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5.15 : Fixation de l'azote - Biologie

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5.15 : Fixation de l'azote

N2 fixation et cyclisme dans Alnus glutineux, Betula pendula et Fagus sylvatica bois exposé à l'air libre CO2 enrichissement

Nous avons mesuré l'effet du CO atmosphérique élevé2 sur l'azote atmosphérique (N2) fixation dans l'espèce d'arbre Alnus glutineux poussant en monoculture ou en mélange avec le non-N2-fixation d'espèces d'arbres Betula pendula et Fagus sylvatica. Nous avons abordé les hypothèses selon lesquelles (1) N2 fixation dans A. glutinosa augmentera en réponse à l'augmentation du CO atmosphérique2 concentrations, lors de la culture en monoculture, (2) l'impact de CO élevé2 sur N2 fixation dans A. glutinosa est le même en mélange et en monoculture et (3) les impacts de CO élevé2 sur le cycle de N sera évident par une diminution de la feuille δ 15 N et par le facteur d'enrichissement sol-feuille (FE), et que ces impacts ne différeront pas entre les peuplements mixtes et les peuplements monospécifiques. Les arbres ont été cultivés dans une plantation forestière sur d'anciens champs agricoles pendant quatre saisons de croissance, après quoi les arbres mesuraient en moyenne 3,8 m de haut et la canopée s'était fermée. CO atmosphérique2 les concentrations ont été maintenues à des concentrations ambiantes ou élevées (de 200 ppm) à l'aide d'un CO à l'air libre2 système d'enrichissement (FACE). La feuille δ 15 N a été mesurée et utilisée pour estimer la quantité (Ndfa) et proportion (%Ndfa) de N provenant de la fixation atmosphérique. En moyenne, 62 % du N dans A. glutinosa feuilles était de fixation. Alorsdfa et ndfa pour A. glutinosa les arbres en monoculture n'ont pas augmenté sous un CO élevé2, malgré des taux de croissance plus élevés. Cependant, N2 la fixation a augmenté pour les arbres poussant en mélange, malgré l'absence de stimulation significative de la croissance. Il y avait des preuves que N fixe2 a été transféré de A. glutinosa à F. sylvatica et B. pendule, mais aucune preuve que cela a affecté leur CO2 réponse. Les résultats de cette étude montrent que N2 fixation dans A. glutinosa peut être plus élevé dans un futur CO élevé2 monde, mais que cet effet ne se produira que là où les arbres poussent dans des peuplements d'essences mixtes.

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BIOGEOCHIMIE DE L'AZOTE DANS LA ZONE OLIGOHALINE D'UN ESTUAIRE DE LA NOUVELLE ANGLETERRE.

Résumé. Nous avons étudié le cycle de l'azote dans la zone oligohaline (la région à faible salinité où l'eau de la rivière pénètre d'abord dans l'estuaire) de l'estuaire de la rivière Parker dans le nord-est du Massachusetts. Nous avons introduit un traceur isotopique ([N.sup.15]-[[NO.sub.3].sub.-]) pendant 27 jours en août 1996 pour aider à déterminer comment l'azote dérivé du bassin versant se déplace dans l'estuaire moyen. La quantité de traceur ajoutée était suffisante pour enrichir isotopiquement le nitrate de [tilde]100%[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] au voisinage de l'ajout mais n'a pas influencé de manière appréciable la concentration en nitrate. Pendant les conditions d'étiage estivales typiques, comme pendant la période d'ajout, pratiquement tout le nitrate fluvial (y compris le traceur de nitrate) a été rapidement éliminé de la colonne d'eau par la diatomée planctonique Actinocyclus normanii. L'exportation du traceur en aval de l'estuaire était faible pendant la période d'ajout d'isotopes, en partie à cause du faible débit de la rivière. Au lieu de cela, la plupart de l'azote initialement assimilé par A. normanii a été transféré aux sédiments de la zone oligohaline. La demande d'azote par le phytoplancton pendant l'été dépassait l'approvisionnement fluvial d'un ordre de grandeur. L'azote supplémentaire provenait principalement de la régénération de l'azote benthique, bien qu'une partie puisse provenir des eaux souterraines. L'approche des traceurs isotopiques pour l'ensemble de l'écosystème appliquée ici était un moyen puissant d'étudier le devenir de l'azote dérivé du bassin versant dans l'estuaire moyen.

Mots clés : Actinocyclus normanii diatomées estuaire écosystème de marge terrestre Massachusetts (États-Unis) [N.sup.15] cycle de l'azote zone oligohaline phytoptankton silice isotope stable liaison terrestre-aquatique.

Les apports d'azote dans les bassins versants du nord-est des États-Unis ont considérablement augmenté depuis la colonisation européenne au début des années 1600. Les principales sources d'azote ajouté sont les dépôts atmosphériques, les engrais agricoles et les eaux usées (Nixon et Pilson 1983, Lee et Olsen 1985, Valiela et al. 1997). Une grande partie de cet azote supplémentaire est retenue ou dénitrifiée dans le bassin versant, mais une quantité substantielle pénètre dans les eaux souterraines et les rivières et est finalement livrée aux estuaires et à l'océan (Galloway et al. 1995, Howarth et al. 1996).

L'influence de l'augmentation des apports d'azote peut être particulièrement importante dans les estuaires. Étant donné que les nutriments dérivés des bassins versants sont transportés et concentrés sur ces écosystèmes, les estuaires sont parmi les écosystèmes les plus fertilisés de la planète (Nixon et al. 1986, Valiela et al. 1997). La productivité dans les estuaires est souvent limitée par l'azote, de sorte que l'augmentation des apports d'azote peut stimuler la croissance des algues et à son tour influencer d'autres aspects du fonctionnement de l'écosystème (Hopkinson et Vallino 1995). Par exemple, une charge élevée en azote associée au ruissellement printanier dans la baie de Chesapeake favorise une prolifération de phytoplancton, et le recyclage de l'azote retenu dans la prolifération conduit à un maximum de productivité retardé en été (Malone et al. 1988, Harding 1994). Bien que l'augmentation de la production d'algues résultant de la charge d'azote anthropique puisse avoir des conséquences bénéfiques telles qu'une production élevée de poissons (Keller et al. 1990), elle peut également conduire à une hypoxie dans les eaux de fond, ce qui peut être dévastateur pour les poissons et autres biotes (Dauer et al. 1992, Justic et al 1993, Breitburg et al 1994, Justic et al 1995).

Étant donné que les interactions de l'hydrologie, de la géomorphologie et de la biologie compliquent grandement le cycle de l'azote dans les estuaires, une compréhension complète de la biogéochimie de l'azote dans les estuaires fait défaut. Bien que de nombreux progrès aient été réalisés, les incertitudes concernant les détails du traitement de l'azote entravent notre capacité à prédire les effets d'une augmentation de la charge en azote. Ces incertitudes soulignent la nécessité d'étudier plus avant la dynamique de l'azote dans les écosystèmes côtiers et suggèrent que de nouvelles approches peuvent être nécessaires.

L'objectif de cette étude était d'étudier le cycle de l'azote dans l'estuaire supérieur, ou zone oligohaline, de l'estuaire de la rivière Parker dans le nord-est du Massachusetts (Fig. 1). L'étude consistait en un ajout de traceur pour l'ensemble de l'écosystème [N.sup.15]-[[NO.sub.3].sup.-] conçu pour étudier (1) le cycle biogéochimique de l'azote et (2) les voies trophiques dans la partie supérieure estuaire. Cet article se concentre sur les aspects biogéochimiques de l'étude et un article d'accompagnement met l'accent sur la structure du réseau trophique (Hughes et al. 2000). Nous nous sommes concentrés sur l'estuaire moyen car c'est la région la plus étroitement liée au bassin versant et est donc le premier tronçon à traiter les apports d'azote fluviaux. Par rapport aux tronçons plus larges des estuaires, la zone oligohaline a reçu relativement peu d'attention (Anderson 1986, Schuchardt et al. 1993). En plus de l'importance biogéochimique de la zone oligohaline en tant que tampon ou écotone entre le bassin hydrographique et l'estuaire inférieur et l'océan, les eaux à faible salinité de l'estuaire moyen sont essentielles au cycle vital de nombreux organismes estuariens (Odum 1988, Deegan et Garritt 1997). Une étude plus approfondie de l'estuaire moyen permettra de mieux comprendre le fonctionnement de l'estuaire dans son ensemble et facilitera une gestion efficace de ces eaux.

L'estuaire de la rivière Parker (Fig. 1) fait partie du système estuarien de Plum Island Sound (42[degrees]44' N, 70[degrees]50' W) dans le nord-est du Massachusetts. Le bassin versant de l'estuaire de la rivière Parker, 65 [km.sup.2] au-dessus du barrage à la tête de l'estuaire, est principalement boisé et a un développement résidentiel modéré. La longueur totale de l'estuaire est de [tilde]24 km, la zone oligohaline occupant nominalement les 5 km initiaux. Notre définition de la zone oligohaline ou de l'estuaire supérieur est basée sur des considérations telles que la distribution de la salinité et la composition des espèces. La salinité dans l'estuaire moyen est généralement [inférieure à]10 (salinité donnée sous forme de ratio [UNESCO 1985], conductivité [tilde]15 mS/cm) et le biote comprend généralement des organismes d'eau douce ainsi que des espèces estuariennes et marines. L'amplitude moyenne des marées dans l'estuaire moyen est de [tilde] 2,7 m et l'excursion des marées est de 2 à 4 km. L'apport annuel moyen d'eau douce de la rivière Parker est de 1,2 [m.sup.3]/S, mais pendant l'été le débit est plus faible (généralement 0,1-0,5 [m.sup.3]/s) .

L'estuaire moyen a un seul chenal principal qui serpente à travers de vastes marais frais et salés (Fig. 1). La superficie des 5 km supérieurs du chenal estuarien est de [tilde]223 650 [m.sup.2] (J. Vallino, communication personnelle). La végétation des marais se compose principalement de quenouilles (Typha latifolia) et de carex (Scirpus americana et Carex sp.), avec de la spartine des marais (Spartina alterniflora) le long des berges des ruisseaux. La production primaire dans le chenal est principalement par le phytoplancton, la diatomée pélagique Actinocyclus normanii dominant la production primaire pendant les efflorescences estivales, et secondairement par le microphytobenthos. Les zooplanctons les plus abondants sont Eurytemora affinis et Acartia tonsa, et les poissons communs comprennent le choquemort (Fundulus heteroclitus), le meunier noir (Catostomus commersoni), la perchaude (Morone americana) et la capucette (Menidia menidia). Une description plus complète du biote de la zone oligohaline de l'estuaire de la rivière Parker se trouve dans Hughes et al. (2000) et Deegan et Garritt (19 97).

Une première tentative d'expérimentation a commencé le 10 juillet 1996 mais a été avortée au bout de 4 jours en raison d'une grosse tempête. L'ajout réussi de [N.sup.15]-[[NO.sub.3].sup.-] a commencé le 6 août 1996 et s'est poursuivi jusqu'au 1er septembre 1996. L'isotope a été ajouté en continu via une pompe péristaltique à l'exception d'un [tilde]24 -h interruption (26-27 août) lorsque la pompe tombe en panne. Le traceur isotopique était sous forme de [N15]-enrichi [KNO3] et a été ajouté à raison de 4,8 g [N15]/j (128 g [N.sup. 15] au total). De la rhodamine WT, un colorant fluorescent, a été ajoutée à l'isotope afin de permettre la comparaison du comportement de solutés relativement conservateurs (rhodamine) et réactifs (nitrate). La solution de rhodamine/isotope a été ajoutée à 2 km au large d'un petit barrage qui définit la tête de l'estuaire (Fig. 1). Le volume d'eau dans lequel l'isotope a été ajouté, c'est-à-dire le "prisme de marée" au site d'ajout d'isotope, est de [tilde] 130 000 [m3]. L'échantillonnage a commencé avant l'ajout d'isotopes pour établir les stocks d'azote de base et les valeurs isotopiques et s'est poursuivi pendant [tilde]1 mois après la fin de l'ajout de [N.sub.15].

