and PNUE in L1. In L2, Amax decreased partly because of
resorption of N contained in photosynthetic enzymes. As leaf N content decreased
simultaneously, PNUE was not strongly affected, explaining why PNUE in L2 was
similar to that in L0 despite a significantly lower Amax.
162
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
Fig. 9 Model explaining changes in the photosynthetic nitrogen use efficiency
(PNUE) with leaf age in R. ferrugineum. In this model, we suppose that specific
activities of the photosynthetic enzymes do not vary with leaf age. Thus, PNUE can
be expressed as the ratio of the amount of N allocated to the photosynthetic machinery
(xi) to the total leaf N (yi). In this model, PNUE can increase by reducing yi (L1) and
be similar with different yi (L0 and L2).
163
Partie 2 – Chapitre 4 Thus a model based on change in leaf N allocation can explain the increase in
PNUE with leaf age during the first 13 months of the leaves. This increase contrasts
with Escudero & Mediavilla (2003), which found a decrease in Amax with leaf age
without a decrease in Narea, resulting in a significant decrease in PNUE with leaf age.
However, the authors did not find old attached leaves with very low PNUE relative to
the PNUE in the new leaves. They argued that leaf shedding occurred when it
increased the whole-plant carbon gain, i.e. when PNUE in the old leaf, expressed as
the fraction of PNUE in the new leaf becomes lower than the fraction of N resorbed
during leaf shedding (PNUEold/PNUEnew < RN). Indeed, when old leaves are shed, part
of the leaf N is retranslocated to new leaves with higher Amax. Thus, the whole-plant
carbon gain is increased when the amount of N translocated to new leaves (which
depends on N resorption efficiency) has a higher carbon gain than had the amount of
N in old leaves before shedding (nitrogen translocated plus nitrogen lost in the litter).
Escudero & Mediavilla (2003) did not find that Narea decreased before the really end
of leaf life. It means that the fraction of N resorbed during leaf shedding (RN) was
similar to N resorption efficiency. Thus, RN was high and the difference between
PNUEold and PNUEnew did not have to be large for the model predict an increase in
the whole-plant carbon gain with leaf shedding. In R. ferrugineum, leaf N content
decreased linearly with leaf age (Marty et al. in press; Fig. 8-a and 8-b). Given that N
resorption efficiency did not vary with leaf life span after 14 months old, the
proportion of N resorbed during leaf shedding (RN) thus also decreased linearly with
leaf life span (Fig. 8-c). Consequently, the ratio PNUEold/PNUEmax must decrease at
the same rate for leaf shedding to result in an increase in the whole-plant carbon gain.
It is clearly not the case for R. ferrugineum. In fact, although PNUE decreased in both
populations after leaves were one-yr old, old leaves conserved high PNUE until the
end of their life so that the ratio PNUEold/PNUEmax was always above the curves
representing RN (Fig. 8-c). Moreover, leaf shedding also occurred after shoot growth
(Fig. 2). N resorbed from old senescing foliage during this period was shown to be
transferred in woody tissues (Marty et al., 2009), i.e. tissues with nil PNUE.
Altogether, these results indicate that leaf shedding did not occur to increase the
whole-plant carbon gain. The same deduction was made for an annual herb grown
under high N availability (Oikawa et al., 2008). These authors actually found that leaf
shedding occurred later than expected by the model when N was not the factor most
limiting plant growth (Oikawa et al., 2008).
164
Longévité foliaire & efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse
We conclude that if soil nitrogen was sufficient to satisfy nitrogen demand for
shoot growth, we can reasonably hypothesize that shrubs in PA would keep their
leaves a longer time to increase their carbon gain. Thus, a carbon gain optimisation
approach could be irrelevant for alpine evergreen species due to the particularly
important storage function of old leaves in nitrogen-depleted environments.
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167
PARTIE 3 PRELEVEMENT ET DYNAMIQUE DES
ELEMENTS CHEZ R. FERRUGINEUM
168
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
1­ Introduction Les plantes nécessitent au moins 17 éléments pour compléter leur cycle
biologique (Marschner, 1995). Hormis le carbone, tous ces éléments sont en grande
partie prélevés dans la solution du sol par les racines. La capacité de prélèvement
racinaire est très variable d’une espèce à l’autre et dépend aussi des conditions
physico-chimiques du sol et du développement des parties aériennes. Alors que le
prélèvement et la dynamique des éléments majeurs (e.g. l’azote ou le phosphore) dans
les tissus des plantes ont fait l’objet de nombreuses études, ceux des éléments dits
« traces » sont nettement bien moins documentés. Parmi les éléments traces, les
lanthanides, aussi appelés terres-rares, ont particulièrement peu été étudiés. Leur
concentration dans les tissus végétaux est généralement très faible. Aussi, les études
portant sur leur prélèvement et leur dynamique ont par le passé été freinées par les
limites de détection des méthodes analytiques (Markert 1987). Récemment, il a été
montré que l’accumulation des éléments traces dans les feuilles des plantes dépend du
type de sol, du climat, mais aussi fortement de facteurs phylogénétiques (Watanabe et
al., 2007).
Dans ce chapitre, nous avons étudié la dynamique de plus de 45 éléments dans le
sol et dans les différents tissus d’une plante sempervirente de l’étage subalpin
Pyrénéen, Rhododendron ferrugineum. Des analyses multi-élémentaires ont été
réalisées pour tous les horizons des sols et pour les différents compartiments de la
plante sur deux populations géographiquement proches. Ceci nous a permis d’évaluer
l’influence du sol ainsi que la variabilité intra-spécifique dans l’accumulation des
éléments dans les différents compartiments de la plante. Les principaux objectifs
étaient i) d’établir des groupes d’éléments sur la base de leur comportement dans le
sol ou dans la plante, ii) de suivre la dynamique de certains éléments analysés dans les
feuilles au cours du temps, iii) de mettre en évidence un éventuel effet du site
(populations) sur le prélèvement et la dynamique des éléments dans la plante, et enfin
iv) de caractériser une possible discrimination entre éléments en mettant en évidence
des gradients longitudinaux d’accumulation des éléments le long de la plante.
169
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
2­ Matériels et méthodes 2‐1 Analyses multi‐élémentaires 2­1­1 Echantillonnage • Sols Sur chaque site, un transect diagonal est tracé, sur lequel quatre fosses
pédologiques sont creusées pour le site A et trois pour le site B. Les horizons de sol
sont distingués visuellement par analyse de leur couleur et de leur structure. Un
échantillon de terre fraiche est prélevé dans chaque horizon et dans chaque fosse à
l’aide d’une spatule en téflon et d’un couteau à lame en céramique. Ces échantillons
sont stockés dans des flacons en polypropylène et transportés au laboratoire où ils
sont séchés à l’étuve pendant 24 heures à 115°C, puis broyés (Ø < 80µm) dans un
broyeur à bol en agate. La poudre obtenue est stockée dans des tubes en
polypropylène préalablement lavés à l’acide nitrique (HNO3 1N). Les échantillons
sont ensuite préparés avant les analyses multiélémentaires.
• Végétaux Les prélèvements sont réalisés sur cinq compartiments de R. ferrugineum: les
feuilles de l’année, d’un an et de deux ans (respectivement L0, L1 et L2), ainsi que les
racines (R) et les tiges (T). Les prélèvements sont effectués à trois dates (mi-juin, miaoût et fin octobre) sur 20 arbustes adultes. Ces dates correspondent respectivement
au début de la saison de végétation, à la fin de la croissance des pousses et à la fin de
la saison de végétation. Sur chaque site, cinq zones de prélèvement de 50 m2 sont
délimitées. A chaque date, quatre arbustes pris au hasard dans un pool d’arbustes de
taille similaire sont échantillonnés sur chacune de ces zones. Les compartiments
collectés sur les quatre arbustes sont ensuite mélangés de manière à obtenir un
échantillon par compartiment et par zone de prélèvement. A chaque date, cinq
mesures par compartiment et par site sont donc effectuées. Après les prélèvements, les
échantillons sont immédiatement placés au frais avant d’être transportés au laboratoire
170
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
où ils sont soigneusement rincés avec de l’eau ultrapure pour éliminer les dépôts
atmosphériques, séchés à l’étuve pendant 72h à 60°C et enfin broyés dans un mortier
en porcelaine en présence d’azote liquide. La poudre obtenue est stockée dans des
tubes en polypropylène préalablement lavés à l’acide nitrique (HNO3 1N). Les
échantillons sont ensuite préparés avant les analyses multi-élémentaires.
2­1­2 Préparation des échantillons La dissolution totale des éléments est essentielle pour obtenir des résultats
analytiques justes. Elle est réalisée par une succession d’attaques acides en salle
blanche. Pour chaque échantillon, environ 100 mg de poudre sont déposés dans un
réacteur en téflon (Savillex®). Les attaques acides se déroulent de la manière
suivante:
5. Une première oxydation de la matière organique en présence de 1 mL de H2O2
à température ambiante pendant 24 heures.
6. Une première attaque acide par 1 mL de HNO3 bi-distillé pendant 24 heures
sur plaque chauffante à 80°C, suivie de l’évaporation complète de la solution.
7. Une deuxième attaque acide par 2,4 mL d’un mélange équimolaire HF/HNO3
pendant 24 heures sur plaque chauffante à 80°C, suivie de l’évaporation
complète de la solution.
8. Une dernière attaque par 30 gouttes d’un mélange HCl/HNO3 pendant 24
heures sur plaque chauffante à 115°C, suivie de l’évaporation complète de la
solution.
Le résidu sec est pesé et dissous dans 10 mL de HNO3 bi-distillé (10%). La
solution est ensuite diluée d’un facteur 3000 avec une solution de HNO3 (2%) en vue
des analyses élémentaires.
171
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
2­1­3­ Méthodes analytiques • Sols Les dosages de Ca, Mg, K et Na dans les échantillons de sol ont été réalisés par
spectrométrie d’absorption atomique (SAA) au LMTG (Toulouse).
• Végétaux Les dosages de Ca, Mg et K dans les plantes ont été réalisés par spectrométrie
d’émission optique à plasma à couplage inductif (ICP-OES ; IRIS Intrepid II XDL).
La teneur en azote dans les feuilles a été mesurée à l’aide d’un analyseur carboneazote (Model NA 1500, Carbo Erba, Milan, Italy). Ces méthodes analytiques sont
décrites en annexe.
Le dosage des éléments traces a été réalisé au LMTG (Toulouse) par
spectrométrie de masse à plasma à couplage inductif (ICP-MS ; 7500 CE, Agilent
Technologies) aussi bien pour les échantillons de sol que de végétaux.
2‐2 Etude des sources de variations des concentrations dans la plante Une approche souvent utilisée pour évaluer l’effet de plusieurs paramètres sur
une variable dépendante est d’estimer la part de la variabilité contenue dans la base de
données, qui leur est attribuable. Dans une analyse paramétrique classique, ceci est
possible en quantifiant la variabilité liée aux sources de variations identifiées. Dans
une ANOVA à deux facteurs de classification, nous avons partitionné la variance afin
de connaître les parts de la variation des concentrations en éléments traces attribuables
aux sites et aux différents compartiments de la plante. La part de la variation
inexpliquée par le modèle est contenue dans les résidus de l’ANOVA. Lorsqu’une
interaction significative entre les deux facteurs était mise en évidence par le modèle,
celle-ci était intégrée à l’analyse des composantes de la variance (ACV).
172
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
173
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Modèle à effets fixés (Fixed effects model)
Facteurs
Composantes de la
variance (CV)
Part de la variation attribuable à
chaque facteur (%)
Site (S)
MSS (a −1)
abn
CVS
×100
CVS + CVC + CVS ×C + CVR
Compartiment (C)
MSC (b −1)
abn
CVC
× 100
CVS + CVC + CVS ×C + CVR
Site×Compartiment
(S×C)
MSS×C ( a − 1)(b − 1)
abn
CVS×C
× 100
CVS + CVC + CVS×C + CVR
MSR
CVR
× 100
CVS + CVC + CVS×C + CVR
Résidus (R)
Composantes de la variance dans un modèle ANOVA à deux facteurs fixés.