Les apports de la rivière à l'estuaire moyen ont été déterminés à l'aide des données du United States Geological Survey (USGS) provenant d'une station de jaugeage sur la rivière Parker [tilde] à 2 km en amont de la tête de l'estuaire (numéro de station USGS 01101000). Nous avons pris en compte les apports de la partie non jaugée du bassin versant entre le barrage et la jauge en supposant un rapport surface/écoulement constant. Les apports de nitrate, d'ammonium et de silice dans l'estuaire moyen ont été évalués en échantillonnant périodiquement l'eau de la rivière s'écoulant sur le barrage. Lorsque les concentrations d'ammonium et de nitrate n'étaient pas mesurées simultanément, le flux d'azote inorganique dissous (DIN) a été calculé en interpolant les concentrations d'ammonium entre des échantillons consécutifs ou en supposant que la concentration d'ammonium était constante à 1,2 [micro]mol/L après le 19 septembre.

Procédures d'échantillonnage et d'analyse

Les constituants de la colonne d'eau ont été échantillonnés à des intervalles de 1 km le long d'un transect longitudinal de 10 km commençant à la tête de l'estuaire. Les emplacements des échantillons sont désignés par la distance en kilomètres le long du cours de la rivière, commençant juste en dessous du barrage (0 km) et augmentant dans la direction descendante de l'estuaire. Au cours de la période de 2 mois de l'étude, 15 transects d'échantillonnage ont été effectués. Des échantillons pour les concentrations de nutriments, les concentrations d'azote organique particulaire (PON) et l'enrichissement isotopique, et la chlorophylle a (chla) ont été collectés à chaque station d'échantillonnage, tandis que d'autres types d'échantillons (phytoplancton, [N.sup.15]-[[NO.sub .3]-] et [N15]-[[NH4]+] ont été prélevés moins fréquemment.En plus de ces échantillons, la température et la conductivité, et périodiquement la concentration en rhodamine , ont été enregistrés à chaque station d'échantillonnage.Le temps de résidence hydrologique dans les 5 km supérieurs de l'estuaire a été calculé à partir du débit de la rivière (Vallino et Hopkinson 1998).

L'oxygène dissous (OD), la profondeur, la conductivité et la température ont été mesurés et enregistrés à des intervalles de 15 minutes sur le site d'ajout d'isotopes à l'aide d'un échantillonneur automatique/enregistreur de données ISCO/YSI. Ces variables ont été enregistrées tout au long de la période de 2 mois de l'étude, à l'exception d'une période de 19 heures du 2 au 3 août et d'une période de 4 jours du 23 au 27 août lorsque l'enregistrement des données a échoué.

Des échantillons d'eau transect ont été collectés à l'aide d'une pompe péristaltique alimentée par batterie équipée d'un filtre GF/F en ligne. Les échantillons ont été conservés sur de la glace jusqu'à leur retour au laboratoire. La chlorophylle et le PON ont été collectés sur des filtres en fibre de verre (Whatman GF/F, 47 et 25 mm de diamètre, respectivement). Le phytoplancton a été collecté en remorquant un filet (diamètre 25 cm, ouverture de maille de 20 [micro] m) pendant 2 min derrière un petit bateau.

Les nutriments ont été analysés dans un laboratoire temporaire à la Governor Dummer Academy, à Byfield, Massachusetts, à 1 km du site d'étude. Tous les échantillons de nutriments ont été analysés pour le nitrate et des échantillons sélectionnés ont également été analysés pour l'ammonium, le DON et la silice. Le nitrate a été analysé par détection par chimiluminescence après réduction du nitrate en NO à l'aide de chlorure de vanadium (Garside 1982, Braman et Hendrix 1989). L'ammonium a été mesuré manuellement (Solorzano 1969), le DON a été déterminé après oxydation aux UV (Walsh 1989) et le chla a été analysé par colorimétrie (Strickland et Parsons 1972). La silice dissoute a été analysée au Horn Point Environmental Laboratory de l'Université du Maryland, en utilisant la méthode au bleu de molybdate (Strickland et Parsons 1972) modifiée pour être utilisée avec un analyseur automatique. La concentration en PON a été calculée par détermination spectrométrique de masse de la teneur en azote sur des filtres GFIF.

Les compositions isotopiques de l'azote de l'ammonium et du nitrate ont été mesurées en utilisant des modifications de la procédure de diffusion de l'ammoniac (Sigman et al. 1997, Holmes et al. 1998). Pour estimer la composition isotopique du DON, nous avons mesuré [delta][N.sup.15]-TDN et calculé [delta][N.sup.15]-DON en utilisant les valeurs mesurées (voir paragraphe suivant) et les concentrations de nitrate et d'ammonium . La composition isotopique du PON a été déterminée par combustion de l'ensemble du filtre de 25 mm. Le phytoplancton a été séparé des détritus avant l'analyse isotopique en utilisant une combinaison de procédures comprenant la filtration différentielle, la centrifugation et l'élimination manuelle des détritus.

Les compositions isotopiques de l'azote ont été mesurées au Laboratoire d'isotopes stables du Laboratoire de biologie marine. Les compositions isotopiques sont exprimées en notation [delta] standard, où [delta][N.sup.15] = [([R.sub.SA]/[R.sub.ST]) - 1] X [10.sup. 3], R = [N.sup.15]/[N.sup.14], et les résultats sont exprimés en % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] déviation de l'échantillon (SA) par rapport à la norme (ST), [ N.sub.2] dans l'air atmosphérique ([delta][[N.sup.15].sub.AIR] = 0%[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII]). Dans cet article, les valeurs [delta] ont été normalisées en soustrayant la valeur d'abondance naturelle [delta][N.sup.15] d'échantillons similaires collectés avant l'ajout d'isotopes, sauf indication contraire. Par conséquent, les valeurs normalisées ([delta][[N.sup.15].sub.t], avec le "t" en indice faisant référence au "traceur") reflètent le contenu du traceur.

Pour évaluer le devenir du traceur ajouté, nous avons estimé les stocks permanents d'azote traceur dans les 5 km supérieurs de l'estuaire pour les principaux composants de l'écosystème qui se sont enrichis en [N15]. Des estimations ont été faites pour les nitrates, les PON, le zooplancton, les poissons (gaspareau, meunier noir, choquemort), les crevettes herbivores, les consommateurs benthiques (classe regroupée comprenant les crabes de boue, les amphipodes, les oligochètes, les polychètes, les ostracodes et autres organismes benthiques) et les sédiments benthiques. Les estimations de l'enrichissement isotopique du biote ont été faites pendant la période d'enrichissement maximal et sont des moyennes de portée (0-5 kin). L'enrichissement des traceurs dans les sédiments a été estimé à partir des raclures de sédiments superficiels et de l'enrichissement isotopique des carottes de sédiments. Des échantillons de sédiments superficiels ont été obtenus en grattant les 2-3 mm supérieurs de sédiments de 50 à 100 [cm 2 ] de bancs de boue intertidales ou d'échantillons instantanés subtidaux, à l'aide d'une spatule. Des raclures de sédiments ont été obtenues avant et à la fin de l'ajout du traceur.

Le stock permanent d'azote traceur dans le PON a été examiné en détail pour nous aider à discerner le devenir du traceur une fois assimilé par le phytoplancton. Nous utilisons l'enrichissement isotopique de PON comme proxy pour le phytoplancton (en utilisant des fonctions d'échelle appropriées) car notre ensemble de données pour [[N.sup.15].sub.t]-PON est beaucoup plus étendu que pour [[N.sup. 15].sub.t]-phytoplancton. La comparaison du stock permanent de traceur N dans PON à la quantité cumulée de traceur qui est entré dans PON nous permet de calculer, par bilan massique, le taux de perte de [[N.sup.15].sub.t]-PON de le plancton.

Pour estimer le flux advectif du traceur en aval de l'estuaire, nous avons calculé la concentration moyenne et [[N.sup.15].sub.t] des différentes composantes de la colonne d'eau à la limite du bief (5 km), et multiplié le produit de ces valeurs par le débit de la rivière. Nous avons doublé le flux advectif pour estimer le flux total (advectif plus dispersif). En général, ce protocole surestime quelque peu le transport estuarien du traceur, puisqu'à des débits fluviaux supérieurs à 0,1 [m3]/s, le flux advectif dépasse le flux dispersif à l'emplacement de 5 km de l'estuaire moyen (J. Vallino, communication personnelle).

Le débit de la rivière Parker en eau douce a varié de [moins de] 0,1 [m3]/s à [supérieur à] 2,5 [m3]/s du 1er août au 1er octobre 1996 (Fig. 2A). Au cours de l'ajout d'isotopes (6 août-1er septembre), le débit de la rivière a diminué progressivement de 0,26 à 0,03 [m3]/s. La concentration de nitrate dans l'eau douce de la rivière Parker était inversement proportionnelle au débit de la rivière et variait de [tilde]4 à 16 [micro]mol/L, tandis que la concentration d'ammonium était toujours [inférieure à]4 [micro]mol/L (Fig. 2B) . Un ensemble de données pluriannuel plus complet, collecté dans le cadre du projet Parker River/Plum Island Sound Land Margin Ecosystem Research (LMER, maintenant LTER) [5], a également révélé que l'ammonium était systématiquement [moins de] 4 [micro]mol/L. Le flux de DIN fluvial sur la période de 2 mois variait de 86 à 1262 mol/j (Fig. 2C). Les concentrations de silice dissoute dans l'eau de la rivière au cours de l'été 1996 variaient de 107 à 196 [micro]mol/L (n = 4, moyenne = 129,5 [micro]mol/L). En supposant une concentration DIN moyenne de 13,9 [micro]mol/L, le rapport Si:DIN moyen dans l'eau de rivière était de 9,3:1.

Temps de séjour, profondeur, conductivité et oxygène dissous au site d'ajout du traceur

Le temps de résidence hydrologique dans l'estuaire moyen variait entre 1 et 16 jours pendant la période de 2 mois de l'étude, et était en moyenne de [tilde]12 jours pendant la période d'ajout d'isotopes (Fig. 3A). Le temps de résidence hydrologique a culminé à la fin août lorsque le débit de la rivière était le plus bas, mais est rapidement tombé à 1 jour après une tempête à la mi-septembre.

L'enregistrement de la profondeur des colonnes d'eau montre que les inondations des marais étaient peu fréquentes pendant la période d'ajout d'isotopes (Fig. 3B). La profondeur des colonnes d'eau illustre également l'asymétrie des marées dans l'estuaire moyen, à la fois en termes de hauteur et de calendrier des marées. Les marées consécutives variaient en hauteur, souvent jusqu'à 20-30 cm. Du 1er août au 1er septembre 1996, le temps moyen entre la marée haute et la marée basse était de 6 h 52 min alors que la marée montante était en moyenne de 5 h 33 min. Au cours de cette même période, l'amplitude moyenne des marées était de 2,68 m, la plage de 2,08 à 3,13 m. La faible amplitude de marée de 2,08 m le 18 septembre était associée à une grosse tempête (Fig. 3B).

Le débit de la rivière, ainsi que le niveau et l'amplitude des marées, contrôlent la teneur en sel (conductivité électrique) de l'eau sur le site d'ajout d'isotopes (Fig. 3C). Pendant la majeure partie du mois d'août, l'eau présente au site d'ajout d'isotopes à marée basse était essentiellement de l'eau douce, alors que la conductivité à marée haute était plus variable. Début août, la conductivité de la marée haute a atteint [tilde] 10 mS/cm, mais a chuté pendant les jours suivants à mesure que l'amplitude des marées diminuait et que moins d'eau océanique était transportée dans la direction amont de l'estuaire. Fin août, la combinaison de grandes marées et de faibles apports d'eau douce (long temps de résidence hydrologique) a conduit à la conductivité la plus élevée de la période d'étude, [tilde]22 mS/cm (presque 50 % d'eau de mer). Une petite tempête au cours de la première semaine de septembre a quelque peu raccourci le temps de séjour et poussé du sel hors de l'estuaire moyen, et la grande tempête du 18 septembre a presque complètement remplacé la masse d'eau de l'estuaire supérieur par de l'eau douce.

La concentration d'oxygène dissous dans l'eau au site d'addition d'isotopes variait de [tilde] 4 à 11 mg/L (Fig. 3D). Pendant la majeure partie de la période de l'addition [N15], il y avait un seul grand pic d'OD chaque après-midi, correspondant à la période de production maximale d'oxygène photosynthétique. Cependant, du 1er au 4 août, du 27 août au [tilde] 7 septembre et du 18 septembre jusqu'à la fin de l'étude, les oscillations quotidiennes de l'OD ont été considérablement atténuées et au lieu d'un grand maximum en milieu d'après-midi, il y a eu deux pics d'OD plus petits chaque jour. Ces pics étaient indépendants de l'heure de la journée mais étaient plutôt associés aux marées basses. Les fluctuations journalières réduites de l'OD au début d'août et à la fin de septembre étaient associées à des temps de résidence hydrologique dans l'estuaire moyen de [moins de] 6 jours. De la fin août au début septembre, des oscillations journalières atténuées de l'OD ont été corrélées avec les inondations des marais et l'importante couverture nuageuse de l'ouragan Eduardo.

Distributions spatiales des nutriments, de la chlorophylle et des PON dans l'estuaire moyen

Les échantillons de transects sont résumés à l'aide des données de quatre périodes représentatives : pré-ajout (30 juillet au 4 août), mi-ajout (13 août), ajout tardif (1er septembre) et post-ajout (12 septembre). Le nitrate pénétrait généralement dans l'estuaire à des concentrations de 5 à 15 [micro]mol/L, mais diminuait à [moins de] 1 [micro]mol/L dans les premiers kilomètres de l'estuaire (figure 4). Plus loin dans l'estuaire, généralement à 5-7 km du barrage, la concentration en nitrates augmentait fréquemment jusqu'à 3-5 [micro]mol/L, comme cela apparaît le 13 août et le 12 septembre. Au cours de l'expérience, la concentration de nitrate au site d'ajout d'isotope était [inférieure à] 1 [micro]mol/L (Fig. 5). La concentration d'ammonium était généralement [inférieure à]2 [micro]mol/L dans les quelques kilomètres supérieurs de l'estuaire, mais augmentait en aval de l'estuaire (Fig. 4). Les données sur l'ammonium ne sont pas disponibles pour les 1er et 12 septembre, mais les données de quatre transects supplémentaires prises lors de l'ajout montrent un schéma similaire à ce qui a été observé le 13 août.

La concentration de PON était généralement la plus élevée (maximum [tilde]50 [micro]mol/L à l'extrémité supérieure de l'estuaire, et chla spatialement et temporellement étroitement suivie (Fig. 4). La chlorophylle a culminait généralement à 20-100 [micro]g /L et a diminué à [tilde]5 [micro]g/L à l'extrémité aval du tronçon d'étude (Fig. 4).

Composition isotopique du nitrate, de l'ammonium, du PON et du phytoplancton

Un enrichissement important en traceurs a été mesuré en nitrate mais pas en ammonium. Les niveaux d'abondance naturelle étaient similaires pour l'ammonium et le nitrate avant l'ajout expérimental [delta][N.sup.15]-[[NO.sub.3].sup.-] variaient de 0,4 à 4,4% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE DANS ASCII] (26 juillet, n = 3 échantillons) et [delta][N.sup.15]-[NH.sub.4].sup.+] variaient de -1,4% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] à 2,1 %[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] (4 août, n = 3 échantillons). Pour éviter de prélever un échantillon « non mélangé » de la solution d'isotope/rhodamine à proximité du point d'ajout du traceur, les échantillons prélevés à 2 km ont toujours été prélevés du côté « amont » du point d'ajout du traceur. Par conséquent, nous n'avons pas observé de valeurs [delta][N.sup.15].sub.t]-[NO.sub.3].sup.-] extrêmement élevées à la station de 2 km comme on aurait pu s'y attendre si nous avions échantillonné. immédiatement en aval du goutteur. Pendant les marées descendantes (6 et 19 août), une concentration élevée de [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] était apparente à la station d'échantillonnage immédiatement au large de l'isotope. site d'addition (Fig. 6A). De plus, un enrichissement en traceurs de faible niveau de [tilde] 6 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] a été trouvé à la station d'échantillonnage la plus élevée le 19 août. Au cours de la marée montante du 13 août, nous n'avons pu analyser la teneur en nitrates isotopiques des échantillons au large du site d'ajout d'isotopes, car les échantillons restants avaient des concentrations de nitrates trop faibles pour l'analyse, et aucun de ces échantillons que nous avons pu analyser avait un enrichissement substantiel en [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-]. Pour la marée montante du 21 août, [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] a été enrichi aux trois endroits où les concentrations en nitrates étaient suffisantes pour l'analyse. [N.sup.15]-[[NH.sub.4]sup.+] échantillons prélevés presque 2 semaines après le début de l'ajout du traceur ont montré peu ou pas d'enrichissement dans les 4 km supérieurs de l'estuaire, mais l'enrichissement apparent du traceur a atteint 9,5% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] à 5 km et est restée élevée dans les 5 km inférieurs du site d'étude (Fig. 6B). Cependant, nous ne sommes pas certains si cet enrichissement reflète notre ajout de traceur ou si des processus naturels tels que le fractionnement lors de la nitrification en sont responsables.

L'abondance naturelle de [delta][N.sup.15]-PON avant l'ajout du traceur (échantillons prélevés le 4 août) a diminué de 5,4 %[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] à la tête de l'estuaire à 2,3 %[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] à 10 km en aval du barrage. Pour déterminer l'enrichissement dû au traceur ([delta][[N.sup.15].sub.t]-PON), nous supposons une abondance naturelle de 2,3% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] pour [delta][N. sup.15]-PON. Cela peut conduire à une surestimation de 2 à 3 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] de [delta][[N.sup.15].sub.t]-PON à la tête de l'estuaire, mais cela n'affectera pas les résultats et des conclusions dans une large mesure étant donné l'étiquette relativement grande dans PON.

Le [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3]sup.-] ajouté a été rapidement incorporé dans PON (Fig. 7). 10 h après le début de l'addition, [delta] [[N.sup.15].sub.t]-PON avait atteint 11% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] et a augmenté à 19% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] après encore 10 h. Dans les 54 h suivant le début de l'addition, [delta] [[N.sup.15].sub.t]-PON a atteint une valeur maximale de 61% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII]. En général, au cours des trois semaines suivantes, [delta] [[N.sup.15].sub.t]-PON était [supérieur à] 30 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] dans les 3-4 km supérieurs de l'estuaire et est tombé en dessous de 15 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] enrichissement de 5 km. Après la fin de l'ajout du traceur le 1er septembre, [delta] [[N.sup.15].sub.t]-PON a rapidement décliné, bien qu'un certain enrichissement ait été évident dans l'estuaire moyen jusqu'au 20 septembre au moins.

Notre série d'échantillons de transects la plus complète a été collectée le 19 août 1996, et nous présentons ces données pour faciliter la comparaison entre les divers échantillons qui ont été collectés simultanément. L'échantillonnage a commencé à la station de 10 km au cours de la dernière heure de la marée montante et s'est terminé [tilde]2 h après la marée descendante. La température de l'eau était relativement constante ([tilde]25[degrees]C) dans tout le tronçon, mais la conductivité variait de celle de l'eau douce au point d'échantillonnage le plus élevé à [tilde]75 % d'eau de mer à 10 km (Fig. 8A). Une efflorescence (principalement A. normanii) était présente dans l'estuaire moyen et la chla a culminé à [tilde]30 [micro]g/L à l'emplacement d'échantillonnage de 1 km (Fig. 8B). La silice dissoute est entrée dans l'estuaire à 196 [micro]mol/L. mais sa concentration chute à [moins de]2 [micro]mol/L dans le premier kilomètre de l'estuaire, la localisation du minimum de silice correspondant au maximum de chla. La majorité de l'azote total dans l'estuaire moyen était du DON, le PON étant généralement la deuxième forme la plus abondante (figure 8C). La concentration totale d'azote (PON, DON, DIN) est passée de [tilde]70 [micro]mol/L dans la rivière Parker d'eau douce à [moins de]25 [micro]mol/L à 10 km. Les concentrations d'azote inorganique étaient très faibles à proximité de la prolifération de phytoplancton, mais augmentaient aux stations de 5 à 10 km.

Trois modèles spatiaux d'enrichissement des traceurs étaient apparents, illustrés par (1) le nitrate, (2) le phytoplancton et le PON, et (3) l'ammonium (Fig. 8). La distribution de la rhodamine démontre comment [delta] [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3]sup.-] serait distribué si aucune absorption biologique ou régénération ne se produisait. [delta] [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] a montré un pic pointu à l'emplacement d'échantillonnage de 3 km mais relativement peu ou pas d'enrichissement ailleurs (Fig. . 8D). La comparaison avec la rhodamine indique que [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] ne s'est pas comporté de manière conservatrice (Fig. 8D) une conclusion similaire est indiquée par le déclin rapide en concentration de nitrate dans le premier kilomètre de l'estuaire (Fig. 8C). L'enrichissement par les traceurs du phytoplancton et du PON a culminé à 1 km et a diminué rapidement dans les directions amont et aval de l'estuaire (Fig. 8E). Le 19 août, les échantillons de phytoplancton purifié ont atteint un pic d'enrichissement en traceurs de [tilde]43 % supérieur à celui du PON. L'ammonium montre peu ou pas d'enrichissement dans les 4 km supérieurs de l'estuaire, bien qu'un certain enrichissement puisse avoir été présent dans les tronçons inférieurs de l'estuaire (figure 8D). [delta][N.sup.15]-TDN atteint 11,2%[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] à 3 km (données non présentées), mais le calcul de [delta][[N.sup.15].sub. Le t]-DON tenant compte des valeurs et des concentrations delta d'ammonium et de nitrate a montré que le [delta][[N.sup.15].sub.t]-DON était [inférieur à]3 %[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII].

A la fin de la période d'addition isotopique, la majeure partie du traceur était présente dans les sédiments oligohalines (Tableau 1, Fig. 9). Le stock de traceur le plus important dans la colonne d'eau était le PON, et le stock permanent de traceur chez les consommateurs benthiques était à peu près le même que celui contenu dans le PON. Le zooplancton, les crevettes et les poissons étaient relativement peu importants en ce qui concerne le stockage du traceur.

Au cours de la période d'ajout d'isotope, la concentration de PON était généralement de 20 à 30 [micro]mol/L (Fig. 10A) et la moyenne de la portée [delta][[N.sup.15]sub.t]-PON (à l'exclusion de la les 2 premiers jours de l'addition) était de 29,3 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] (Fig. 10B). À titre de comparaison, le [delta][[N.sup.15].sub.t]-phytoplancton moyen de la portée moyenne était de 49,3 % [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII]. À toutes les dates d'échantillonnage sauf une, la masse de traceur dans le PON était inférieure ou égale à la quantité de [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] ajoutée chaque jour (Fig. 10C). L'exception a été le 8 août, lorsque la masse de traceur dans le PON a atteint [supérieure à] 9 g. A l'exception des premiers jours de l'ajout, seule une petite fraction de la masse cumulée de traceur [N15] qui avait été ajoutée était présente dans le PON (Fig. 10D). L'exportation de [[N.sup.15].sub.t]-PON en aval de l'estuaire était de [moins de] 6 g pendant la période d'addition des isotopes, ce qui suggère que le PON s'est rapidement sédimenté dans l'estuaire moyen.