MSS, MSC, MSS×C et MSR sont respectivement les moyennes des carrés pour les
facteurs site (S), compartiment (C), pour l’interaction entre les deux précédents
facteurs (S×C) et les résidus (R) ; CVS, CVC, CVS×C et CVR sont les composantes
de la variance pour les différents facteurs ; a et b sont les nombres de niveaux des
facteurs S et C, et n est le nombre de réplicas par traitement. Dans notre schéma
expérimental, ces paramètres sont respectivement 2, 5 et 5.
2‐3 Discrimination des éléments dans la plante Nous avons étudié la discrimination des analogues du Ca (Sr et Ba) et du K (Rb)
dans leur accumulation dans les différents compartiments de la plante. Des facteurs de
discrimination entre les racines et les tiges, et entre les tiges et les feuilles ont été
calculés. Par exemple la discrimination du Sr a été calculée de la manière suivante :
DFTCa−R/ Sr =
(Ca /Sr)T
(Ca /Sr) R
Ca / Sr
DFL−T
=
(Ca /Sr) L
(Ca /Sr)T
où, T, R et L sont respectivement les compartiments tige, racine et feuilles. Par
exemple, DFT-R désigne le facteur de discrimination des racines vers les tiges. Plus les
valeurs de DF sont élevées, plus la discrimination du Sr entre deux compartiments est
174
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
importante. Les DF entre les différents compartiments ont été calculé pour les couples
Ca-Sr, Ca-Ba, et K-Rb.
2‐4 Transpiration et efficacité d’utilisation de l’eau pour la photosynthèse Des mesures de photosynthèse et de transpiration ont été réalisées pendant deux
années successives entre juillet et septembre sur les deux sites (LCi, ADC
Bioscientific, UK). Les mesures ont été prises entre 10 h et 16 h heure solaire, sous
ensoleillement naturel saturant (PAR > 900 µmol m-2 s-1) et à température ambiante.
Pour chaque cohorte, la comparaison des échanges gazeux entre les deux sites porte
sur des mesures prises à la même heure et dans des conditions de température
similaires (n = 62). La WUE (mmol CO2 mol-1 H2O) est estimée par le rapport entre la
capacité photosynthétique (Amax, µmol m-2 s-1) et la transpiration (E, mmol m-2 s-1) de
chaque feuille. Avant de procéder aux analyses statistiques, la normalité de la
distribution des valeurs est testée (Test de Shapiro, α = 0,05) et celles-ci sont
transformées si nécessaire (log-transformation). Les deux paramètres E et WUE sont
comparés i) d’un site à l’autre pour chaque cohorte à l’aide d’un test-t de Student et ii)
entre cohortes d’un même site à l’aide d’une Anova à un facteur de classification.
175
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3­ Résultats 3‐1 Analyses multi‐élémentaires Les concentrations en éléments diminuent avec l’augmentation de leur numéro
atomique aussi bien dans le sol que dans les plantes (Fig. 3-1). Cette tendance est
vraie lorsque tous les éléments analysés sont pris en considération. Cependant, les
courbes de concentrations des lanthanides présentent une forme caractéristique en
dents de scie (Fig. 3-2 et 3-3). Les éléments avec un numéro atomique pair sont en
effet plus abondants que les éléments adjacents avec un numéro atomique impair, ce
qui est conforme à la loi de Oddo-Harkins.
Figure 3-1 Concentrations moyennes de 43 éléments dans le sol (A) et dans les
végétaux (B) des deux sites. Pour chaque élément, les valeurs sont les moyennes de
l’ensemble des horizons et réplicas pour le sol (A) et l’ensemble des compartiments et
réplicas pour les végétaux (B). Symboles: (○) site A, (●) site B.
176
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-2 Concentrations en lanthanides dans les différents horizons du sol des sites
A (A) et B (B). Symboles : (●) A1, (■) A2, (○) B1, (△) B1’, (□) B2.
Figure 3-3 Concentrations en lanthanides dans les différents compartiments des
plantes sur les sites A (A) et B (B). Symboles : (●) tiges, (■) racines, (○) L0, (△) L1,
(□) L2.
177
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3­1­1 Sols Une analyse en composantes principales (ACP) a été utilisée pour analyser
l’ensemble des données recueillies sur les différents horizons de sol et les cinq
compartiments des végétaux des deux sites. La représentation graphique de la figure
3-4A est issue de la projection des éléments traces sur un plan formé de deux axes qui
expliquent près de 90% de la variation contenue dans le jeu de données. Bien que les
éléments soient dispersés, l’analyse révèle des groupes d’éléments spatialement
proches. On en distingue principalement quatre: 1) K, Rb, Sb, U, Ba, Mo, Ga, Pb et
V, corrélés positivement à l’axe 1 et négativement à l’axe 2 ; 2) Zn, Cu, Ni, Mg, Li,
Cd, Mn, Mo, Co et Y, corrélés positivement aux deux axes ; 3) Ca, Sr, Ti et Na,
corrélés négativement à l’axe 1 et positivement à l’axe 2 ; et 4) Al, Cr et Fe, corrélés
positivement à l’axe 2. Sur le premier axe, le groupe 3 est opposé aux groupes 1 et 2,
et sur le deuxième axe au groupe 1.
L’ACP met également en évidence une différence entre les sols des deux sites
(Fig. 3-5A). Le sol du site A est corrélé positivement au premier axe de l’ACP qui est
lui-même corrélé positivement aux groupes d’éléments 1 et 2. Au contraire, le sol du
site B est corrélé négativement au premier axe de l’ACP comme l’est le groupe
d’éléments 3. Dans le sol de chaque site, les horizons B sont spatialement plus
proches entre eux qu’ils ne le sont des horizons A. Ceci est particulièrement vrai pour
le site A où la distance entre les horizons A et B est importante. Comme les
observations faites sur le terrain, cette analyse confirme que le profil du site A est plus
évolué que celui du site B.
La représentation graphique de l’ACP réalisée sur les lanthanides (Fig. 3-4B) met
en évidence une forte similarité de comportement de ces éléments dans le sol. Le
premier axe qui explique 96% de la variation est fortement corrélé à tous les
lanthanides. Les horizons A des deux sites sont proches malgré une opposition sur
l’axe 2 (Fig. 3-5B). En revanche, les horizons B des deux sites sont éloignés sur le
premier axe, ce qui traduit un effet de concentration.
Les teneurs en éléments traces ont tendance à être supérieures dans les horizons
les plus profonds (annexes). Cependant, B, Mo et Cs sur les deux sites ou encore Ti,
V et Rb sur le site A montrent les tendances inverses. Les concentrations en
lanthanides sont aussi supérieures dans les horizons profonds (annexes). Cependant, la
178
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
différence entre les horizons est beaucoup plus nette sur le site A (annexes). Cette
différence explique l’éloignement des horizons A et B sur l’axe 1 de l’ACP pour le
site A (fig. 3-5B). De plus, les teneurs en lanthanides sont deux fois plus élevées dans
les horizons B du site A que dans ceux du site B, à l’exception du La. Cette différence
de concentration entre les deux sites explique l’opposition des horizons B des deux
sites sur le premier axe de l’ACP (fig. 3-5B).
179
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-4 Projection des éléments traces (A) et des lanthanides (B) dosés dans les
sols sur les deux premiers axes d’une analyse en composantes principales.
180
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-5 Projection des horizons de sol de chaque site sur les deux premiers axes
d’une analyse en composantes principales réalisée pour les concentrations en éléments
traces (A) et lanthanides (B).
181
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3­1­2 Plante
Le premier et le deuxième axes de l’ACP réalisée sur les concentrations en
éléments analysés dans les plantes expliquent respectivement 45% et 20% de la
variation (Fig. 3-6A). La représentation graphique fait apparaître trois principaux
groupes d’éléments : 1) Al, V, Cr, Mn, Cs, Fe, Co, Sb, Cu, Y et Mo corrélés
positivement au premier axe; 2) B, K, Ca, Mg, Ni, Zn, Rb, Sr et Ba corrélés
négativement au premier axe; et 3) Pb, Th et U fortement corrélés au deuxième axe.
L’ACP réalisée pour les concentrations en lanthanides montre que tous ces éléments,
à l’exception de Eu, sont extrêmement proches sur le graphique (Fig. 3-6B).
182
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-6 Projection des éléments traces (A) et des lanthanides (B) dosés dans les
cinq compartiments des plantes sur les deux premiers axes d’une analyse en
composantes principales.
183
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
L’observation des patrons d’accumulation des éléments traces dans les différents
compartiments des plantes (annexe) met en évidence trois groupes d’éléments : 1) Al,
Ti, V, Cr, Fe, Co, Sb, Cu, Ga, Y, Mo, Cs, Pb, Th et U sont très fortement concentrés
dans les racines par rapport aux autres compartiments ; 2) B, Ni, Rb, Sr, et Ba sont
plus concentrés dans les feuilles que dans les tiges et les racines ; et 3) Li, Mn et Zn
ne semblent pas s’accumuler de manière préférentielle dans un ou plusieurs
compartiments de la plante. Les groupes constitués à partir de l’analyse des patterns
d’accumulation des éléments traces dans les différents compartiments de la plante
s’apparentent à ceux obtenus avec l’ACP (Tableau 3-2). Dans l’ACP, Pb, Tb et U
forment un groupe indépendant (groupe 3), alors qu’ils sont rassemblés dans le
groupe 1 obtenu par l’analyse des concentrations. Le deuxième groupe correspond à
un groupe identifié par l’ACP, à l’exception du Zn. Seul le troisième groupe ne
correspond pas à une entité clairement identifiable par l’ACP.
Tableau 3-2 Principaux groupes d’éléments mis en évidence par l’ACP et par
l’analyse des patterns d’accumulation dans les différents compartiments des plantes.
184
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3‐2 Variabilité inter‐populationnelle des concentrations en éléments traces Contrairement aux résultats de l’analyse des sols, l’ACP ne montre pas de nette
différence entre les arbustes des deux populations (Fig. 3-7A). En revanche, pour les
deux populations les compartiments racines (R), tiges (T) et feuilles (L0, L1 et L2)
sont très éloignés les uns des autres. L’analyse indique également que pour les
lanthanides, les tiges sont proches des feuilles.
L’analyse en composante de la variance, appliquée à l’ensemble des mesures de
concentrations obtenues sur les végétaux, révèle que pour tous les éléments traces
(lanthanides inclus), à l’exception de Li, Mn, Zn, Ga, Y, Cs et Ba, la nature du
compartiment (L0, L1, L2, R ou T) explique entre 50% et 90% de la variation totale
(Tableau 3-3). Pour la majorité des éléments, l’effet « site » (ou population) est très
faible à l’exception de quatre d’entre eux (Mn, Ga, Cs et Ba) dont au minimum 30%
de la variation est expliquée par ce facteur. Pour tous les compartiments, les teneurs
en Mn, Cs et Ba sont en effet nettement supérieures dans la population A, alors que
les concentrations en Ga sont plus importantes dans la population B (annexes). Les
concentrations racinaires en Fe, Co, Y et Mo différent également d’une population à
l’autre. A l’exception de ces éléments, les concentrations dans les compartiments sont
globalement similaires d’une population à l’autre. Tous les lanthanides ont le même
pattern d’accumulation dans la plante. Comme le groupe 1 (Tableau 3-2), ils sont très
concentrés dans les racines par rapport aux différentes générations de feuilles et des
tiges. Leurs concentrations sont équivalentes dans les deux populations.
185
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-7 Projection des différents compartiments des végétaux des populations A et
B sur les deux premiers axes d’une analyse en composantes principales réalisée pour
les concentrations en éléments traces (A) et lanthanides (B).
186
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Tableau 3-3 Analyse en composantes de la variance des concentrations en
éléments traces (lanthanides inclus) dans les plantes.