L'ajout expérimental de [N.sup.15]-[[NO.sub.3].sub.-] à l'estuaire de la rivière Parker a donné plusieurs nouvelles informations sur le fonctionnement de l'écosystème. Premièrement, nous avons pu montrer que la majorité du nitrate fluvial entrant dans l'estuaire était initialement traité par les diatomées planctoniques (principalement Actinocyclus normanii) qui forment la base du réseau trophique oligohaline productif. De plus, l'ampleur et la distribution spatiale du nitrate enrichi en isotopes ont démontré que le renouvellement du nitrate était très rapide, même après que le nitrate fluvial ait été initialement retiré. La demande d'azote par le phytoplancton dépassait largement l'offre fluviale, et les flux d'azote benthique constituaient l'essentiel de la différence. Sans les preuves détaillées ci-dessous que l'azote supplémentaire n'était pas enrichi isotopiquement, nous aurions surestimé l'importance du recyclage dans la colonne d'eau. Nous avons également pu étudier l'origine de l'azote exporté de l'estuaire moyen sous forme de DIN, DON et PON. Bien que la plupart des nitrates fluviaux (et le traceur de taux de nitrates) aient été retenus dans l'estuaire moyen pendant l'été, la majeure partie du traceur qui a été exportée était sous forme de PON. L'expérience d'addition d'isotopes nous a aidés à évaluer quels compartiments de l'estuaire moyen étaient les plus importants pour le stockage du nitrate-N fluvial, et les sédiments benthiques constituaient la principale zone de stockage. Enfin, notre compréhension de la structure trophique de l'écosystème a été grandement avancée en suivant le traceur à travers le réseau trophique (Hughes et al. 2000).

Traitement initial du traceur

Bien que le nitrate fluvial puisse suivre de nombreuses voies à travers l'écosystème estuarien, son destin initial et celui du traceur [N.sup.15] dans des conditions estivales d'étiage typiques dans l'estuaire supérieur de la rivière Parker était l'assimilation par le phytoplancton. D'autres voies, y compris l'assimilation par les diatomées benthiques, les macroalgues, les bactéries et la végétation des marais, et la perte par dénitrification et exportation vers les tronçons inférieurs de l'estuaire, étaient relativement mineures sur l'échelle de temps de cette expérience.

L'enrichissement isotopique du phytoplancton (Fig. 4) et du PON en vrac (Fig. 7) indique que les diatomées pélagiques ont rapidement incorporé le traceur nitrate. Trois jours après le début de l'ajout d'isotopes, nous avons pu représenter [tilde] 75 % du traceur ajouté dans le PON (Fig. 10D). En revanche, d'autres pools mesurés présentaient une accumulation de traceurs insignifiante peu de temps après le début de l'ajout de traceurs. Comme le temps de renouvellement des diatomées était de [tilde] 1 jour, au troisième jour de l'ajout, le phytoplancton aurait déjà perdu une quantité substantielle de traceur. Ainsi, même plus de 75 % du traceur [N15]-[[NO3].sup.-] doit avoir été initialement assimilé par le phytoplancton.

La baisse rapide de la concentration en silice (Fig. 8B) indique une forte demande en silice (la baisse moyenne de la concentration en silice dans le 1 km supérieur de l'estuaire était de 182 [micro]mol/L les 19 et 27 août). En utilisant la conductivité pour évaluer le mélange entre l'eau de rivière et l'eau de mer, nous constatons que seulement [tilde]10-20 [micro]mol/L de la diminution est due au mélange avec de l'eau de mer à faible teneur en silice. Étant donné que la concentration de DIN dans la rivière Parker d'eau douce était de [tilde]16 [micro]mol/L lorsque les échantillons de silice ont été prélevés, et en supposant que les diatomées ont un rapport molaire Si:N de 1:1 (Redfield et al. 1963), à au moins 146 [micro]mol/LN en plus des apports de DIN fluviaux étaient requis par les diatomées afin de tenir compte de l'appauvrissement en silice observé. Par conséquent, seulement [tilde]10 % de la demande en azote planctonique aurait été satisfaite par l'utilisation directe des apports de DIN fluviaux.

L'évaluation stoechiométrique de la demande d'azote par le phytoplancton, basée sur la concentration de chla, indique également une demande DIN bien supérieure à la livraison de la rivière. Au cours de l'ajout d'isotopes, la concentration moyenne de chla dans l'eau passant par le site d'ajout à chaque marée était de 34,8 [micro]g/L. En supposant un temps de renouvellement de l'azote dans le phytoplancton de 1 jour (Eppley 1972), un rapport massique C/chla de 50:1 (Antia et al. 1963, Eppley 1972) et un rapport molaire C:N dans le phytoplancton de 7 : 1 (Redfield 1958), la demande en azote par le phytoplancton dans le volume de marée de 130 000 [m 3 ] était de 2 693 mol/j. Le flux de DIN moyen sur le barrage pendant l'ajout d'isotopes était de 240 mol/j (Fig. 2C), suggérant que seulement [tilde]9% de la demande en N du phytoplancton était satisfaite par l'absorption directe du DIN dérivé du bassin versant.

Une estimation finale de la demande de DIN par le phytoplancton est basée sur la GPP. Lors de l'efflorescence d'A. normanii dans l'estuaire moyen, le GPP est en moyenne de [tilde]2 g C [m.sup.-2]*[d.sup.-1] (J. Vallino, communication personnelle). Si nous supposons que la production primaire nette (NPP) était la moitié du GPP (Peterson 1980) et que le rapport molaire C:N dans le phytoplancton était de 7:1, nous calculons la demande DIN par le phytoplancton à 2282 mol/j seulement [tilde]10% qui pourraient être satisfaits par l'utilisation directe du DIN fluvial.

Bien que les estimations précédentes indiquent que l'absorption directe des apports de DIN fluviaux ne satisfait que [tilde]10 % de la demande d'azote par le phytoplancton, les apports de DIN fluviaux pendant l'été pourraient être suffisants pour répondre aux demandes de phytoplancton si l'azote de diatomée était rapidement recyclé dans la colonne d'eau. indépendamment de la silice. Si les tests siliceux des diatomées ne se dissolvaient que lentement alors que l'azote était rapidement recyclé, la concentration en silice pourrait être plus réduite que cela ne serait possible si l'azote et la silice cyclaient aux mêmes vitesses (Schelske et Stoermer 1971, Schelske et al. 1983 , Doering et al 1989, Conley et al 1993). Beaucoup de ces cycles pourraient être achevés dans le temps de résidence typique des diatomées dans l'estuaire supérieur, et la silice pourrait être épuisée par le recyclage rapide du DIN fluvial. Sans le traceur isotopique, il aurait été difficile de réfuter cette hypothèse. Cependant, si cette hypothèse était vraie, nous prédirons que l'enrichissement isotopique en ammonium et/ou nitrate imiterait étroitement l'enrichissement en phytoplancton. Tout DIN présent à proximité de la prolifération de diatomées aurait été recyclé à partir des diatomées enrichies en isotopes. Les données isotopiques ne supportent pas cette hypothèse (Figs. 5, et 8D, E). Au lieu de cela, l'ammonium a montré peu ou pas d'enrichissement dans l'estuaire moyen, et le nitrate n'a été considérablement enrichi qu'aux emplacements d'échantillonnage qui étaient récemment passés par le site d'ajout d'isotopes.Le pic aigu en [delta] [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] indique que le nitrate était assimilé très rapidement et que le nitrate réapprovisionné n'était pas enrichi en isotopes. Par conséquent, le recyclage rapide du diatomée N et la dissolution plus lente des tests de silice ne tiennent pas compte de l'appauvrissement important en silice. Au lieu de cela, le diatomée-N ainsi que le traceur-N doivent avoir été efficacement et rapidement éliminés de la colonne d'eau.

Une autre indication que les diatomées planctoniques ont été les principaux contributeurs au métabolisme de l'ensemble de l'écosystème et à l'absorption d'azote dans l'estuaire moyen est l'enregistrement de la concentration d'oxygène dissous au site d'ajout d'isotopes, qui semble être liée à l'abondance du phytoplancton. Lorsque la chla était élevée après le 5 août, la variation journalière de l'OD était prononcée (Fig. 3D). En revanche, avant le 4 août et après le 18 septembre, les concentrations de chla dans l'estuaire moyen étaient faibles ([moins de]10 [micro]g/L) et la variation journalière de l'OD était fortement atténuée. De plus, lorsque la prolifération de diatomées a été chassée de l'estuaire moyen plus tôt au cours de l'été lors d'un épisode de débit élevé, les fluctuations journalières de l'OD et l'épuisement des nitrates dans l'estuaire moyen ont également été considérablement réduits (R. M. Holmes, données non publiées).

Même avec la corrélation apparente entre l'abondance du phytoplancton et l'OD de la colonne d'eau, il est possible que des producteurs primaires autres que le phytoplancton aient joué un rôle important dans le métabolisme du système entier et l'absorption du DIN. Par exemple, des diatomées benthiques étaient présentes sur les bancs de vase intertidaux. Cependant, l'enrichissement isotopique des diatomées benthiques était en retard de 2 semaines par rapport au phytoplancton (Hughes et al. 2000). Compte tenu de ce retard substantiel, ils ne pouvaient pas avoir été importants dans l'élimination initiale du traceur [N.sup.15]-[[NO.sub.3].sup.-] de la colonne d'eau et ont probablement acquis leur étiquette après reminéralisation de la matière organique déposée enrichie libérée [[N.sup.15].sub.t]-[[NH.sub.4].sup.+] dans les eaux interstitielles des sédiments superficiels. Cette conclusion est cohérente avec l'absorption presque complète du traceur par le PON (phytoplancton) dans la colonne d'eau. D'autres producteurs primaires de l'écosystème peuvent être écartés parce qu'ils n'étaient pas présents en quantités significatives (par exemple, les macroalgues) ou n'étaient pas exposés à l'isotope jusqu'à ce que le marais soit inondé à la fin de l'expérience (par exemple, Typha).

Les processus restants qui pourraient expliquer l'épuisement rapide du nitrate fluvial sont la dénitrification et l'assimilation microbienne. La dénitrification élimine une partie substantielle de l'azote entrant dans de nombreux estuaires (Seitzinger 1988), le pourcentage éliminé étant lié au temps de résidence hydrologique (Nixon et al. 1996). Cependant, deux facteurs s'opposent à ce que la dénitrification soit responsable de l'épuisement initial rapide du nitrate dérivé du bassin versant dans l'estuaire supérieur de la rivière Parker. Premièrement, la concentration de nitrate dans la colonne d'eau sus-jacente est généralement faible, de sorte que le flux diffusif de nitrate dans les sédiments anoxiques, le site probable de la dénitrification, est également faible. Deuxièmement, la faible surface et le court laps de temps sur lesquels le [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] enrichi est présent dans la colonne d'eau limite la période de contact entre [ [N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-] et les sédiments. Ces arguments sont cohérents avec l'absorption observée de la majorité du traceur par le phytoplancton au cours des premiers jours de l'ajout. Par conséquent, nous concluons que l'élimination directe du nitrate de la colonne d'eau et du nitrate traceur, via la dénitrification des sédiments, était faible. Bien que cela ne soit pas pertinent pour la suppression initiale de [[N.sup.15].sub.t]-[[NO.sub.3].sup.-], il est toujours possible que le sort final d'une grande partie de l'étiquette ait été dénitrification, après assimilation par le phytoplancton, sédimentation, reminéralisation et nitrification.