Composantes de la variance (%)
Eléments
Compartiments
Sites
Résidus
Interactions
Li
5,57
6,43
87,98
B
84,98
1,01
14,00
Al
89,84
0,05
10,10
Ti
85,55
0,02
14,42
V
88,70
0,14
11,14
Cr
64,65
0,33
35,00
Mn
42,25
12,38
12,99
32,35
Fe
87,66
0,91
9,52
1,90
Co
64,63
5,23
13,85
16,27
Sb
56,97
0,40
42,62
Ni
83,67
4,53
11,78
Cu
83,92
0,00
16,06
Zn
16,71
13,47
54,14
15,66
Ga
5,09
62,88
32,01
Rb
77,14
0,13
22,72
Sr
61,27
10,67
13,66
14,38
Y
27,18
1,63
71,17
Mo
60,28
2,11
26,73
10,85
Sb
56,97
0,40
42,62
Cs
27,47
12,76
9,98
49,77
Ba
37,63
20,62
8,16
33,57
Pb
92,39
0,09
7,51
Th
76,62
2,51
20,85
U
76,42
0,02
23,54
La
84,47
0,50
15,02
Ce
86,52
0,22
13,24
Pr
86,05
0,32
13,62
Nd
86,27
0,22
13,49
Sm
84,26
1,16
14,56
Eu
75,37
7,21
17,40
Gd
86,59
0,41
12,99
Tb
85,68
0,24
14,06
Dy
86,31
0,06
13,62
Ho
84,99
0,21
14,78
Er
83,60
0,43
15,95
Yb
82,52
0,35
17,11
-
187
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3‐3‐ Dynamique des éléments dans les feuilles
3­3­1 Calcium (Ca) Les concentrations en Ca mesurées dans les feuilles de R. ferrugineum (Tableau
3-4) sont du même ordre de grandeur que celles recensées dans la littérature pour le
groupe des Ericales (Broadley et al., 2003) et plus généralement pour les espèces
sempervirentes (Sardans et al., 2008). Ces concentrations sont plus élevées dans la
population A que dans la population B pour toutes les générations de feuilles. Dans
les deux populations, la concentration en Ca des feuilles augmente rapidement la
première année puis se stabilise par la suite autour de 11 mg.g-1 pour la population A
et 8 mg.g-1 pour la population B (Fig. 3-8 et Tableau 3-4). La teneur en Ca dans les
racines est sensiblement la même que dans les tiges pour les deux populations. Ces
concentrations sont significativement plus faibles que celles des feuilles.
Tableau 3-4 Concentrations dans les différents compartiments de R. ferrugineum
(mg.g-1)
Ca
K
Mg
PA
PB
PA
PB
PA
PB
L0
5,73
4,57
5,8
7,02
1,64
1,58
± 1,92 a
± 1,77 b
± 2,64 a
± 3,39 b
± 0,34 a
± 0,25 a
(a)
(a)
(a)
(a)
(a)
(a)
L1
9,71
7,68
3,83
4,32
2,01
1,78
± 1,74 a
± 0,93 b
± 0,66 a
± 0,59 b
± 0,36 a
± 0,33 a
(b)
(b)
(b)
(b)
(b)
(a)
L2
11,05
8,24
3,21
4,22
1,99
1,52
± 1,87 a
± 0,65 b
± 0,66 a
± 0,42 b
± 0,33 a
± 0,31 b
(b)
(b)
(b)
(b)
(b)
(a)
R
2,11
2,67
1,55
1,56
0,59
0,56
± 0,80 a
± 1,03 a
± 0,19 a
± 0,20 a
± 0,10 a
± 0,07 a
(c)
(c)
(c)
(c)
(c)
(b)
T
1,97
2,04
1,04
1,00
0,42
0,40
± 0,29 a
± 0,47 a
± 0,17 a
± 0,21 a
± 0,09 a
± 0,05 a
(c)
(c)
(c)
(c)
(c)
(b)
Les valeurs (moyennes ± écart-types, n = 15) qui ne partagent pas les mêmes lettres
sont significativement différentes (P < 0,05). Lettres en italique : Résultat de la
comparaison des concentrations entre les deux sites pour un même compartiment
(paired Student t-test). Lettres entre parenthèses : Résultat de la comparaison des
concentrations entre compartiments au sein de la même population (one-way anova
suivie d’un Tukey HSD test). L0, L1, L2, R et T : feuilles de l’année, d’un et de deux
ans, racines et tiges respectivement.
188
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3­3­2 Potassium (K) Les teneurs foliaires en K sont significativement supérieures pour toutes les
générations de feuilles de la population B (Tableau 3-4). En revanche, il n’y a pas de
différence au niveau des racines et des tiges. La très rapide diminution de la
concentration entre le premier et le troisième mois de la vie des feuilles correspond à
une dilution du fait de la croissance des feuilles jusqu’à la fin du mois de juillet (Fig.
3-8). En effet, la masse de K par feuille est constante tout au long de la vie des
feuilles. Après que les feuilles ont atteint leur surface définitive, les concentrations se
stabilisent autour de 3,5 mg.g-1 et 4,2 mg.g-1 dans les populations A et B
respectivement (Tableau 3-4). Pour chaque population, les teneurs en K dans les L1 et
les L2 sont similaires et significativement supérieures à celles dans les tiges et les
racines. Ces valeurs sont proches de celles mesurées pour Picea abies K. (Marschner,
1995), mais jusqu’à deux fois plus faibles que celles mesurées pour d’autres espèces
sempervirentes (Liu et al., 2007).
3­3­3 Magnésium (Mg) Il n’y a pas de différence de concentration en Mg entre les deux populations,
excepté dans les plus vieilles feuilles (L2) (Tableau 3-4). Contrairement à ce que l’on
observe pour K, la concentration et la quantité de Mg dans les feuilles augmentent
rapidement pendant leur croissance. Une importation de Mg dans les nouvelles
feuilles a donc lieu au cours de leur développement. Dans la population A, la
concentration dans les jeunes feuilles est inférieure à celle dans les vieilles. Ensuite, la
concentration tend à se stabiliser autour de 2 et 1,5 mg.g-1 pour les population A et B
respectivement. Ces valeurs sont similaires à celles obtenues pour des espèces
sempervirentes méditerranéennes (Sardans et al., 2005; Sardans et al., 2008), cinq fois
supérieures à celles obtenues pour Picea abies vivant sur podzol (Marschner 1995) et
bien inférieures à celles de certaines espèces sempervirentes tropicales (Liu et al.,
2007).
189
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
A
B
Figure 3-8 Evolution des concentrations foliaires (A) et des masses (B) en Ca, K et
Mg avec l’âge des feuilles dans les populations A (●) et B (○).
190
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3‐4 Dynamique de l’azote dans les feuilles Quelle que soit la population, la teneur en azote dans les feuilles (Nmass) diminue
de manière linéaire avec l’âge des feuilles (Fig. 3-9). Elle diminue de près de 40% en
deux ans dans les deux populations. La quantité d’azote par m2 de feuilles (Narea)
augmente pendant les deux premiers mois de la vie des feuilles. Cette augmentation
est due au prélèvement d’azote dans le sol mais aussi à la résorption de l’azote des
vieilles générations de feuilles et du bois (Marty et al., 2009). La quantité d’azote
dans les feuilles diminue ensuite de manière linéaire.
Fig. 3-9 Relation entre l’âge des feuilles et Nmass ou Narea. Les valeurs sont les
moyennes ± écart-types (n = 10). Symboles: PA (●) et PB (○). Les lignes en pointillés
et les lignes en traits pleins sont respectivement les régressions linéaires pour PA et
PB.
3‐5 Discrimination des éléments dans les plantes Les concentrations en Ca et Sr sont très bien corrélées dans le sol et dans tous les
compartiments de la plante pour les deux populations (Fig. 3-10). Les concentrations
en Ca et Ba sont fortement corrélées dans les feuilles des arbustes mais pas dans les
tiges et les racines, ni dans le sol du site B. Les concentrations en K et Rb sont très
bien corrélées dans les plantes et dans le sol des deux populations (Fig. 3-10).
191
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Figure 3-10 Corrélations entre les concentrations en Ca et Sr, Ca et Ba, et K et Rb
dans les plantes (A) et le sol des deux sites (B). Symboles : A- (●) feuilles de la
population A, (○) feuilles de la population B, (▲) tiges et racines du site A, (△) tiges
et racines du site B. Traits pleins et pointillés: régressions linéaires pour les feuilles et
les racines+tiges respectivement. ***, P < 0.001. B- (■) sol du site A, (□) sol du site
B. Traits pleins et pointillés : régressions linéaires pour le site A et B respectivement.
D’une manière générale, le rapport Ca/Sr est plus élevé dans les feuilles de
l’année (L0) que dans les feuilles plus âgées (L1 et L2) dans les deux populations
(Tableau 3-5). En revanche, le rapport Ca/Ba ne varie pas significativement d’une
génération de feuilles à l’autre. Ces rapports sont nettement plus élevés dans les
feuilles que dans les tiges et les racines. Au contraire, le rapport K/Rb est inférieur
192
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
dans les L0 par rapport aux vieilles feuilles et ne diffère pas significativement de celui
des tiges et des racines.
La discrimination de Sr, Ba et Rb entre les racines et les tiges est faible (DF
légèrement supérieurs à 1), voire nulle (Tableau 3-6). Elle est plus élevée entre les
tiges et les différentes générations de feuilles dans les deux sites. Les coefficients de
discrimination (DF) du Sr et du Ba sont globalement supérieurs à celui du Rb.
Tableau 3-5 Rapports Ca/Sr, Ca/Ba et K/Rb dans les différents compartiments des
plantes dans les deux sites
Ca/Sr
Ca/Ba
K/Rb
PA
PB
PA
PB
PA
PB
L0
591,14
774,54
120,47
198,74
193,57
225,73
± 53,94 a
± 95,78 a
± 22,06 a
± 97,71 a
± 44,19 a
± 59,23 a
L1
538,11
682,55
109,46
184,24
257,52
308,28
± 67,55 b
± 78,88 b
± 22,89 a
± 77,58 a
± 62,69 b
± 82,10 b
L2
514,55
654,61
113,55
171,77
254,66
325,55
± 57,80 b
± 33,28 b
± 15,42 a
± 89,27 a
± 52,67 b
± 88,86 b
T
264,07
284,73
35,99
56,25
161,86
195,10
± 22,62 c
± 40,67 c
± 8,76 b
± 39,09 b
± 42,24 a
± 69,02 a
R
239,47
273,71
34,95
69,64
152,18
187,58
± 39,28 c
± 95,78 c
± 13,63 b ± 194,00 b ± 20,29 a
±4 2,82 a
Au sein d’une même population, les valeurs (moyennes ± écart-types, n = 15) des
compartiments qui ne partagent pas les mêmes lettres sont significativement
différentes (P < 0,05 – ANOVA à un facteur de classification suivie d’un test HSD de
Tukey).
Tableau 3-6 Coefficients de discrimination de Sr, Ba et Rb entre les différents
compartiments de la plante dans les deux sites.
PA
PB
Ca-Sr
Ca-Ba
K-Rb
Ca-Sr
Ca-Ba
K-Rb
DF T-R
1.13
1.07
1.06
1.05
0.88
1.04
± 0.20 a
± 0.19 a
± 0.19 a
± 0.14 α
± 0.24 α
± 0.25 α
DF L2-T
1.93
3.28
1.48
2.31
3.21
1.75
± 0.12 a
± 0.43 b
± 0.25 c
± 0.20 α
± 0.48 β
± 0.42 δ
DF L1-T
2.05
3.10
1.67
2.41
3.63
1.69
± 0.30 a
± 0.58 b
± 0.53 c
± 0.22 α
± 0.95 β
± 0.52 δ
DF L0-T
2.25
3.42
1.27
2.73
3.75
1.23
± 0.22 a
± 0.64 b
± 0.49 c
± 0.36 α
± 0.81 β
± 0.38 δ
Au sein d’une même population, les valeurs (moyennes ± écart-types ; n = 15) des
compartiments qui ne partagent pas les mêmes lettres sont significativement
différentes (P < 0,05 ; ANOVA à un facteur de classification suivie d’un test HSD de
Tukey).
193
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
3‐6 Transpiration et efficacité d’utilisation de l’eau pour la photosynthèse Le taux de transpiration des feuilles (E) de l’année (L0) est significativement plus
élevé dans la population A que dans la population B (Tableau 3-7). La différence
n’est pas significative pour les autres cohortes. La transpiration des feuilles âgées de
deux ans (L2) est inférieure à celle des deux autres cohortes dans la population A.
Dans la population B, les feuilles âgées d’un an (L1) transpirent significativement
plus que les deux autres cohortes. L’efficacité d’utilisation de l’eau pour la
photosynthèse (WUE) est significativement supérieure dans la population B pour
toutes les cohortes. Dans la population A, la WUE des L2 est plus faible que celle des
L1. En revanche, dans la population B, les trois générations de feuilles ont la même
WUE.
Tableau 3-7 : Transpiration (E) et efficacité d’utilisation de l’eau pour la
photosynthèse (WUE) de chaque classe d’âge des feuilles dans les deux sites.
E (µmol.m-2.s-1)
WUE (mmol CO2.mol-1 H2O)
PA
PB
PA
PB
L0
7,68 ± 2,57 a (a)
6,42 ± 1,87 b (a)
1,47 ± 0,65 a (ab)
1,98 ± 0,70 b (a)
L1
7,73 ± 3,02 a (a)
7,96 ± 2,59 a (b)
1,64 ± 0,53 a (b)
2,01 ± 0,62 b (a)
L2
4,93 ± 2,43 a (b)
5,77 ± 2,52 a (a)
1,22 ± 0,85 a (ac)
1,89 ± 0,76 b (a)
Les valeurs (moyennes ± écart-types, n = 62) qui ne partagent pas les mêmes lettres
sont significativement différentes (P < 0,05). Lettres en italique : résultat de la
comparaison des deux sites pour chacune des cohortes (test-t de Student apparié).
Lettres entre parenthèses : résultat de la comparaison des différentes cohortes au sein
de la même population (Anova à un facteur de classification suivie d’un test HSD de
Tukey).
194
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
4­ Discussion Les sols des deux sites sont tous deux des sols podzoliques caractérisés par un
horizon organique à environ 35 cm de profondeur (voir la description des profils en
annexe). Cependant, les analyses multi-élémentaires révèlent une forte accumulation
de Zn et Cu dans les horizons B ainsi qu’une différentiation beaucoup plus nette des
horizons A et B dans le site A (voir partie 2 – description des sites). La fraction utile
du sol (Ø < 2 mm) du site A contient deux fois plus de Ca et Na que celle du site B.
Le sol du site A se distingue également de celui du site B par des concentrations en
éléments traces dans la fraction utile généralement supérieures.
Malgré ces nettes différences, les concentrations dans les plantes des deux sites
sont relativement proches (Fig. 3-7). Néanmoins, les teneurs foliaires en Ca et K
diffèrent significativement d’un site à l’autre. Les concentrations foliaires en Ca sont
plus élevées dans le site A malgré des concentrations dans le sol deux fois moins
importantes que sur le site B. De plus, les concentrations foliaires en K sont plus
importantes dans le site B bien que les teneurs dans le sol soient 40% supérieures dans
le sol du site A. Le prélèvement de ces deux éléments ne dépend donc pas de leur
concentration dans la fraction utile du sol.
D’une manière générale et pour l’ensemble des éléments, l’effet du site sur les
teneurs en éléments dans la plante est faible en comparaison de la nature du
compartiment de la plante. Deux principaux groupes d’éléments ont pu être distingués
sur la base de leur comportement dans la plante. Le premier groupe, qui englobe la
majorité des éléments traces (lanthanides inclus), présente des teneurs dans les racines
nettement supérieures à celles dans les autres compartiments (Tableau 3-2). Ces
éléments sont par conséquent prélevés par la plante mais peu transportés vers les
autres organes (e.g. Al, Fe etc.). Le second groupe est composé d’éléments qui au
contraire ne s’accumulent pas dans les compartiments ligneux de la plante. Après leur
prélèvement, ils sont transférés aux feuilles, dans lesquelles ils tendent à s’accumuler
au cours du temps (e.g. Sr, Rb etc.).
Parmi les éléments majeurs dosés dans les feuilles, seul l’azote voit sa quantité
diminuer avec le temps (Fig. 3-9). Pour les espèces sempervirentes, une telle
diminution a déjà été observée (Nambiar & Fife, 1991; Pornon & Lamaze, 2007). En
revanche, d’autres études n’ont mis en évidence aucune diminution de la quantité
195
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
d’azote foliaire avant la fin de la vie des feuilles (Escudero & Mediavilla, 2003).
Contrairement à l’azote, la concentration et la masse de Ca dans les feuilles
augmentent d’abord rapidement avec l’âge des feuilles (Fig. 3-8) puis se stabilisent
vers la fin de leur vie. Ce type de courbe asymptotique a déjà été observé par
Wyttenbach et al. (1995) chez Picea abies. Elle est probablement due à une
diminution de l’accumulation du Ca liée à la réduction de la transpiration avec le
vieillissement des feuilles. En effet, Ca est très peu mobile dans le symplasme et le
phloème (Marschner, 1995). Sa translocation des tissus âgés vers des tissus jeunes est
de ce fait très improbable. L’approvisionnement des nouvelles pousses en Ca repose
donc exclusivement sur le prélèvement racinaire (White & Broadley, 2003) qui résulte
essentiellement d’un flux de masse dans les zones où l’endoderme est non différencié.
Son transport jusqu’aux organes puits se fait par la voie du xylème. De ce fait, lorsque
la transpiration des organes est faible, l’acheminement de Ca depuis les racines l’est
aussi (Marschner, 1995; White & Broadley, 2003). Cette hypothèse est renforcée par
le fait que la concentration en Ca est supérieure dans les feuilles des arbustes de la
population A dont le taux de transpiration est supérieur et l’efficacité d’utilisation de
l’eau pour la photosynthèse (WUE) inférieure (Tableau 3-7). Il a été montré que le
prélèvement de Ca tend à diminuer en condition de stress hydrique (Sardans et al.,
2008), du fait, en partie, du ralentissement du flux d’eau ascendant dans le xylème
draîné par la transpiration. Nos résultats suggèrent donc que les arbustes de la
population A sont soumis à une moindre contrainte hydrique que ceux de la
population B.
Comme Ca, Mg a tendance à s’accumuler dans les feuilles avec le temps. La
remobilisation de Mg lors de la sénescence foliaire a rarement été étudiée. Cependant,
les quelques données disponibles dans la littérature indiquent une tendance à
l’accumulation dans les feuilles sénescentes malgré sa forte mobilité dans le phloème
(Killingbeck, 2004). Cette accumulation est surprenante car entre 6 et 35% du contenu
en Mg des feuilles peut être inclu dans les molécules de chlorophylle selon les
conditions nutritives de la plante (Scott & Robson, 1990). Or, le catabolisme de la
chlorophylle intervient relativement tôt dans le processus de sénescence foliaire
(Hörtensteiner & Lee, 2007).
Contrairement à N, Ca et Mg, la masse de K dans les feuilles ne varie pas avec le
temps. La concentration, d’abord élevée, diminue très rapidement au cours des
premiers mois de la vie des feuilles sous l’effet d’une dilution. Elle se stabilise ensuite
196
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
dès le troisième mois. La constance de la concentration en K dans les feuilles
attachées est certainement liée au rôle très important de cet élément dans la cellule. Il
est présent sous sa forme ionique (K+) en grande quantité dans le cytosol (environ 100
mM) et participe de ce fait fortement à la régulation de la constante di-électrique et du
potentiel osmotique cellulaire, nécessaires au bon déroulement des réactions
enzymatiques.
De bonnes corrélations entre les concentrations en Ca et Sr sont généralement
observées dans toutes les composantes de l’environnement (Capo.et al, 1998; Poszwa
et al., 2000; Drouet & Herbauts, 2008). Ces corrélations ont souvent justifié l’emploi
du Sr comme analogue du Ca (Capo et al., 1998). Nos résultats montrent aussi que les
concentrations de Sr et Ca sont très bien corrélées dans tous les compartiments de la
plante et dans le sol. Il en est de même de Rb et K dont les concentrations sont bien
corrélées, aussi bien dans les feuilles que dans les tiges. Cependant, les pentes des
régressions linéaires varient significativement d’un compartiment à l’autre, mettant en
évidence un processus de « biopurification » de Ca et de K. Les ratio Ca/Sr et K/Rb
fluctuent en effet d’un organe à l’autre, témoignant d’une discrimination entre
éléments au cours de leur transport dans la plante. En accord avec d’autres études
(Veresoglou et al., 1996; Poszwa et al., 2000; Drouet & Herbauts, 2008), on constate
une translocation préférentielle du Ca par rapport au Sr, des racines vers les feuilles.
La « biopurification » du Ca pourrait résulter d’une diminution de l’efficacité de
transport du Sr à travers les membranes (Elias et al., 1982). Poswa et al. (2000) ont
aussi proposé que l’augmentation du ratio Ca/Sr dans les feuilles pouvait être due à un
lessivage plus important de Sr que de Ca dans les feuilles. Nos résultats suggèrent le
contraire puisque le ratio Ca/Sr diminue avec l’âge des feuilles (Tableau 3-5). A notre
connaissance, c’est la première fois que la biopurification du K est mise en évidence
dans une plante. Contrairement au ratio Ca/Sr, K/Rb tend à augmenter avec l’âge des
feuilles. Comme cela a été proposé par Poswa et al. (2000) pour Sr, ceci pourrait
résulter d’un plus fort lessivage de Rb que de K.
Au vu de nos résultats, la détermination des sources de Ca et de K pour les
plantes ne peut donc être faites directement par l’utilisation des rapports Ca/Sr et
Ca/Ba pour Ca, et K/Rb pour K. Il faut impérativement prendre en considération le
processus de biopurification et donc préalablement calculer les facteurs de
discrimination des éléments dans la plante.
197
Partie 3 – Prélèvement et dynamique des éléments chez R. ferrugineum
Références
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199
CONCLUSION & PERSPECTIVES 200
Conclusion & Perspectives 1­ Rappels des principaux objectifs La thématique centrale de notre travail est la nutrition des plantes à l’étage
subalpin pyrénéen. Divers aspects de la nutrition ont été abordés sur différentes
plantes de cet habitat. Dans une première partie, nous avons analysé les composantes
du prélèvement de l’azote minéral (influx et efflux) d’une poacée commune du milieu
montagnard, ainsi que les transferts d’azote entre une espèce fixatrice et deux espèces
non-fixatrices fréquemment associées. Dans une deuxième partie, nous avons focalisé
sur une espèce arbustive sempervirente, dont la particularité est de disposer d’une
importante source endogène d’azote dans ses feuilles âgées pour la croissance
annuelle. Notre travail a permis d’estimer la contribution respective du recyclage et
du prélèvement de l’azote à la croissance des nouvelles feuilles en fonction de la
disponibilité de cet élément dans le sol. La nutrition carbonée des plantes étant
largement dépendante de leur nutrition azotée, nous avons caractérisé la capacité
photosynthétique et l’efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse tout au
long de la vie des feuilles. Enfin, dans une troisième partie, plus exploratoire, nous
avons étudié la dynamique de nombreux éléments majeurs ou « traces » dans les
différents compartiments de la plante et nous l’avons comparée à celle de l’azote.
2­ Synthèse des principaux résultats 2‐1 Capacité de prélèvement de l’azote minéral d’une poacée montagnarde Le prélèvement net de l’azote minéral est la résultante de flux opposés (influx et
efflux) au travers de la membrane plasmique des cellules racinaires. Il dépend donc de
la capacité de la plante à générer un flux d’azote de la solution du sol vers le cytosol
des cellules racinaires, mais aussi de la capacité de la plante à le conserver ou à
l’utiliser. Ces capacités dépendent à la fois des potentialités génétiques de la plante et
des conditions externes (concentration en azote minéral du milieu, température,
éclairement etc.). Notre travail a fait apparaître que F. nigrescens, une espèce
montagnarde européenne, a une capacité de prélèvement de l’azote minéral réduite,
non pas en raison d’un faible influx mais d’un efflux racinaire très important. Cet
201
Conclusion & Perspectives efflux est élevé même pour des concentrations externes en azote minéral faibles. Ceci
est particulièrement vrai pour NH4+ dont l’efflux peut représenter jusqu’à 80% de
l’influx. Ce fort efflux est surprenant à plusieurs égards : i) car il nécessite une
dépense d’énergie dans les milieux riches en NH4+, ce qui est généralement le cas des
sols alpins (Atkin, 1996), ii) car les plantes alpines se développant sur des sols riches
en ammonium, on pouvait penser que la capacité de prélèvement et d’utilisation de
cette forme d’azote minéral était supérieure à celle du NO3-. Pourtant, le prélèvement
net de NO3- augmente plus que celui du NH4+ en réponse à un accroissement de la
disponibilité dans le milieu, et iii) car les plantes des milieux d’altitude sont souvent
considérées comme limitées par leur nutrition en azote.
A notre connaissance, c’est la première fois que les composantes du prélèvement
net de l’azote minéral sont étudiées pour une espèce montagnarde. Nos résultats
indiquent que cette plante est peu efficace pour utiliser l’azote minéral, notamment
l’ammonium, qui pénètre dans les racines.