L'enrichissement maximal observé en traceurs chez les bactéries planctoniques était de [tilde]15% [EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] (M. Hullar et D. Pakulski, communication personnelle), bien moins que pour le phytoplancton. Sur la base des estimations de la production bactérienne dans l'estuaire de la rivière Parker (Wright et al. 1987), nous avons calculé que l'absorption de nitrate par les bactéries était inférieure à 5 % de l'absorption par le phytoplancton. Par conséquent, les bactéries ne constituaient pas un puits majeur pour le traceur nitrate.

Contrôle de la prolifération du phytoplancton

Dans l'estuaire supérieur de la rivière Parker, la relation étroite entre le débit de la rivière et le temps de résidence hydrologique met en évidence l'importance globale de l'hydrologie dans le contrôle de la dynamique du phytoplancton dans la zone oligohaline. Sur la période de 2 mois de l'étude, l'influence du débit fluvial sur le phytoplancton est le plus clairement illustrée par la tempête du 18 septembre. Avant la tempête, le débit de la rivière était faible ([moins de] 0,25 [m.sup.3]/s) et le temps de résidence hydrologique dans l'estuaire moyen dépassait 10 jours. Le temps de doublement des diatomées planctoniques est généralement de 1 à 2 jours (Eppley 1972), il y avait donc suffisamment de temps pour que les diatomées complètent plusieurs générations pendant leur temps de résidence dans la zone oligohaline, ce qui est cohérent avec la présence observée du maximum de chlorophylle. La tempête de la mi-septembre, cependant, a augmenté le débit de la rivière à [tilde] 2,5 [m3]/s et le temps de résidence hydrologique a diminué à [moins de] 2 jours (Figs. 2A et 3A). L'enregistrement de l'OD (figure 3D) et les concentrations de nitrate et de chlorophylle dans l'estuaire moyen le 20 septembre (données non présentées) indiquent que la prolifération de diatomées a été déversée dans l'estuaire. Des données supplémentaires du début de l'été suggèrent que la prolifération de diatomées ne s'est développée que lorsque les apports d'eau douce étaient inférieurs à [tilde]0,5 [m3]/s, ce qui se traduit par un temps de résidence hydrologique de [supérieur ou égal à]5 ré. Les données de débit à long terme montrent que ces conditions sont remplies [tilde]150 j/an, approximativement de la mi-juin jusqu'en octobre. Par conséquent, en moyenne, la formation de fleurs est possible pendant l'été et le début de l'automne, mais pas les autres saisons, et donc le phytoplancton dans l'estuaire moyen ne devrait pas transformer le nitrate fluvial pendant la saison de ruissellement printanière.

Qu'est-ce qui limite la prolifération de diatomées lorsque le temps de résidence hydrologique dans l'estuaire moyen dépasse 5 jours ? Les possibilités comprennent le contrôle biotique par les brouteurs, la limitation de la lumière, la limitation des nutriments et la sédimentation des cellules dans les sédiments benthiques. La possibilité la plus probable semble être la limitation des nutriments, soit par l'azote ou la silice. La limitation de la croissance du phytoplancton par le phosphore est une autre possibilité, mais le N:P inorganique dissous (rapport molaire) dans l'estuaire moyen en été est généralement [inférieur à]5 (voir Parker River/Plum Island Sound Land Margin Ecosystem Research [LMER, maintenant LTER ]), [6] suggérant un P abondant par rapport au N. Le nitrate et la silice pénètrent dans l'estuaire à des concentrations relativement élevées, mais sont rapidement ramenés à des niveaux potentiellement limitants à proximité du pic de chlorophylle (Figs. 4 et 8). La silice ne pouvant limiter que les diatomées, d'autres formes de phytoplancton pourraient dominer si l'azote se régénère plus rapidement.

Étant donné qu'un DIN supérieur à celui fourni par la rivière Parker d'eau douce est nécessaire pour expliquer le déclin important de la silice, la régénération de l'azote benthique, les apports d'eau souterraine ou la dispersion de l'océan ou de l'estuaire inférieur doivent fournir l'azote supplémentaire requis par le phytoplancton. Les apports d'eau souterraine, bien qu'ils ne soient pas bien caractérisés dans ce système, ne sont probablement pas importants, car les apports d'eau douce au-dessus du barrage sont suffisants pour modéliser le transport de soluté dans l'estuaire moyen (Vallino et Hopkinson 1998). Les sédiments benthiques sont riches en N et les flux mesurés, bien que variables, sont souvent importants (Hopkinson et al., sous presse). Nous concluons donc que la régénération de l'azote contenu dans les sédiments estuariens supérieurs est la principale source de DIN supplémentaire requis par les diatomées oligohalines, mais que les eaux souterraines peuvent apporter une certaine contribution. La somme de ces sources est d'environ un ordre de grandeur supérieur au flux de DIN venant sur le barrage lorsque le bloom est présent. Alors que nous considérons le tronçon oligohaline comme un écosystème relativement ouvert, la majeure partie de la demande en azote des producteurs primaires en été et au début de l'automne est satisfaite par le recyclage des sédiments benthiques.

L'exportation d'azote traceur pourrait se produire dans n'importe lequel des composants azotés de la colonne d'eau ou via la migration du biote en aval de l'estuaire. Étant donné que le stock permanent de traceur dans le biote était faible (tableau 1), il est peu probable que la migration ou l'advection de traceur dans la faune ait été importante. De plus, pratiquement aucun nitrate enrichi en isotopes n'a été exporté de l'estuaire moyen parce que le nitrate à la station de 5 km n'était pas enrichi de façon mesurable en traceur (Fig. 6). PON et DON étaient les vecteurs restants d'exportation de traceurs en aval de l'estuaire. Le transport convectif plus dispersif de [[N.sup.15].sub.t]-PON hors de l'estuaire moyen pendant la période d'étude était de [moins de] 6 g (sur 128 g [N.sup.15] [[ N3].sup.-] ajouté). De plus, comme la concentration en DON était similaire à celle du PON mais que son enrichissement isotopique était bien moindre ([moins de]3%[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII] vs. 30%[EXPRESSION MATHÉMATIQUE NON REPRODUCTIBLE EN ASCII]), une quantité insignifiante de traceur a été exporté du bief sous le nom de DON. Par conséquent, il semble que le temps de résidence hydrologique relativement long dans l'estuaire moyen pendant l'addition d'isotopes a entraîné un faible transport de traceur vers le bas sous quelque forme que ce soit, probablement à cause des retombées de PON (y compris les diatomées) sur les sédiments, où la plupart des traceurs ont été trouvés. (Tableau 1).

La comparaison du stock permanent de traceur dans le PON dans la colonne d'eau au flux de traceur dans le PON soutient l'hypothèse que la plupart des [[N.sup.15]sub.t]-PON ont été transportés vers les sédiments. Au cours des premiers jours de l'ajout, nous pouvons rendre compte de la majeure partie du traceur [N15] dans PON (Fig.10D). Cependant, le stock permanent de traceur dans le volume courant atteint rapidement un plateau et est relativement faible, généralement [moins de] 5 g [[N.sup.15]sub.t], (Fig. 10C), indiquant que le le temps de rotation du PON est court ([moins de] 1 j). Étant donné que relativement peu d'azote traceur est séquestré chez les consommateurs (tableau 1) ou exporté vers l'aval de l'estuaire, il semble que la majeure partie de l'azote contenu dans le PON soit transférée aux sédiments benthiques (figure 11).

Les zones oligohalines des estuaires sont des régions de changement rapide de nombreuses variables physiques, chimiques et biologiques (Morris et al. 1978, Anderson 1986, Schuchardt et Schirmer 1991, Fichez et al. 1992, Rehbehn et al. 1993, Schuchardt et al. 1993 ). Les processus qui se produisent à cette interface entre la rivière et l'estuaire influencent le moment, l'ampleur et la forme des matières et de l'énergie transportées vers l'estuaire et vers l'océan. Dans l'estuaire de la rivière Parker pendant l'été, de nombreuses transformations importantes des nutriments et de la matière organique se produisent dans les 2 à 4 km supérieurs de l'estuaire. Des observations similaires ont été signalées pour d'autres estuaires, notamment la baie de San Francisco (Alpine et Cloern 1992, Cloern 1996), les sous-estuaires de la baie de Chesapeake (Anderson 1986), l'estuaire de la rivière North dans le Massachusetts (Bowden et al, 1991) et plusieurs systèmes européens ( Schuchardt et Schirmer 1991, Rehbehn et al 1993, Schuchardt et al 1993, Sanders et al 1997). La technique d'ajout de traceur utilisée dans cette étude est complémentaire à d'autres approches pour étudier le cycle de l'azote dans les estuaires et facilite une compréhension détaillée du cycle de l'azote dans ces écosystèmes complexes. Une force particulière de l'approche du traceur de l'ensemble de l'écosystème est qu'elle permet un examen simultané du transport et du traitement de l'azote dans un écosystème intact, ce qui est impossible à réaliser dans les expériences traditionnelles en bouteille ou en mésocosme.

Sur les 128 g [N.sup.15] ajoutés à l'estuaire en 27 jours, seulement [tilde] 5 g étaient présents dans le phytoplancton à un moment donné (Fig. 11A). Une quantité similaire de traceur a été séquestrée chez les consommateurs benthiques. D'autres biotes contenaient beaucoup moins de traceur (tableau 1), bien qu'ils puissent avoir traité une quantité importante de traceur en raison de leur renouvellement rapide de l'azote via des processus tels que le pâturage du zooplancton. Le DIN fluvial et le traceur nitrate ont d'abord été assimilés par le phytoplancton, puis transportés vers les sédiments sous forme de phytoplancton et de boulettes fécales déposées hors de la colonne d'eau (Fig. 11). Étant donné que le stock permanent de traceur dans PON a rapidement atteint un plateau (Fig. 10C), le flux de traceur vers les sédiments était presque aussi important que le flux dans PON (Fig. 11A) car le transport dans l'estuaire était minime. Compte tenu de la grande réserve d'azote et du long temps de séjour de l'azote dans les sédiments benthiques, il semble qu'au cours de l'étude, peu de traceurs se soient échappés des sédiments suite à la décantation du phytoplancton. Bien qu'il y ait des incertitudes dans notre estimation de la quantité de traceur stockée dans les sédiments benthiques, il est clair que les sédiments étaient la principale zone de stockage [[N.sup.15].sub.t] (tableau 1). Une partie de cet azote aurait pu être renvoyée dans l'atmosphère sous forme de [N.sub.2] via un couplage assimilation-minéralisation-nitrification-dénitrification, mais nous n'avons pas pu quantifier ce flux en raison du stock élevé de [N.sub.2 ] dans la colonne d'eau et son échange rapide avec l'atmosphère, ce qui a rendu [[N.sup.15].sub.t]-enrichissement de la piscine [N.sub.2] en dessous de notre limite de détection. Ainsi, le flux d'azote hors de la zone oligohaline par dénitrification est une inconnue majeure qui nécessite une enquête plus approfondie.

Le flux de traceur dans l'écosystème estuarien supérieur (Fig. 11A) a illuminé le mouvement en vrac de l'azote à travers le système (Fig. 11B). Nous avons constaté que la demande d'azote par le phytoplancton pendant l'été dépassait de loin l'offre directe du bassin versant et que le recyclage de l'azote dans la colonne d'eau était relativement insignifiant. Au lieu de cela, la majeure partie du DIN requis par le phytoplancton provenait de la régénération dans les sédiments benthiques. Une partie du phytoplancton-N a été transférée aux consommateurs pélagiques, mais la plupart s'est sédimentée dans le benthos. Pendant la période de floraison estivale, le flux de dépôt d'azote de la colonne d'eau au benthos était à peu près équilibré par le flux DIN des sédiments à la colonne d'eau.

Bien que l'offre de DIN fluvial soit bien inférieure à la demande du phytoplancton pendant l'été, à l'échelle annuelle, l'offre fluviale dépasse largement la demande des producteurs primaires de l'estuaire moyen. Cependant, la majeure partie de l'apport d'azote fluvial sur une base annuelle se produit pendant le rejet qui interdit le développement du phytoplancton et donc le DIN est transporté le long de l'estuaire jusqu'à Plum Island Sound et le golfe du Maine. Alors qu'une perspective annuelle est pertinente pour certaines questions telles que le pourcentage de rétention d'azote sur une base annuelle, c'est l'azote qui est traité pendant l'été qui est le moteur du réseau trophique oligohaline productif. Le traitement de tous les DIN dérivés des bassins versants dans l'estuaire moyen durant l'été met en évidence l'importance de cette zone pour le cycle de l'azote de l'estuaire tout entier. Par conséquent, une compréhension approfondie de la biogéochimie des écosystèmes estuariens nécessite l'incorporation des processus et des transformations se produisant dans la zone oligohaline relativement peu étudiée.

La recherche a été financée par NSF-DEB-9407829, EPAR824767010 et NSF-OCE-921446l. Nous remercions Susan Oleszko-Szuts et Governor Dummer Academy pour l'utilisation des installations de laboratoire sur le terrain, Bill Morrison pour l'utilisation de son quai et Gene Stoermer pour l'identification des espèces de diatomées. Nous remercions également Kris Tholke pour avoir analysé les échantillons d'isotopes au Centre des écosystèmes et pour son aide sur le terrain, ainsi que Joe Vallino, Chuck Hopkinson, Jim McClelland, Hap Garritt, Anne Giblin, Chris Neill, Meredith Hullar, Dean Pakulski, Deana Erdner , Charlie Vorosmarty, Bobbie Sichol, Matt Distler, Raquel Machas, Mike Buchalski et Claire Peterson pour leur aide et leurs précieux conseils au cours de nombreuses discussions sur le projet. Enfin, nous remercions Thermo Environmental Instruments d'avoir fourni un analyseur [NO.sub.x] pour l'analyse des nitrates et deux relecteurs anonymes pour leurs commentaires constructifs sur le manuscrit.

(1.) The Ecosystems Center, Laboratoire de biologie marine, Woods Hole, Massachusetts 02543 États-Unis

(2.) Département de biologie, Florida International University, Miami, Floride 33199 États-Unis

(4.) Adresse actuelle : Coastal Ecology Institute, Louisiana State University, Baton Rouge, Louisiana 70803-7503 USA.

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Introduction

Le développement des racines chez les plantes est un processus complexe impliquant un degré élevé de plasticité morphologique, qui reflète des mécanismes adaptatifs inhérents à des conditions environnementales très variables. Bien que les déterminants moléculaires de la morphologie et du fonctionnement des racines commencent seulement à être compris, les expériences physiologiques classiques ont clairement impliqué des circuits de régulation locaux et systémiques dans la détermination de la plasticité des racines. En plus de son rôle dans l'exploitation sélective de domaines spécifiques du sol pour les sources de nutriments et d'eau disponibles, un rôle important de la plasticité du développement des racines est de fournir aux plantes la capacité de reconnaître et de répondre aux divers signaux biotiques des micro-organismes du sol. La reconnaissance discriminante et les réponses appropriées à ces signaux biotiques sont essentielles à la survie des plantes et, dans le cas des interactions symbiotiques plante-microbe, fournissent un moyen supplémentaire pour l'exploitation sélective de sources de nutriments autrement inaccessibles. Les symbioses fixatrices d'azote des légumineuses fournissent un exemple intéressant de ce dernier phénomène ( Vance, 1998 ). Lors de l'infection par des souches spécifiques de rhizobium, les cellules corticales des racines des légumineuses subissent une dédifférenciation, initient des divisions cellulaires et redirigent leur destin de développement vers la formation de primordiums nodulaires. Par la suite, grâce à une série d'événements hautement organisés et contrôlés, les primordiums des nodules se développent en organes de fixation d'azote entièrement fonctionnels, des nodules racinaires (pour des revues récentes, voir Hadri et al. 1998 Hirsh, 1992). L'organogenèse des nodules est activée en réponse à des molécules signal lipo-chitooligosaccharide spécifiques (facteurs Nod) synthétisées par des souches compatibles de rhizobium (Hadri & Bisseling, 1998 Spaink, 1996). Les adaptations structurelles et fonctionnelles de la racine aux facteurs Nod et à l'infection rhizobienne sont contrôlées par la plante hôte et il a été démontré qu'elles sont modulées par divers facteurs environnementaux, y compris la disponibilité d'azote combiné, ainsi que les signaux de développement associés à la croissance des plantes (Caetano- Anolles & Gresshoff, 1991 Francisco & Harper, 1995 Nutman, 1952 Parsons et al. 1993 Streeter, 1988). Un aspect important de ce processus de contrôle est la régulation par les plantes de l'étendue de la nodulation en réponse à une infection rhizobienne. La plante hôte contrôle activement le nombre d'événements de nodulation réussis à au moins deux niveaux différents. Un niveau implique un arrêt prématuré de la majorité des infections rhizobiennes, de sorte que seul un nombre restreint de nodules se forme dans une zone sensible hautement spécifique, située juste derrière l'extrémité de la racine en croissance ( Vasse et al. 1993). Dans Medicago truncatula, les faucille Il a été démontré que la mutation provoque une augmentation spectaculaire du nombre d'infections rhizobiennes persistantes, entraînant une hypernodulation de la zone sensible de la racine mutante ( Penmetsa & Cook, 1997 ). Ce dernier phénotype a été attribué à un second effet de la même mutation, à savoir l'insensibilité globale de la plante mutante à l'hormone éthylène (Penmetsa & Cook, 1997). Ces résultats suggèrent qu'en plus de ses fonctions bien caractérisées dans le développement des plantes, l'éthylène est également impliqué dans la voie de signalisation contrôlant la nodulation rhizobienne des légumineuses. Un rôle de l'hormone végétale éthylène dans plusieurs autres aspects du développement symbiotique a été bien documenté pour au moins certaines espèces de légumineuses (Fernandez-Lopez et al. 1998 Grobbelaar et al. 1970 Heidstra et al. 1997 pour une revue récente voir Hirsch & Fang, 1994 ). Cependant, il a été démontré que des mutants de soja insensibles à l'éthylène présentent un modèle de nodulation de type sauvage ( Schmidt et al. 1999). Il n'est pas clair à l'heure actuelle si la différence entre les effets de l'éthylène et/ou de la sensibilité à l'éthylène sur la nodulation chez le soja et d'autres espèces végétales légumineuses reflète un rôle différentiel de cette hormone dans la régulation du développement des nodules.

En plus de limiter le nombre d'infections rhizobiennes persistantes dans la zone racinaire sensible, la plante exerce également un contrôle spatial et temporel de la sensibilité des racines à la nodulation. Ce mécanisme est appelé autorégulation ou régulation par rétroaction de la nodulation, et implique l'inhibition de la formation de nodules sur les tissus racinaires plus jeunes par des événements de nodulation antérieurs dans les régions racinaires plus anciennes (Kosslak & Bohlool, 1984 Nutman, 1952 Pierce & Bauer, 1983). L'autorégulation ne rend les cellules racinaires que transitoirement sensibles à l'infection rhizobienne, ce qui entraîne une zone étroite d'infection et de différenciation des nodules (zone de sensibilité Bhuvaneswari et al. 1981). Les plantes déficientes dans ce mécanisme continuent à noduler sur les racines en développement et forment un grand nombre de nodules sur l'ensemble du système racinaire (phénotype d'hypernodulation ou de supernodulation). Sur la base d'expériences impliquant un système racinaire divisé et le greffage entre des plantes mutantes de type sauvage et de supernodulation, une interaction entre les événements de signalisation locaux et systémiques dans l'établissement du contrôle autorégulateur de la nodulation a été postulé (Caetano-Anolles et al. 1991 Sheng et Harper, 1997). Des expériences similaires ont identifié les tissus foliaires comme la principale source du ou des signaux systémiques, impliquant une communication à longue distance entre la racine et la pousse dans l'autorégulation du nombre de nodules. Un contrôle local non systémique exercé par des nodules pleinement matures sur l'excroissance d'événements de nodulation plus jeunes a également été postulé (Caetano-Anolles et al. 1991 Nutman, 1952). La nature exacte des mécanismes impliqués dans l'autorégulation n'est pas comprise et l'identité des composés de signalisation systémiques et locaux postulés reste inconnue. Cependant, il est tentant de spéculer que la réponse autorégulatrice repose, au moins en partie, sur le mécanisme de détection et de régulation des divisions cellulaires, et peut donc constituer une partie d'un mécanisme plus général régulant la croissance des plantes. Dans ce contexte, il est intéressant de noter que les processus de développement des plantes autres que la nodulation, tels que ceux associés à la génération de méristèmes racinaires apicaux, ont été montrés pour influencer la formation de nodules via un mécanisme qui ressemble à l'autorégulation ( Gresshoff et al. 1989 Nutman, 1952). A l'inverse, des mutations qui altèrent la réponse autorégulatrice se sont avérées exercer divers effets pléiotropes sur la croissance des plantes et, presque invariablement, conduire à une symbiose hautement tolérante aux nitrates (nodulation efficace en présence de teneur élevée en nitrates nts phénotype). Nitrate (NON3 – ) module la croissance des plantes et exerce des effets complexes sur le développement des racines, la reconnaissance des symbiotes et la nodulation ( Dazzo & Brill, 1978 Gresshoff, 1993 Zhang et al. 1999). Des facteurs communs peuvent être impliqués dans les mécanismes régulant l'étendue de la nodulation, l'inhibition des nitrates et d'autres réponses liées à la croissance des plantes (par exemple, la formation de racines latérales). Alternativement, des interactions étroites entre des voies de régulation spécifiques (par exemple, les voies d'autorégulation et d'inhibition des nitrates) peuvent être suffisantes pour expliquer les effets pléiotropes d'une seule mutation dans l'un des éléments de contrôle. Comprendre la nature des processus de régulation contrôlant la différenciation et le nombre de nodules, et les intégrer dans les mécanismes globaux régissant la croissance et le développement des racines constituent des éléments importants de notre quête pour comprendre la fixation symbiotique de l'azote chez les légumineuses.

Nous avons précédemment identifié des mutants végétaux de la légumineuse diploïde Lotus japonicus qui définissent un locus contrôlant le développement racinaire normal. Les mêmes mutations se sont avérées conférer une réponse aberrante de la plante mutante au défi par les rhizobiums symbiotiques, entraînant une hypernodulation et des phénotypes anormaux de croissance végétale ( de Bruijn et al. 1998 Schäuser et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Nous présentons ici une caractérisation détaillée de ces lignées mutantes et montrons que les mutations sous-jacentes affectent le développement des plantes en modifiant la position et la durée de la croissance des cellules racinaires.