2‐2 Conséquences de la présence d’une espèce fixatrice d’azote atmosphérique sur les plantes associées La fixation symbiotique de l’azote atmosphérique peut constituer une source
d’azote importante pour les écosystèmes subalpins. L’abondance et la distribution
spatiale des plantes fixatrices a donc un effet sur la nutrition azotée des autres espèces
qui composent la communauté végétale. Les transferts d’azote des espèces fixatrices
vers les espèces non-fixatrices ont lieu à différentes échelles temporelles.
L’enrichissement du sol lié à un apport de litière riche en azote par les espèces
fixatrices peut être vu comme un transfert d’azote lent et indirect vers les plantes qui
croissent à proximité. Au contraire, les exsudats racinaires de composés azotés
rapidement utilisables par les plantes voisines sont considérés comme des transferts
rapides et directs.
Notre travail sur une communauté dominée par Trifolium alpinum, Festuca eskia
et Nardus stricta nous a permis d’appréhender ces deux types de transfert par la
combinaison d’expérimentations en serre et de terrain. Nos résultats font apparaître
l’effet facilitateur de la légumineuse sur les deux poacées : leur croissance et leur
prélèvement en azote sont en effet stimulés par sa proximité. Cependant, lorsque les
202
Conclusion & Perspectives trois espèces sont associées sur le terrain, seule F. eskia tire bénéfice de la présence de
la légumineuse, suggérant que cette espèce est plus compétitive dans l’acquisition de
l’azote en provenance de T. alpinum. Les résultats issus de l’expérimentation menée
en serre vont dans le même sens. Ils font apparaître clairement un transfert de
composés azotés (15N) plus direct entre la légumineuse et F. eskia.
Les principales conclusions que l’on peut tirer de cette étude sont i) que
l’importance et la nature des flux directs d’azote entre une espèce fixatrice et une
espèce non-fixatrice dépendent des espèces concernées, et ii) que l’effet de facilitation
joué par les légumineuses varie en fonction de la composition de la communauté. Ces
deux éléments suggèrent fortement que dans les milieux pauvres en azote, les espèces
fixatrices ont un effet important sur la structure des communautés végétales. Dans le
cas présent, la forte capacité de F. eskia à bénéficier de l’azote de T. alpinum pourrait
en partie expliquer la fréquente association de ces deux espèces dans les pelouses du
vallon d’Estaragne.
2‐3 Contribution des différentes sources d’azote à la croissance des pousses chez R. ferrugineum Pour les espèces sempervirentes, les feuilles âgées d’un an ou plus représentent
une réserve d’azote qui permet à la plante de dissocier dans le temps, au moins
partiellement, la croissance des feuilles et le prélèvement racinaire. Les facteurs qui
influencent les contributions respectives des sources endogène et exogène sont encore
peu connus.
Notre étude a porté sur deux populations de R. ferrugineum soumises à des
conditions climatiques similaires mais se développant sur des sols dont la teneur en
azote minéral est différente. La productivité des arbustes est significativement plus
importante dans la population où la disponibilité en azote minéral est supérieure. Dans
cette étude, nous avons montré que pour cette espèce, le développement des nouvelles
pousses accélère considérablement la chute des feuilles et que cette dernière est
d’autant plus importante que la disponibilité en azote minéral dans le sol est faible. La
chute des feuilles s’accompagne d’une remobilisation d’azote dans les pousses en
croissance. Ceci suggère qu’une réduction de la longévité foliaire permet de
compenser la faible contribution du prélèvement racinaire pendant la croissance des
203
Conclusion & Perspectives pousses lorsque la disponibilité en azote dans le sol est faible. Ce résultat est par
conséquent en accord avec le modèle proposé par Wright & Westoby (2003) qui
postule que la contribution du prélèvement racinaire est d’autant plus importante que
le sol est riche en azote. Cependant, ce modèle considère que l’augmentation de la
contribution relative de la résorption se fait par une augmentation de l’efficacité de
résorption à l’échelle de la feuille. Or, nos résultats montrent que l’efficacité de
résorption ne diffère pas d’une population à l’autre et ne dépasse pas une valeur
d’environ 50%, probablement en raison de limitations physiologiques. Dans cette
étude, nous montrons que chez R. ferrugineum, l’augmentation de la contribution
foliaire à la croissance des pousses se fait par une augmentation de la cinétique de
résorption et de la chute des feuilles plutôt que par une augmentation de l’efficacité de
résorption. Contrairement à cette dernière, ces deux paramètres sont très plastiques et
les plantes semblent les réguler pour répondre à leur besoin en azote.
Notre travail montre également que le bois joue un rôle particulièrement
important dans l’approvisionnement des pousses annuelles en azote (plus de 40% de
la demande). Il en stocke une importante quantité en dehors de la croissance des
pousses (provenant de la résorption des feuilles et du prélèvement racinaire) et le
restitue ensuite en début de période de végétation, permettant ainsi d’assurer une
bonne production de biomasse photosynthétique malgré un prélèvement racinaire
restreint.
2‐4 Longévité foliaire et efficacité d’utilisation de l’azote chez R. ferrugineum Comme nous l’avons vu, une faible disponibilité en azote dans le sol provoque
chez R. ferrugineum une importante chute des feuilles âgées d’un an, permettant de
fournir l’azote nécessaire à la croissance des pousses. Les feuilles d’un an ont
pourtant un fort potentiel d’assimilation du carbone, non seulement parce que leur
capacité photosynthétique est élevée, mais aussi car leurs pertes de carbone par
respiration sont faibles. Cette chute affecte donc fortement la capacité d’assimilation
des arbustes.
Bien que la teneur en azote des feuilles diminue de manière linéaire avec le
temps, leur capacité photosynthétique augmente au cours de la première année. En
204
Conclusion & Perspectives conséquence, l’efficacité d’utilisation de l’azote pour la photosynthèse (PNUE)
augmente également pour atteindre une valeur maximale au début de la deuxième
année des feuilles (L1). La conservation d’un maximum de feuilles d’un an
permettrait donc d’augmenter la capacité d’assimilation et la PNUE à l’échelle de la
canopée. Le fait que les feuilles d’un an chutent massivement quand la disponibilité
en azote dans le sol est réduite témoigne de l’importance de la production de
nouvelles feuilles pour la plante, même si la perte des vieilles feuilles diminue
l’assimilation du carbone et le temps de résidence de l’azote à l’échelle de la plante.
2‐5 Dynamique des éléments traces dans la plante L’azote foliaire est résorbé tout au long de la vie des feuilles. Au contraire, parmi
l’ensemble des éléments majeurs et « traces » analysés, aucun ne voit sa quantité
diminuer de manière significative dans les feuilles au cours du temps. En effet, soit ils
s’accumulent, e.g. Ca, Sr, Fe, Al etc., soit leur quantité ne varie pas de manière
significative avec le temps, e.g. K, Zn, Mo etc.
La diminution de la teneur en azote est généralement considérée comme un
symptôme de la sénescence foliaire (Lers, 2007). Cependant, chez R. ferrugineum,
elle n’entraine pas de diminution de l’activité photosynthétique, au moins pendant une
grande partie de la vie des feuilles. L’azote semble donc stocké dans les feuilles, en
vue d’une utilisation ultérieure dans d’autres compartiments de la plante. Ceci
corrobore les résultats de Warren & Adams (2001, 2004) qui ont montré que les
plantes sempervirentes accumulent de l’azote dans les feuilles sous forme de Rubisco
« inactive ». La résorption progressive de l’azote semble donc un mécanisme
sélectionné et régulé par les interactions puits-sources plutôt qu’un symptôme de
sénescence.
D’une manière générale, le site où se développent les arbustes a peu d’effet sur
les teneurs en éléments des tissus. Ces teneurs varient énormément entre
compartiments de la plante. Certains éléments s’accumulent dans les racines ou les
tiges, alors que d’autres semblent rapidement transférés vers les feuilles. Ainsi, on
constate des gradients longitudinaux d’accumulation des éléments. A cela s’ajoute un
processus de biopurification de Ca et K qui se traduit par une variation des rapports
Ca/Sr, Ca/Ba et K/Rb dans les différents compartiments de la plante.
205
Conclusion & Perspectives 3­ Conclusions & Perspectives 3‐1 Les plantes subalpines sont‐elles limitées en azote ? Le terme de « limitation » provient du domaine agronomique, dans lequel il a été
défini comme « une réduction de la production de biomasse par rapport à la
production maximale obtenue lorsque les ressources sont apportées en quantités
suffisantes et les perturbations environnementales éliminées » (Körner, 1999). Cette
définition est difficilement transposable en écologie car dans leur milieu naturel, les
plantes sont toujours sujettes aux contraintes physiques de l’environnement.
Cependant, elles sont dotées d’adaptations qui leur permettent d’exploiter les
ressources de manière efficace. En conséquences, les plantes peuvent être considérées
comme « toujours ou jamais limitées » (Körner, 2003). Il est souvent considéré que
l’azote limite la productivité de la plupart des écosystèmes aquatiques et terrestres
(Vitousek et al., 1997; Reich et al., 2001). Cette considération repose sur le fait que la
majorité des écosystèmes répond à un apport de fertilisants azotés par une
augmentation de productivité (LeBauer & Treseder, 2008). Ceci est essentiellement
dû au fait qu’une importante part de l’azote total de la plante entre dans la
composition des protéines impliquées dans la fixation du carbone (voir l’introduction
générale). Lorsque les conditions climatiques sont favorables à la photosynthèse et
aux processus métaboliques, l’azote peut donc limiter la production primaire dans un
écosystème. En revanche, dans les habitats où les conditions environnementales ne
sont globalement pas favorables à la croissance des plantes (faible disponibilité en
eau, températures trop hautes ou trop basses, éclairement insuffisant etc.), une
augmentation de la disponibilité en azote n’augmente pas nécessairement la
productivité primaire. C’est le cas par exemple des déserts où la contrainte hydrique
réduit fortement l’activité photosynthétique (LeBauer & Treseder, 2008). Dans les
habitats alpins, un augmentation de la teneur en azote dans le sol pourrait, comme
dans les déserts, ne pas causer d’augmentation significative de la productivité car i)
les conditions climatiques réduisent la croissance des plantes et le prélèvement de
l’azote, et ii) la sélection dans ces milieux porte sur des traits autres que ceux qui
permettent une forte productivité. Les plantes pourraient de ce fait ne pas être en
mesure d’utiliser un surplus d’azote.
206
Conclusion & Perspectives Plusieurs de nos résultats vont dans ce sens. Premièrement, le prélèvement net
n’augmente pas lorsque la disponibilité dans le milieu externe croît (Partie 1).
Deuxièmement, les indices de nutrition azotée des pelouses des deux sites d’études
dans le vallon d’Estaragne sont similaires malgré des rendements différents (Partie 2).
Ceci indique clairement que la pelouse la moins productive est limitée par d’autres
facteurs que l’azote puisqu’elle a tendance à accumuler cet élément dans ses parties
aériennes. Ces résultats suggèrent que les plantes composant les communautés
végétales subalpines pourraient ne pas être capables de profiter d’une augmentation
d’origine anthropique de la disponibilité de l’azote (retombées atmosphériques,
réchauffement du sol entrainant une augmentation de la minéralisation etc.). Plutôt
qu’une stimulation de la productivité, l’augmentation de la disponibilité en azote dans
le sol pourrait de ce fait engendrer des modifications de la structure et de la
composition des communautés végétales. D’autres plantes plus productives et
tolérantes aux conditions climatiques locales pourraient effectivement supplanter les
espèces en place.
D’un autre côté, certains de nos résultats indiquent que la croissance des plantes
est effectivement limitée par la disponibilité en azote. Premièrement, la présence
d’une espèce fixatrice d’azote atmosphérique stimule la croissance ainsi que le
contenu en azote des poacées qui se trouvent à proximité. De plus, la productivité de
R. ferrugineum est supérieure dans le site où la teneur en azote minéral dans le sol est
la plus importante.
Dans leur ensemble, nos résultats amènent à penser que plusieurs facteurs
limitent conjointement la productivité des plantes de la communauté végétale et que la
contribution de ces facteurs à la limitation pourrait varier avec les espèces. Des
expériences de fertilisation sur le terrain, ainsi que la poursuite de nos recherches sur
le prélèvement net de l’azote sur d’autres espèces subalpines pourraient permettre de
mieux définir le concept de « limitation » dans ces milieux.