Résultats

Isolement et analyse génétique de mutants de formation de racines aberrantes hypernodulées (Har) de L. japonicus

Nous avons précédemment décrit l'isolement de deux lignées mutantes alléliques induites par EMS de L. japonicus écotype Gifu (Ljsym34-1 et Ljsym34-2), qui présentent à la fois des phénotypes symbiotiques inhabituels (hypernodulés) ainsi que des phénotypes de développement racinaire radicalement modifiés (racine aberrante) ( de Bruijn et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a voir Fig. 1). De plus, nous avons identifié une lignée mutante indépendante à partir d'une expérience de mutagenèse d'ADN-T (sym16) avec un phénotype très similaire, mais le phénotype mutant s'est avéré être génétiquement non lié à l'insertion de l'ADN-T ( Schauser et al. 1998). L'allèle Ljsym34-1 et Ljsym34-2 les mutations se sont avérées monogéniques récessives en ce qui concerne le phénotype aberrant de la racine et incomplètement dominante en termes de phénotype d'hypernodulation symbiotique (Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b, données non présentées). Les sym16 mutation était monogénique récessive pour tous les phénotypes (Shauser et al. 1998). Des croisements réciproques ont révélé que le Ljsym34-1/2 et sym16 les mutants appartiennent au même groupe de complémentation (données non présentées). Conformément aux lignes directrices récemment proposées pour la nomenclature génétique des L. japonicus ( Stougaard et al. 1999 ), les allèles correspondants ont été renommés har1-1 (anciennement Ljsym34-1), har1-2 (Auparavant Ljsym34-2), et har1-3 (Auparavant sym16), et le gène de type sauvage correspondant a été nommé Har1. Sur la base de son phénotype mutant légèrement plus fort, le har1-1 allèle a été choisi pour une analyse plus détaillée.

Phénotypes de racine et de nodulation de type sauvage et har1 mutant L. japonicus les plantes.

Les plantes ont été cultivées pendant 21 jours en présence (un type sauvage et b har1-1) ou absence (c har1-1) de Mezorhizobium loti NZP2235, avec 0,5 m m KNO3 dans la solution d'arrosage. Les panneaux (d) et (e) montrent un gros plan des racines nodulées montrées en (a) et (b), respectivement. Le panneau (f) montre har1-3 cultivé pendant 3 semaines en présence de rhizobium et pendant 8 semaines supplémentaires dans un milieu de croissance Hornum riche en azote contenant 8 m m KNO3 et 5 m m NH4 + ( Thykjaer et al. 1998 ).

Le phénotype symbiotique (hypernodulé) de la har1-1 mutant

Inoculation de L. japonicus har1-1 plantes avec Mésorhizobium loti souche NZP2235 a entraîné une inhibition presque totale de la croissance des plantes et le phénotype inhabituel d'hypernodulation décrit précédemment ( Szczyglowski et al. 1998a voir Fig. 1). Des structures de type nodule couvrant presque tout le système racinaire court se sont développées de manière concomitante à l'inhibition de la croissance des plantes et à la détérioration de la vitalité globale des plantes (réponse d'hypernodulation, HNR, phénotype Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Pour examiner plus en détail ce nouveau phénotype d'hypernodulation, un dérivé de M. loti souche NZP2235, portant une expression constitutive hemA::lacZ fusion du gène rapporteur, a été utilisé pour analyser les événements précoces au cours de l'infection de type sauvage et har1-1 plantes mutantes. Des analyses microscopiques ont révélé que le mode d'entrée primaire des rhizobiums dans har1-1 racines mutantes était par des fils d'infection initiés dans les poils absorbants déformés, comme dans les plantes de type sauvage. D'autres événements d'infection précoce, tels que la déformation des poils absorbants (Had), le curling des cheveux (Hac) et la formation de fil d'infection (Inf) étaient également similaires dans har1-1 plantes mutantes et de type sauvage (données non présentées). Cependant, les étapes ultérieures du développement symbiotique se sont avérées différer de manière significative. Chez les plantes de type sauvage, la majorité des événements d'infection primaire se sont avérés être arrêtés tôt au cours du développement symbiotique, sans avancer au-delà du stade de quelques divisions cellulaires corticales, résultant en 9 à 15 nodules fixateurs d'azote sur la partie supérieure des plantes complètement allongées. 21 jours L. japonicus racines de type sauvage (voir Fig. 1a,d). En revanche, les racines de har1-1 les plantes mutantes, 11 jours après l'inoculation avec les rhizobiums, avaient des foyers de divisions cellulaires corticales beaucoup plus abondants que les racines de type sauvage couvrant presque toute la longueur de la racine (Figs 2 et 3a,b). Ces divisions cellulaires corticales initiales ont donné naissance à des primordiums de nodules, puis à une masse de nodules couvrant presque toute la racine (Figs 1e,f et 3c,d). De plus, la morphogenèse des nodules sur har1-1 les plantes mutantes se sont avérées insensibles aux concentrations normalement inhibitrices d'azote combiné (5-15 m m NO3 – ). Six semaines après l'inoculation avec les rhizobiums, har1-1 les plantes mutantes ont développé environ 40 à 60 nodules, en présence de fortes concentrations de nitrate (5 à 15 m m ) ou d'ammoniac (1 à 3 m m ). En revanche, le développement de nodules dans le contrôle de type sauvage L. japonicus plantes s'est avérée fortement inhibée par les sources d'azote combinées. Par exemple, en présence de 15 m m KNO3 seules quelques petites structures ressemblant à des nodules (bosses) ont été observées. Lorsqu'il est cultivé en présence d'une faible concentration de KNO3 (0,5 m m ), nodules de 21 jours sur har1-1 les plantes mutantes étaient significativement plus petites que les nodules de type sauvage du même âge (données non présentées). Malgré la différence de taille, l'examen en microscopie optique et électronique à transmission de la zone infectée des nodules formés sur har1-1 les plantes ont révélé une cytologie et une histologie normales (de type sauvage) (Fig. 3e,f). De plus, les nodules formés sur har1-1 les racines mutantes avaient la capacité de fixer l'azote (réduire l'acétylène) à des niveaux comparables aux nodules de type sauvage calculés par plante (données non présentées).

Evénements d'infection et de nodulation chez les animaux de type sauvage et har1-1 plantes après inoculation avec Souche M. loti NZP2235 portant un hemA:lacZ fusion du gène rapporteur.

Les racines ont été colorées pour l'activité β-galactosidase et examinées par microscopie à fond clair. Les barres vides indiquent le nombre de poils absorbants avec des fils d'infection visibles, les barres pleines indiquent le nombre de nodules et de primordiums de nodules. Chaque valeur représente la moyenne des mesures de 7 à 15 plantes. Les barres d'erreur représentent des intervalles de confiance à 95 %.

Analyse microscopique du développement symbiotique chez les espèces sauvages et har1-1 les plantes.

(a,b) Micrographies en fond clair de type sauvage et har1-1 racines mutantes 11 jours après l'infection par M. loti NZP2235. Les primordiums de nodules sont indiqués par des flèches. (c,d) Montages des phénotypes de nodulation de type sauvage et har1-1 plantes mutantes 14 jours après l'inoculation avec M. loti NZP2235 portant un hemA:lacZ fusion du gène rapporteur. Les racines ont été colorées pour l'activité β-galactosidase et examinées par microscopie à fond clair. (e,f) Micrographies électroniques à transmission de la zone centrale de type sauvage et har1-1 nodules mutants montrant des cellules hôtes infectées remplies d'endosymbiotes bactériens, et une partie de cellules adjacentes non infectées hautement vacuolées.

Le phénotype non symbiotique (formation de racines aberrantes) de la har1-1 mutant

Non ensemencé L. japonicus har1-1 les plantes mutantes développent un système racinaire considérablement raccourci et un nombre accru de racines latérales par rapport aux plantes de type sauvage ( Szczyglowski et al. 1998a). Pour analyser plus en détail ce phénotype, nous avons examiné la formation de racines latérales chez des animaux non inoculés. har1-1 et les racines primaires de type sauvage et n'ont trouvé aucune différence significative dans leur position par rapport à l'extrémité de la racine, car presque tous les LRP ont été trouvés dans une région située à 0,75 à 4,5 cm de l'apex de la racine. Cependant, la densité des primordiums des racines latérales et des racines latérales émergées (nombre par unité de longueur de racine) était au moins trois fois plus élevée dans le har1-1 mutant que dans les plantes de type sauvage (données non présentées). Examen détaillé des coupes longitudinales médianes de non inoculés har1-1 des échantillons de racines à environ 2 cm au-dessus de l'extrémité de la racine ont révélé un niveau significativement plus élevé d'activité mitotique dans la couche du péricycle racinaire de har1-1 par rapport aux racines de type sauvage (Fig. 4a,b). Dans les racines de 9 jours de la har1-1 des divisions cellulaires mutantes et périclinales dans le péricycle, ainsi que le développement de deux ou trois nouvelles couches cellulaires, ont été détectés dans toutes les sections examinées. Des divisions cellulaires anticlinales abondantes dans le péricycle, ainsi que dans les couches cellulaires corticales voisines, ont également pu être détectées dans des sections de har1-1 des racines mutantes et, dans plusieurs cas, des ébauches de racines latérales bien développées ont été observées. En revanche, les racines de type sauvage d'un âge similaire ne présentaient qu'une activité mitotique limitée dans le péricycle, qui était principalement composé d'une seule couche cellulaire (Fig. 4a, b). Des ébauches de racines latérales n'ont été que rarement observées dans des sections de racines de type sauvage.

Activité mitotique du péricycle racinaire dans le type sauvage et har1-1 racines mutantes.

(a,b) Coupe longitudinale médiane de segments de racines non inoculées de 9 jours de type sauvage (a) et har1-1 (b) plantes mutantes à environ 2 cm au-dessus de l'extrémité des racines. Les flèches indiquent la couche cellulaire du péricycle.

Phénotype des racines et des pousses de la har1-1 mutant

Le phénotype à racine courte de L. japonicus har1-1 plantes a été documenté précédemment ( de Bruijn et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Pour évaluer davantage ce phénotype quantitativement, la croissance longitudinale des individus non inoculés et inoculés har1-1 et les racines de type sauvage ont été mesurées. Une longueur moyenne des racines de 61,3 ± 0,2 mm a été observée chez les non inoculés har1-1 plants 21 jours après semis versus 131,9 ± 1,0 mm pour les plants témoins non inoculés de type sauvage (Fig. 5a). De plus, la masse racinaire des plantes non inoculées har1-1 21 jours après le semis (26 ± 2 mg de poids frais) était significativement plus petite que celle des plantes de type sauvage (45 ± 6 mg). L'aberrant har1-1 le phénotype de croissance des racines était encore plus extrême lorsque les plantes étaient inoculées avec M. loti souche NZP2235. Croissance des racines de har1-1 les plantes ont complètement cessé dans les premiers jours suivant l'inoculation et les racines n'ont pas dépassé une longueur moyenne de 20 ± 1,5 mm ( Fig. 5b). La masse de pousses inoculées har1-1 plantes a également été significativement réduite chez les plantes infectées, alors qu'elle était comparable chez les plantes non inoculées har1-1 par rapport aux pousses de type sauvage (Fig. 5c,d).

Cinétique de croissance des racines et des pousses de type sauvage et har1-1 plantes mutantes en présence ou en l'absence de M. loti.

(a,b) Cinétique de croissance des racines de type sauvage non inoculé (a) et inoculé (b) et har1-1 plantes mutantes. (c,d) Cinétique de croissance des pousses non inoculées (c) et inoculées (d) de type sauvage et har1-1 plantes mutantes. Toutes les plantes ont été cultivées dans les présents de 0,5 m m KNO3. Chaque valeur représente la moyenne des mesures d'au moins 30 plantes. Les barres d'erreur représentent des intervalles de confiance à 95 %.