3‐2 Interactions « puits‐source » et conservation des nutriments La capacité de conservation des nutriments peut être évaluée par leur temps de
résidence moyen (MRT) dans la plante. Ce temps de résidence est fonction de deux
variables, la longévité des organes et leur efficacité de résorption. Chez les plantes,
207
Conclusion & Perspectives une part importante des nutriments est contenue dans les feuilles. La résorption des
nutriments par les feuilles sénescentes est donc un mécanisme majeur pour la
conservation des nutriments. Nos résultats ont montré que l’efficacité de résorption de
l’azote des feuilles ne dépend que très peu de l’âge auquel elles tombent. En revanche,
le développement d’organes « puits » (pousses ou inflorescences) joue un rôle
important dans la régulation du mécanisme de résorption et de sénescence. En effet, la
suppression des pousses réduit l’efficacité de résorption de l’azote des feuilles et
augmente leur durée de vie. Ces résultats indiquent que la capacité de conservation de
l’azote des plantes dépend de leur capacité à conserver des « puits » de manière
permanente, afin de réduire au maximum les pertes dans la litière. Nos résultats
montrent que le bois joue ce rôle de « puits » après la croissance des pousses.
En raison de l’importante réserve d’azote contenue dans les feuilles âgées et le
bois, les plantes sempervirentes sont moins dépendantes de la disponibilité en azote
dans le sol et du prélèvement racinaire au moment de la croissance des nouveaux
tissus. Le développement des organes « puits » pourrait être de ce fait plus influencé
par d’autres facteurs contrôlant la production de biomasse, tels que le potentiel
hydrique du sol, la température ou encore l’éclairement. Ensemble, ces facteurs
offrent un « potentiel de croissance » pour la plante qui détermine sa demande en
azote. Lorsque le potentiel de croissance offert par ces facteurs est élevé, la demande
en azote est forte et peut largement dépasser la quantité d’azote prélevée dans le sol.
En conséquence, la cinétique de résorption de l’azote et la chute des feuilles
s’accélèrent, ce qui permet d’augmenter la quantité d’azote résorbé. Dans cette
perspective, c’est donc plus le décalage entre la demande en azote et sa disponibilité
dans le sol qui contrôlerait la chute des feuilles plutôt que la demande en azote seule.
Ce modèle expliquerait pourquoi les arbustes de la population A, caractérisée par une
plus faible disponibilité en azote, perdent leurs feuilles plus précocement.
3‐3 Limitation de la productivité et effets sur la fitness des plantes En écologie, la question de la limitation de la productivité n’a d’importance que
si elle réduit la capacité de survie et/ou de reproduction des plantes, i.e. la fitness.
Chez R. ferrugineum, une faible disponibilité en azote dans le sol provoque une
importante chute des feuilles âgées d’un an pour fournir l’azote nécessaire à la
208
Conclusion & Perspectives croissance des pousses. Les feuilles d’un an ont pourtant un potentiel d’assimilation
de carbone élevé, car contrairement aux feuilles de l’année, leurs pertes par
respiration sont faibles. Cette chute affecte donc fortement la capacité d’assimilation
des arbustes. On comprend dès lors comment la productivité des arbustes de la
population A est directement affectée par la moindre disponibilité de l’azote dans le
sol.
Il est généralement admis que la production photosynthétique conditionne la
qualité de la reproduction des plantes (Bloom et al., 1985). Outre une production
foliaire plus importante, les arbustes de la population B produisent significativement
plus de fleurs (Partie 2). Dans ces conditions, la limitation en azote semble avoir un
effet direct sur la fitness des arbustes puisqu’elle entraine une réduction de la surface
photosynthétique qui, vraisemblablement, participe à la diminution de la production
de structures reproductives.
Des expériences d’ombrage des feuilles et de défoliation ont montré que pour les
espèces sempervirentes, la production de biomasse annuelle pouvait être limitée par
l’approvisionnement en produits photosynthétiques en provenance des générations
foliaires précédentes (Jonasson, 1989) ou/et par la disponibilité en azote (Jonasson,
1989; Jonasson, 1995; Karlsson, 1995). Nous avons vu que chez R. ferrugineum, la
chute des feuilles permet d’apporter une grande quantité d’azote pour la croissance
des pousses. Cependant, elle diminue la surface photosynthétique et de ce fait
l’exportation de photosynthétats vers les pousses en croissance. Dans la population A,
la masse foliaire produite pourrait donc être limitée in fine par le manque de produits
photosynthétiques en provenance des feuilles âgées (Fig. 1). La limitation de la
production de biomasse réduirait l’effet « puits » et par conséquent la chute des
feuilles. Ceci expliquerait pourquoi toutes les feuilles d’un an ne chutent pas pendant
la croissance des pousses dans la population A. La proportion de feuilles chutant
pendant la croissance des pousses pourrait donc résulter de deux fonctions
antagonistes
des
feuilles,
qui
sont
l’approvisionnement
en
carbone
et
l’approvisionnement en azote des pousses.
209
Conclusion & Perspectives Fig. 1 Boucle de régulation de la chute des feuilles via le potentiel de croissance.
De bonne conditions externes (température, disponibilité en eau etc.) confèrent un bon
potentiel de croissance à la plante. Celui-ci stimule la demande en azote qui provoque la chute
des feuilles. Cette dernière diminue l’assimilation de carbone et consécutivement
l’exportation des produits de la photosynthèse vers les pousses en croissance. En
conséquence, la croissance des pousses est freinée ce qui entraine une diminution de la
demande en azote et de la chute des feuilles.
Fig. 2 Projection sur les deux axes principaux d’une analyse en composantes
principales i) des caractères mesurés sur les deux populations de R. ferrugineum au
cours des périodes de végétation 2006 et 2007, et ii) des 20 individus de chaque
population.
210
Conclusion & Perspectives 3‐4 Pertinence des modèles de durée de vie des feuilles dans les milieux alpins Comme nous l’avons vu, plusieurs modèles ont été proposés pour expliquer la
durée de vie des feuilles. Selon le modèle proposé par Kikuzawa (1991), la chute des
feuilles intervient lorsque elle maximise l’assimilation nette cumulative du carbone
par unité de temps (voir l’introduction de la partie 2). Il prédit que la durée de vie des
feuilles augmente avec les coûts de construction des feuilles et des structures qui les
supportent (donc avec la taille des individus), et diminue d’autant plus que la capacité
photosynthétique est élevée (Kikuzawa & Ackerly, 1999). Contrairement aux
prédictions du modèle, nos résultats indiquent que la longévité foliaire est plus élevée
pour les arbustes avec la capacité photosynthétique la plus forte. De plus, aucune
différence de longévité foliaire n’a été observée entre les jeunes et les vieux arbustes
de tailles supérieures. La résolution de ce modèle ne semble pas suffisante pour
expliquer les différences de durée de vie des feuilles à l’échelle de l’espèce. En outre,
il considère la feuille uniquement comme un organe assimilateur de carbone. Or, pour
R. ferrugineum, les feuilles ont une importante fonction de stockage de l’azote. Ce
modèle néglige également les interactions « puits-source » entre les différents
compartiments de la plante, qui jouent pourtant un rôle prépondérant dans la
régulation de la durée de vie des feuilles.
Le modèle de Escudero & Mediavilla (2003) n’apparaît pas non plus satisfaisant
pour expliquer la longévité foliaire chez R. ferrugineum. Ce modèle postule que
l’azote est distribué dans la canopée de manière à optimiser l’assimilation de carbone
à l’échelle de la plante (voir l’introduction de la partie 2). Pour les espèces
sempervirentes, la chute des feuilles devrait survenir exclusivement pendant la
croissance des pousses et ne toucher que celles dont l’efficacité d’utilisation de l’azote
pour la photosynthèse (PNUE) serait inférieure à un certain seuil. Pour que ce modèle
soit valide, les flux d’azote se font des compartiments à faible PNUE vers les
compartiments à plus forte PNUE. Plusieurs de nos résultats montrent que cette
approche est inadéquate pour l’espèce étudiée. Premièrement, bien qu’une proportion
importante de feuilles tombent pendant la croissance des pousses, la chute est
progressive et l’azote remobilisé n’est pas nécessairement dirigé vers un
compartiment à forte PNUE. En effet, l’azote est transféré dans les feuilles en
211
Conclusion & Perspectives croissance, qui ont une faible PNUE, et exclusivement dans le bois (dont la PNUE est
nulle) lorsque la croissance des pousses est terminée. Comme le modèle de Kikuzawa,
celui-ci néglige les interactions « puits-source » et le rôle du bois dans le stockage de
l’azote.
Contrairement aux modèles mentionnés plus haut, nos résultats montrent que R.
ferrugineum tend à maximiser la production de biomasse annuelle avec les ressources
disponibles (exogène et endogène). Cette stratégie conduisant à une diminution de la
durée de vie des feuilles dans les sites les plus pauvres en azote apparaît comme un
« contre-gradient » car les réponses plastique et évolutive sont opposées. A l’inverse
de la réponse évolutive, il semble que la réponse plastique des plantes à une faible
disponibilité en azote favorise la productivité à la conservation des nutriments, même
dans les milieux pauvres.
212
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224
ANNEXES 225
Annexes – Méthodes analytiques Méthodes analytiques SAA (Spectométrie d’absorption atomique) Le dosage du Ca, Mg, K et Na dans les échantillons de sol a été réalisé par
spectrométrie d’absorption atomique (SAA) au LMTG (Toulouse).
Principe et fonctionnement du SAA La spectrométrie d’absorption atomique est basée sur le principe qu’une population
d’atomes à l’état fondamental (E0) peut absorber des photons d’énergie hν et qu’une
estimation du nombre de photons absorbés peut être reliée à la concentration de
l’élément dans la solution à analyser. Cette technique est composée de trois étapes
principales :
• L’émission lumineuse : Un rayonnement monochromatique, correspondant au
maximum d’absorption de l’élément que l’on cherche à doser, est produit par
une lampe à cathode creuse (HCL).
• L’atomisation : L’atomisation se fait par la pulvérisation de la solution sous
forme de microgouttelettes dans une flamme dont la température est de l’ordre
de 2000 à 3000 K. L’énergie thermique transmise à la solution par la flamme
permet d’obtenir les éléments sous forme d’atomes essentiellement à l’état
fondamental. Ce nuage d’atome est traversé par le rayonnement émis par la
source primaire.
• La détection : Le rôle du détecteur est de mesurer les intensités lumineuses
nécessaires au calcul de l’absorbance. Les différents signaux à traiter sont
l’intensité incidente (I0), l’intensité émise par l’atomiseur (E) et l’intensité
émergente (I+E). Ces mesures permettent de calculer l’absorbance (log I0/I).
226
Annexes – Méthodes analytiques Figure 1 Composants et schéma de fonctionnement d’un spectromètre d’absorption
atomique.
227
Annexes – Méthodes analytiques ICP‐OES (Inductively Coupled Plasma‐ Optic Emission Spectrometry)
Le dosage des ions Ca, Mg et K dans les échantillons de R. ferrugineum est réalisé
par spectrométrie d’émission optique à plasma à couplage inductif (ICP-OES). Les
analyses ont été effectuées au laboratoire Ecolab (Toulouse) avec un IRIS Intrepid II
XDL.
Principe et fonctionnement de l’ICP­OES On injecte l’échantillon liquide dans un plasma d’argon qui fournit l’énergie
d’excitation aux atomes présent dans la solution (Fig. 2). Lorsque les atomes excités
retournent à leur état fondamental, ils émettent un spectre d’émission caractéristique
de l’élément. La concentration de l’élément dans la solution est calculée grâce à la
mesure de l’intensité des raies spectrales par un détecteur.
Figure 2 Principaux composants et montage d’un appareillage ICP-OES (d’après
Cazes 2005).
228
Annexes – Méthodes analytiques ICP‐MS (Inductively Coupled Plasma‐Mass Spectrometry) Le dosage de 38 éléments traces est réalisé au LMTG (Toulouse) par spectrométrie
de masse à plasma à couplage inductif (ICP-MS). L’appareil utilisé est un 7500 CE de
Agilent Technologies.
Schéma et fonctionnement de l’ICP­MS L’analyse des échantillons par ICP-MS peut-être divisée en quatre étapes :
•
Phase introduction-nébulisation
•
Phase ionisation
•
Phase séparation en masse et charge
•
Phase détection
La solution est prélevée par un passeur automatique couplé à une pompe
péristaltique et conduite dans un nébuliseur (Fig. 3) où elle rencontre un courant
gazeux d’argon. Ainsi, elle se disperse en microgouttelettes d’un diamètre inférieur à
10 µm (phase de nébulisation) jusqu’à la torche à plasma d’argon où elles sont
vaporisées. Les atomes sont alors dissociées, atomisées et ionisées (phase
d’ionisation) sous l’effet de la très haute température (7000 K). Les ions pénètrent
ensuite dans une chambre de pompage différentiel à basse pression (1-2 mbar) et sont
guidés par des lentilles ioniques vers le spectromètre de masse quadripolaire. Le
principe du spectromètre est basé sur la séparation des éléments en fonction de leur
masse et de leur charge (phase de séparation). Les quatre barres qui composent le
spectromètre ont des tensions continues et alternatives différentes qui dévient plus ou
moins la trajectoire des ions en fonction de leur masse et de leur charge. Seuls les ions
ayant le rapport m/z (masse/charge) désiré restent entre les barres et sont transmis au
détecteur. La phase de détection s'effectue grâce à un multiplicateur d'électrons à
dynodes discrètes. A la sortie du quadripôle, un ion positif, attiré par la haute tension
négative (-3kV), heurte la surface semi-conductrice de la première dynode. Cet ion
positif provoque l'émission d'un ou de plusieurs électrons secondaires qui heurtent à
nouveau la paroi de la deuxième dynode : un effet « boule de neige » se produit si
bien que pour un ion qui heurte le détecteur, environ 100 électrons atteignent un
229
Annexes – Méthodes analytiques collecteur équipé d'un préamplificateur. Le signal se traduit en nombre d'impulsions
(nombre de coups), une interface informatique assurant le transfert des données afin
qu'elles soient traitées. Les nombres de coups sont convertis en concentrations grâce à
l’utilisation de deux types de calibrations : externe (solutions étalon) et interne
(spikes).
Figure 3 Composants et schéma de fonctionnement de l’ICP-MS.
230
Annexes – Description des profils des sols Description des profils des sols Site A
Type de sol: Sol ocre podzolique à B2
de profondeur
Altitude: 2080 m
Orientation : N/N-O
Pente : 34,4%±3,7
Horizons
Litière
A1
A2 (A/E)
B1 (Bs)
B1’
B2 (Bh)
Espèces dominantes au-dessus du profil:
- Festuca eskia
- Nardus stricta
- Rhododendron ferrugineum
Horizon de 1 cm, essentiellement constitué de débris foliaires et
racinaires de Poacées et de feuilles de R. ferrugineum.
De 1 à 8 cm : Horizon peu épais, de couleur brune, à structure finement
grumeleuse et très riche en matière organique. Cet horizon est
largement prospecté par les systèmes racinaires des poacées,
notamment de N. stricta et de R. ferrugineum.
De 8 à 20 cm : Horizon caractérisé par une couleur plus grisâtre et une
texture limoneuse qui traduisent son caractère éluvial. La transition
avec l’horizon sous jacent est très graduelle. Moins de racines
parcourent cet horizon.
De 20 à 30 cm: Horizon de couleur ocre à structure fine et à texture
limoneuse.
De 30 à 35 cm: Horizon fin, de même structure que le précédent mais
de couleur rouille.
De 35 à 50 cm : Horizon de couleur très brune et de structure plus
grossière, caractérisé par la presence de gravillons.
Site B
Type de sol: Sol ocre podzolique à B2
de profondeur peu évolué
Altitude: 2190 m
Orientation : N-O
Pente : 29,75%±2,9
Horizons
Litière
A1
B1 (Bs)
B2 (Bh)
Espèces dominantes au-dessus du profil:
- Festuca eskia
- Nardus stricta
- Rhododendron ferrugineum
Horizon de 1 cm, essentiellement constitué de débris foliaires et
racinaires de Poacées et de feuilles de R. ferrugineum
De 1 à 10 cm : Horizon de couleur brune, à structure finement
grumeleuse et très riche en matière organique. Cet horizon est
largement prospecté par les systèmes racinaires des poacées,
notamment de N. stricta, et de R. ferrugineum.
De 10 à 35 cm: Horizon épais, brun avec des reflets ocres à structure
fine et texture limoneuse.
De 35 à 50 cm : Horizon de couleur brune avec des reflets rouille.
Structure plus grossière, caractérisé par la présence de gravillons.
231
Annexes – Enrichissement de l’azote foliaire au 15N Méthodes des points­contacts L’association entre Trifolium alpinum et Festuca eskia ou Nardus stricta a été
estimée par la méthode des points contacts. A chaque intersection d’une grille de
40×20 m (parallèle et perpendiculaire à l’axe Nord-Sud du vallon respectivement),
une placette de 5×5 m, dans lesquelles sont disposées des aiguilles perpendiculaires
au sol et espacées de 20 cm le long d’une ligne horizontale, est délimitée. Cette
surface de 25m2 correspond approximativement à l’aire minimale des phytocénoses
herbacées semi-naturelles (Frontier, 1983). Cette étude a été menée sur 61 placettes
comportant chacune 100 points-contacts. A chaque point-contact, les espèces
présentes ont été identifiées et notées (présence/absence). Au total, les relevés ont été
faits sur 6100 points-contacts compris dans 61 placettes. Dans chaque placette, la
fréquence spécifique (Fsi) de chaque espèce et de chaque association d’espèces est
calculée à partir des 100 points contacts de la manière suivante :
Fsi(i) = (Nombre de points-contacts où l’espèce i est présente/Nombre total de pointscontact) × 100
Fsi(ij) = (Nombre de points-contacts où les 2 espèces i et j sont associées/Nombre
total de points-contact) × 100
Pour tester si les associations entre espèces sont plus fréquentes qu’elles ne le seraient
si les espèces étaient réparties au hasard dans les placettes, des tests de Chi2 ont été
réalisés. La fréquence théorique de chaque association a été calculée comme le
produite des fréquences observées de chaque espèce (par exemple, Fsithéorique(ij) =
Fsi(i) × Fsi(j)).
232
Annexes – Mesure des échanges gazeux foliaires Mesure des échanges gazeux foliaires Les mesures d’échanges gazeux à l’échelle de la feuille ont été réalisées sur le
terrain à l’aide d’un appareil portatif fonctionnant en système ouvert (LCi, ADC
BioScientific Ltd.). La feuille est placée dans une chambre (Fig. 1) traversée par un
flux d’air. La teneur en CO2 et en vapeur d’eau de l’air est mesurée avant et après son
passage dans la chambre à l’aide d’un analyseur de type IRGA (Infra-Red Gas
Analyser) situé dans la pince. Ce type d’analyseur repose sur le principe que le CO2 et
la vapeur d’eau absorbent dans l’infrarouge. Un analyseur IRGA est une cellule
cylindrique aux extrémités de laquelle se trouvent i) une source lumineuse qui envoie
un faisceau de longueur d’onde 4,3 µm et d’intensité I0, et ii) un détecteur sensible à
cette longueur d’onde et qui mesure l’intensité du rayonnement I. La concentration du
CO2 dans la cellule est calculée grâce à l’équation de Beer-Lambert (I=I0.e–ε.l.C). A
partir de ces mesures, l’appareil calcule l’assimilation nette de la feuille A (µmol.m2 -1
.s ) de la manière suivante :
A = us × ΔC
où us est le débit molaire d’air dans la chambre par m2 de feuille (µmol.m-2.s-1) et ∆C
(µmol.mol-1) est la différence de concentration en CO2 de l’air avant et après son
passage dans la chambre.
La transpiration (E) et la conductance stomatique (gs) des feuilles sont calculées à
partir des mesures des concentrations en vapeur d’eau de l’air avant et après son
passage dans la chambre :
E = us × Δw
gs =
[( w
leaf
1
− w out ) /(Δw × us )]− rb
où ∆w (mol.mol-1) est la différence de concentration en vapeur d’eau de l’air avant et
après son passage dans la chambre, rb est la couche limite (m2.s.mol-1), wleaf la
concentration de vapeur saturante à la température de la feuille (mol.mol-1), wout est la
concentration en vapeur d’eau à l’extérieur de la chambre (mol.mol-1).
Ces mesures sont utilisées par l’appareil pour calculer la concentration en CO2 dans la
chambre sous-stomatique Ci (µmol.mol-1) :
233
Annexes – Mesure des échanges gazeux foliaires ⎡
⎤
E
⎢⎣(gc − 2 ) × Can )⎥⎦ − A
Ci =
E
gc +
2
avec gc =
1
1,6 × rs + 1,37 × rb
où gc est la conductance stomatique pour le CO2, Can (µmol.mol-1) est la concentration
en CO2 de l’air après passage dans la chambre et rs, la résistance stomatique à la
vapeur d’eau (m2.s.mol-1).
Fig. 1 Schéma de la chambre de mesures des échanges gazeux du LCi (ADC
BioScientific Ltd.)
234
Annexes – Enrichissement de l’azote foliaire au 15N Enrichissement de l’azote foliaire au 15N Le 15N est un isotope stable de l’azote fréquemment utilisé en biologie végétale,
notamment pour l’étude des voies métaboliques (Peterson & Fry, 1987). L’apport de
15
N sous forme minérale dans la solution nutritive des plantes (Millard & Proe, 1993;
Tagliavini et al., 1997; Proe et al., 2000) ou bien directement dans le sol en milieu
naturel (Munoz et al., 1993; Theodose et al., 1996; Pornon et al., 2007) est un
procédé qui a souvent été employé pour estimer la quantité d’azote prélevée par les
plantes au cours d’une période déterminée, et pour étudier la distribution de l’azote
prélevé dans les différents compartiments de la plante. En revanche, cette méthode ne
permet pas de tracer les flux d’azote à l’intérieur des plantes. Pour ce faire, le 15N doit
être introduit au niveau des organes « sources » (tiges ou feuilles) de la plante.
L’excès isotopique dans les autres organes (organes « puits ») est ensuite mesuré
après une période de durée déterminée.
Nous avons appliqué une technique de marquage au
15
N sur différentes
générations de feuilles. Cette technique consiste à déposer 2x2 µl de
15
NH4Cl (15N
abondance : 99 atom %) sur la face abaxiale des feuilles, de part et d’autre de la
nervure centrale, après une légère abrasion de la cuticule pour favoriser la pénétration
de la solution dans les tissus foliaires. Pour tous les rameaux, toutes les feuilles d’une
même cohorte sont marquées. Cette méthode de marquage a été élaborée en tenant
compte des contraintes suivantes :
•
Le volume de solution déposé sur les feuilles doit être faible pour que celle-ci
pénètre rapidement dans les tissus et ainsi éviter la contamination des autres
compartiments.
•
La quantité de NH4+ apportée doit être négligeable au regard du pool d’azote
foliaire afin de réduire les perturbations physiologiques et les éventuels effets
de toxicité.
•
La quantité de
15
N apportée doit être suffisamment élevée pour retrouver des
15
teneurs en N détectables après la distribution et la dilution dans les différents
tissus de la plante.
235
Annexes – Enrichissement de l’azote foliaire au 15N La quantité de marqueur réellement incorporée aux tissus foliaires est évaluée par
un premier prélèvement des feuilles un jour après le marquage, après rinçage à l’eau
déminéralisée de la face abaxiale des feuilles.
La quantité de 15N en excès dans les tissus (Q15N, mol) est estimée à partir de l’excès
isotopique (e, %), de la teneur en azote (N, %), de la masse du compartiment
échantillonné (m, g) et de la masse molaire du 15N (M, g. mol-1):
Q15N =
e×m×N
×100
M
avec e = Aéch - Anat où Aéch et Anat sont respectivement les abondances en 15N de
l’échantillon et l’abondance naturelle des tissus (Anat = 0,365%).
236
Annexes – Analyses multi­élémentaires dans le système sol­plante Concentrations des éléments dans le profil des sols Figure 1 Concentrations moyennes (mg.kg-1 ; n = 4) en éléments traces dans les
différents horizons du sol du site A.
237
Annexes – Analyses multi­élémentaires dans le système sol­plante Figure 2 Concentrations moyennes (mg.kg-1 ; n = 3) en éléments traces dans les
différents horizons du sol du site B.
238
Annexes – Analyses multi­élémentaires dans le système sol­plante 239
Nd
0.4
0.12
Pr
L0 L1 L2
T
T
0.0
T
R
T
R
T
Tb
0.010
0.08
R
T
0.04
0.000
L0 L1 L2
R
T
Yb
0.00
L0 L1 L2
R
T
L0 L1 L2
Er
0.02
0.012
0.000
T
R
0.04
L0 L1 L2
0.006
0.04
R
L0 L1 L2
Gd
Ho
0.00
L0 L1 L2
T
0.030
R
Dy
R
0.00
0.08
0.04
0.00
L0 L1 L2
L0 L1 L2
Eu
0.000 0.015 0.030
Sm
R
0.015
T
0.000
R
0.2
0.06
0.0
0.00
0.4
0.4
0.2
0.0
L0 L1 L2
0.08
Ce
0.8
0.6
1.2
La
L0 L1 L2
R
T
L0 L1 L2
Figure 7 Concentrations moyennes (mg.kg-1 ; n=15) en lanthanides dans les cinq
compartiments des plantes de la population A. L0 : feuilles de l’année ; L1 : feuilles
d’un an ; L2 : feuilles de deux ans ; R : racines ; T : tiges.
240
Al
T
R
T
R
T
T
R
T
R
T
R
T
R
T
R
T
300 600
0
8
Cu
6
4
R
T
Mo
L1
L2
R
T
Sr
4
0
L0 L1 L2
R
T
Sb
L0 L1 L2
Cs
0.04
0.00
0.00
L0
L0 L1 L2
8
25
10
0
T
0.00
R
L0 L1 L2
0
L0 L1 L2
0.12
0.08
R
0.04
0.4
0.2
0.0
L2
T
2
T
Rb
L0 L1 L2
L0
Pb
L1
L2
R
T
L0
L1
Th
L2
U
0.02
0.10
L0
L1
L2
R
T
L0
L1
L2
R
T
0.00
0.00
0
0
2
20
4
40
0.04
Ba
R
8
4
R
0.06
T
T
0
L0 L1 L2
0.0 0.4 0.8
20
10
0
R
R
Ni
Ga
Y
L1
L0 L1 L2
Sb
Zn
L0 L1 L2
L0 L1 L2
Fe
500
L0 L1 L2
0.00 0.06 0.12
1.0
0.0
L0 L1 L2
T
0 200
0.4
0.0
T
R
Mn
0.8
1.2
0.6
0.0
R
Co
L0
L0 L1 L2
Cr
L0 L1 L2
0.6
R
0
0
L0 L1 L2
12
T
V
0.08
R
20
400 800
15
0 5
0.2
0.0
L0 L1 L2
Ti
40
B
0.4
Li
L0
L1
L2
R
T
L0
L1
L2
Figure 8 Concentrations moyennes (mg.kg-1 ; n=15) en éléments traces dans les cinq
compartiments des plantes de la population B. L0 : feuilles de l’année ; L1 : feuilles
d’un an ; L2 : feuilles de deux ans ; R : racines ; T : tiges.
241
0.2
R
T
T
0.0
T
R
T
0.010
R
T
0.04
0.02
0.010
0.00
0.000
T
R
0.000
L0 L1 L2
Er
0.08
0.04
R
T
0.12
R
Ho
0.00
L0 L1 L2
R
Tb
0.06
L0 L1 L2
Dy
L0 L1 L2
L0 L1 L2
R
T
L0 L1 L2
0.04
T
T
0.00
0.000
R
R
Gd
0.015
0.06
0.00
L0 L1 L2
L0 L1 L2
Eu
0.030
Sm
0.4
0.10
L0 L1 L2
Yb
0.02
T
Nd
0.00
R
0.00
0.0
L0 L1 L2
0.12
Pr
0.6
Ce
0.0 0.4 0.8 1.2
La
0.4
0.8
L0 L1 L2
R
T
L0 L1 L2
Figure 9 Concentrations moyennes (mg.kg-1 ; n=15) en lanthanides dans les cinq
compartiments des plantes de la population B. L0 : feuilles de l’année ; L1 : feuilles
d’un an ; L2 : feuilles de deux ans ; R : racines ; T : tiges.
242
0.0 0.3
0.8
0.0
15
0
0.25
0.00
0.15
0.000
0.00
0.00
0
0.0
0.0
0.010
Ho
0.30
20
1.2
0.4
0.10
Pr
0.15
Cs
10
Zn
0.6
V
0.2
0.015
0.00
10 20
0
0.6
Nd
40
0.8
20
80
0.8
Ba
0.4
Ga
0.4
Cr
5 10
0.00 0.02 0.04
Er
0.0 0.2 0.4 0.6
0
0.0
0.0
0
B
1500
0
400
0
35
15
0.0
0.0 0.6
0.000
0.00
Sm
4
20
Pb
0.04
0.12
6
30
800
2000
0.00
0.00
0
5
15
600
800
Eu
0.10
Th
Sr
Fe
400
0 200
0
Al
0.00
0.00
0.0
0.0
0
0.02
Gd
0.02
U
0.6
Y
1.0
Co
0.12
0.04
1.2
2.0
3000 6000
K
0.06
Ni
4000
10000
0.000
0.0
0.00
0.010
Tb
0.4
La
0.10
Mo
0.8
0 2 4 6 8
0
Ca
Concentrations site A (ppm)
0.02
Yb
0.06
2
0
0.00
10
Rb
400
Mn
1000
0
0
0
Mg
0.03
0.00
100
0 40
0.4
0.0
0.04
0.00
0.10
0.00
0
0 2 4 6
0.10
0.00
0.03
0.00
600
0
400
0
10 20
0
0.15
0.00
4000
0
1.5
0.0
0.8
0.0
0.04
0.00
0 6000
8
4
0
0.15
0.00
0.6
0.0
0.015
0.000
50
0 20
8
4
0
0.10
0.00
1.0
0.0
0.00 0.06
Li
2
Ce
0.06
Sb
4
Cu
20
8
0.12
6
40
0.00
0.04
Dy
0.08
0.0 0.5 1.0 1.5
0.00
0
0
Ti
Fig. 10 Comparaison des concentrations des éléments traces dans les différents
compartiments des plantes des deux sites.
Concentrations site B (ppm)
243
Nutrition and responses of Pyrenean subalpine plants to the
nitrogen constraint
Nitrogen is often assumed to be the most limiting element for plant
productivity in most ecosystems, particularly in high altitude habitats where soil
nitrogen availability is low. In this thesis, we study both the use and conservation
mechanisms of nitrogen that are crucial for plants in these nitrogen-constrained
habitats. Moreover we try to understand nitrogen influence on the structure of plant
communities.
In growth chamber experiments, we investigated the component fluxes of
15
NO3− and 15NH4+ uptake in a tussock grass (Festuca nigrescens) very common and
representative of the dominant plant growth form in European alpine meadows. Our
results show that mineral nitrogen uptake is very low because of very high nitrogen
efflux (up to 80% of the influx for NH4+). It suggests that the ability of this typical
alpine grass to respond to increasing nitrogen availability due to global changes is
limited.
15
N labeling experiments performed in glasshouse show that large 15N transfers
occur from a nitrogen-fixer (Trifolium alpinum) to Festuca eskia (Poaceae). This
transfer is significantly lower for Nardus stricta, another grass species living in
Pyrenean subalpine meadows. In the field, both biomass and nitrogen content of the
grasses increase when they are associated to T. alpinum. However, the facilitation
effect between the nitrogen-fixer and non-fixers are species specific and is modified
according to the capacity of the receiver species to use nitrogen provided by the
legume to the interacting plants.
It has often been proposed that nitrogen availability can control leaf life span,
nitrogen internal cycling and photosynthetic capacity. These hypotheses were
assessed from an evergreen shrub from subalpine heathlands (Rhododendron
ferrugineum). There is a large variability in leaf life span between populations, which
seems to be related to soil nitrogen availability. When soil nitrogen is low, high leaf
shedding rate with nitrogen resorption provide a large amount of nitrogen required to
meet annual shoot growth. However, it strongly reduces the canopy CO2 assimilation
capacity. In R. ferrugineum, leaf life span seems to be strongly influenced by the
discrepancy between shoot nitrogen demand and soil nitrogen uptake rather than
nitrogen demand alone. Contrary to the evolutionary response, plastic response to low
soil nitrogen could reduce leaf life span in evergreen plants, revealing a « countergradient » variation.
Keywords: Evergreenness, Festuca eskia, Festuca nigrescens, leaf life span, Nardus
stricta, nitrogen nutrition, nitrogen use efficiency, resorption, subalpine belt, Trifolium
alpinum, 15N labelling.
Nutrition et réponses des plantes subalpines pyrénéennes à
la contrainte azotée
Directeurs de thèse : Pr. T. Lamaze & Dr. A. Pornon
Thèse soutenue le 30 juin 2009 à Toulouse
Les habitats d’altitude sont caractérisés par une faible disponibilité en azote, principal
élément limitant la croissance des plantes. Ils offrent par conséquent l’opportunité d’étudier
les mécanismes d’utilisation et de conservation de l’azote développés par les plantes, ainsi
que l’organisation des communautés végétales en réponse à cette contrainte.
Des expériences de traçage isotopique au 15N en chambre de culture font apparaître une
faible capacité de prélèvement net de l’azote minéral chez une espèce herbacée caractéristique
des milieux montagnards du sud de l’Europe (Festuca nigrescens). Ceci resulte d’un efflux
très important (jusqu’à 80% de l’influx pour NH4+), et non d’une faible valeur d’influx. Ce
résultat suggère que cette plante ne serait pas capable d’utiliser efficacement un surplus
d’azote d’origine anthropique dans son milieu naturel.
En serre, d’autres expériences de traçage mettent en évidence un flux d’azote important
d’une espèce fixatrice (Trifolium alpinum) vers Festuca eskia (Poaceae). Ce flux est
beaucoup plus faible vers Nardus stricta (Poaceae), espèce généralement associée aux deux
précédentes dans les pelouses subalpines pyrénéennes. Nos résultats font apparaître un effet
facilitateur de la légumineuse sur les deux poacées en milieu naturel: leur croissance et leur
prélèvement en azote sont en effet stimulés par sa proximité. Cependant, lorsque les trois
espèces sont associées sur le terrain, seule F. eskia tire bénéfice de la présence de la
légumineuse, suggérant que cette espèce est plus compétitive dans l’acquisition de l’azote en
provenance de T. alpinum.
Il est souvent considéré que la disponibilité en azote exerce un contrôle sur la durée de
vie des feuilles, le recyclage interne de cet élément ou encore la capacité photosynthétique
des plantes. Ces hypothèses ont été testées sur une espèce sempervirente typique de l’étage
subalpin (Rhododendron ferrugineum). Nos recherches montrent une grande variabilité de la
longévité foliaire entre populations, qui semble résulter d’une variabilité de la disponibilité en
azote dans le sol. Lorsque celle-ci est faible, le processus de résorption associé à la
sénescence suivie de la chute précoce des feuilles permet de fournir une importante quantité
d’azote, nécessaire à la production annuelle des nouvelles pousses. En revanche, ceci réduit
fortement la capacité d’assimilation du CO2 à l’échelle de la canopée. Pour R. ferrugineum, la
longévité foliaire semble résulter d’un compromis entre la productivité et la conservation de
l’azote. Le fait que la réponse plastique de cette plante à une faible disponibilité de l’azote
dans le sol soit une diminution de la durée de vie des feuilles révèle l’existence d’un « contregradient », puisque la réponse évolutive à ces conditions est généralement une augmentation
de la longévité foliaire.
Mots clés : Durée de vie des feuilles, efficacité d’utilisation de l’azote, étage subalpin,
Festuca eskia, Festuca nigrescens, Nardus stricta, nutrition azotée, résorption, Rhododendron
ferrugineum, sempervirence, Trifolium alpinum, 15N.
Centre d’Etudes Spatiales de la BIOsphère, 18 avenue. Edouard Belin, bpi 2801,
31401,Toulouse cedex 9, France
Laboratoire Evolution & Biodiversité, Bâtiment 4R3 Université Paul Sabatier, 31062
Toulouse cedex 9, France