Cytologie de har1-1 racines mutantes

Ayant établi que plusieurs paramètres de développement des racines (longueur/allongement des racines, formation des racines latérales et accumulation globale de la masse racinaire) étaient considérablement modifiés dans le har1-1 lignée mutante, le phénotype de la har1-1 les racines mutantes ont été analysées plus avant. Premièrement, l'organisation cellulaire de type sauvage L. japonicus les racines ont été examinées. Primaire L. japonicus les racines se sont avérées contenir une seule couche externe de cellules épidermiques, 3 à 5 couches de cellules corticales de forme irrégulière entourant une seule couche de cellules endodermiques, une région la plus interne constituée d'une seule couche de cellules péricycliques entourant le cylindre vasculaire et une zone distale des cellules de la coiffe des racines. La même organisation générale des couches de cellules racinaires a été trouvée dans har1-1 racines mutantes (Fig. 6). Cependant, plusieurs différences significatives ont été observées. La vacuolisation, qui accompagne généralement l'expansion cellulaire, s'est produite plus près de l'extrémité de la racine dans har1-1 par rapport aux racines de type sauvage (Fig. 6a,b). De plus, le diamètre du mutant har1-1 racines (0,23 ± 0,03 mm), mesurée à l'aide de micrographies numérisées de racines vivantes à 3-6 mm de l'extrémité de la racine, était significativement plus petite que le diamètre moyen de la région correspondante de type sauvage L. japonicus racines (0,31 ± 0,02 mm voir aussi Fig. 6c,d). Sur la base de ces résultats, les deux hypothèses suivantes ont été formulées et testées : (1) la har1-1 mutation affecte l'organisation radiale de la L. japonicus racine, et/ou (2) la diminution de la longueur et du diamètre des racines est le résultat d'une expansion cellulaire anormale (réduite).

Histologie du développement racinaire non symbiotique.

(a, b) Coupes longitudinales médianes des régions de pointe de racine de type sauvage de 9 jours et har1-1 plantes mutantes montrant l'anatomie globale de la région méristématique et la position de la zone d'élongation/vacuolisation cellulaire. (c, d) Coupes transversales de racines de plantes de 22 jours à environ 600 m au-dessus de l'extrémité des racines, montrant des différences dans l'étendue de la vacuolisation cellulaire et le diamètre des racines. (e,f) Coupes transversales de régions racinaires matures de plantes âgées de 6 jours à environ 1 cm au-dessus de l'extrémité des racines.

Les har1-1 la mutation entraîne une diminution de l'expansion radiale des cellules radiculaires

Pour tester la première hypothèse (un défaut dans l'organisation radiale des racines), un grand nombre de sections de racines ont été examinées au microscope. Aucune preuve claire d'une ou plusieurs couches cellulaires manquantes ou d'un nombre réduit de cellules racinaires dans har1-1 des racines mutantes ont été trouvées (Fig. 6). Par conséquent, nous avons testé la deuxième hypothèse (changements dans l'expansion des cellules racinaires), en analysant des sections de la région entièrement différenciée des racines primaires ( Fig. 6e,f). La surface transversale totale moyenne de har1-1 racines mutantes était presque deux fois plus petite que celle de la racine de type sauvage (tableau 1). Couches cellulaires individuelles (épiderme, cortex, endoderme et stèle radiculaire) de har1-1 les racines mutantes ont montré une réduction similaire de la taille, contribuant presque également à la diminution globale du diamètre des racines (tableau 1). Par la suite, la section transversale projetée des cellules radiculaires individuelles a été analysée pour déterminer si l'expansion radiale des cellules était altérée dans har1-1 racines mutantes. Les surfaces radiales des cellules individuelles de l'épiderme, du cortex et de l'endoderme des racines avaient une distribution de fréquence qui était confinée à une plage de taille beaucoup plus petite pour le har1-1 mutant ( Fig. 7), suggérant que le har1-1 La mutation limite la capacité des cellules racinaires à se développer.

Tissu Type sauvage (a) har1-1 (b) b/un rapport
Section totale 62357 ± 14772 33786 ± 4845 0.54
Épiderme 10073 ± 2250 5626 ± 760 0.56
Cortex 45228 ± 11283 24433 ± 3820 0.54
Endoderme 2097 ± 373 1387 ± 175 0.66
Stèle 5070 ± 1033 2655 ± 513 0.52

Expansion radiale des cellules radiculaires dans le type sauvage et har1-1 plantes mutantes.

La distribution de fréquence de la section transversale des cellules épidermiques racinaires (a), corticales (b) et endodermiques (c) de plantes de 6 jours mesurées à environ 1 cm au-dessus de l'extrémité de la racine est indiquée. Dix plantes de type sauvage et mutantes ont été analysées et chaque point représente une valeur de fréquence pour des incréments de plage de taille cellulaire de 35 m (épiderme), 200 m (cortex) et 20 m (endoderme) m, représente le nombre de cellules mesurées.

La longueur de la région méristématique est raccourcie en har1-1 racines mutantes

Pour examiner si le phénotype à racine courte de har1-1 plantes mutantes a été causée par une altération de la direction primaire de l'expansion cellulaire le long de l'axe apical-basal, la longueur de har1-1 les cellules épidermiques des racines ont été mesurées. La longueur moyenne des cellules épidermiques complètement développées de har1-1 racines mutantes (138 ± 30 m) était presque égale à celle des racines de type sauvage (132 ± 30 m), indiquant que la har1-1 la mutation n'a pas affecté l'expansion cellulaire longitudinale de l'épiderme (Fig. 8a). Ces résultats suggèrent qu'il est peu probable que le phénotype à racines courtes de la plante mutante soit dû à une expansion longitudinale anormale des cellules racinaires. Cependant, conformément à nos observations antérieures (voir ci-dessus), les cellules épidermiques du har1-1 les racines mutantes ont montré des signes d'allongement le long de l'axe longitudinal significativement plus près de l'extrémité de la racine (donc plus tôt dans le développement) que les racines de type sauvage (Fig. 8a). La microscopie à fond clair transmise et la microscopie à balayage laser de racines entières nettoyées colorées à l'acétocarmine ont révélé une zone de cellules densément cytoplasmiques constituant la région méristématique des racines dont les frontières pouvaient être définies par des techniques de seuil interactives utilisant le traitement d'image numérique. Dans des expériences indépendantes utilisant les deux types de microscopie, une réduction d'environ 2,6 fois de la surface projetée de la har1-1 des régions méristématiques racinaires mutantes versus sauvages ont été détectées (45082 ± 4373 μm 2 m = 11 contre 121635 ± 12545 m 2 , m = 19 voir aussi Fig. 8b). Cette réduction de la taille de la région méristématique racinaire était invariablement associée à un déplacement acropète des zones d'élongation/vacuolisation et de vascularisation des cellules radiculaires (Fig. 8b). har1-1 les racines mutantes ont également montré une structure de coiffe racinaire inférieure par rapport au type sauvage, mais sont restées gravitropiques (données non présentées). De plus, l'indice mitotique a été mesuré afin d'estimer la proportion de cellules mitotiques dans les régions méristématiques racinaires de har1-1 par rapport aux plantes de type sauvage du même âge, mais aucune différence significative n'a été trouvée (har1-1 MI mutant = 3,8 ± 0,8 contre MI de type sauvage = 3,96 ± 0,7).

L'élongation des cellules racinaires et la taille de la région méristématique dans le type sauvage et har1-1 plantes mutantes.

(a) Longueur des cellules épidermiques le long de l'axe de la racine. Chaque point représente la valeur moyenne de la longueur des cellules pour des incréments de plage de 250 m (pour les 4 premiers mm de la pointe de la racine) et de 500 m (entre 4 et 11 mm de la pointe de la racine), le long de l'axe de la racine. Les flèches simples et doubles indiquent des différences significatives entre la longueur moyenne des cellules épidermiques à deux positions consécutives et équivalentes dans le type sauvage et har1-1 racines mutantes. (b) Racines intactes de plantes de 14 jours colorées à l'acétocarmine. Les régions méristématiques colorées en rouge du type sauvage et har1-1 les racines mutantes apparaissent sous forme de zones sombres et leur étendue est indiquée par les crochets.

Effet des hormones sur har1-1 allongement des racines mutantes

Les changements bruts de har1-1 la morphologie des racines suggère que la régulation hormonale du développement des racines mutantes pourrait être perturbée. Afin de tester cette hypothèse, les effets des applications d'hormones exogènes sur l'élongation des racines de type sauvage et har1-1 les racines mutantes ont été étudiées à l'aide d'un essai biologique sur plaque spécialement développé à cet effet. Le saccharose s'est avéré nécessaire à une concentration relativement élevée (4,5 %) pour soutenir l'élongation maximale et uniforme des racines à la fois de type sauvage et har1-1 racines mutantes. Les racines des plantes de type sauvage se sont allongées plus rapidement dans l'obscurité qu'à la lumière, en particulier pendant les 2 à 3 premiers jours de croissance, après quoi la différence de taux de croissance a disparu (Fig. 9a). har1-1 les plantes mutantes formaient des racines courtes lorsqu'elles étaient cultivées dans l'obscurité dans des conditions qui fournissaient une croissance maximale des racines de type sauvage. Une inhibition ou un retard spectaculaire de l'allongement des racines a été observé après 2 jours d'incubation dans l'obscurité. Il est intéressant de noter que le phénotype à racine courte a été partiellement supprimé lorsque har1-1 les plantes mutantes ont été cultivées à la lumière (Fig. 9b).

Effet de la lumière sur les taux d'élongation de type sauvage et har1-1 racines mutantes.

(a) Les taux d'allongement des racines de type sauvage. (b) Les taux de har1-1 allongement des racines mutantes. Chaque valeur est la moyenne des mesures sur 20 plantes. Les barres d'erreur représentent des intervalles de confiance à 95 %.

Depuis har1-1 les racines présentaient un schéma anormal d'expansion radiale des cellules radiculaires, ainsi qu'une réponse d'hypernodulation (voir les figures 1, 3d et 6), et depuis le phénotype d'hypernodulation d'un Medicago truncatula mutant (faucille) avait été corrélée avec un changement de sensibilité à l'éthylène ( Penmetsa & Cook, 1997 ), la sensibilité de type sauvage et har1-1 des semis au précurseur de l'éthylène, l'acide 1-aminocyclopropane1-carboxylique (ACC) a été examiné. Lorsqu'ils sont cultivés verticalement dans l'obscurité sur des plaques de gélose contenant des concentrations croissantes d'ACC, à la fois de type sauvage et har1-1 les semis mutants ont montré le même schéma de sensibilité globale à l'inhibition de la croissance des racines par l'éthylène (Fig. 10a). Cependant, dans deux expériences indépendantes, har1-1 les racines mutantes présentaient une résistance légèrement accrue à certaines concentrations d'ACC par rapport aux racines de type sauvage (par exemple, 1 × 10 -7 à 1 × 10 -6 M ACC sur la figure 10a). Pour évaluer davantage la diminution observée de la sensibilité de la har1-1 lignée mutante à l'ACC, nous avons examiné les réponses de plantules entières à l'ACC appliqué de manière exogène. Lorsqu'ils sont cultivés dans l'obscurité en présence d'ACC, les deux types har1-1 les plantules ont montré une triple réponse typique ( Guzman & Ecker, 1990 ), consistant en un raccourcissement de l'hypocotyle, une inhibition de l'allongement des racines et une exagération de la courbure du crochet apicale ( Fig. 11 ). Les deux génotypes présentaient des niveaux similaires de sensibilité à l'ACC en termes de longueur d'hypocotyle (données non présentées).

de type sauvage et har1-1 croissance des racines en présence de concentrations croissantes d'hormones végétales appliquées de manière exogène.

L'allongement relatif du type sauvage et har1-1 racines mutantes en présence de (a) acide 1-aminocyclopropane1-carboxylique (ACC) (b) acide α-naphtalène-acétique (NAA) ou 6-benzylaminopurine (BA). Chaque valeur est la moyenne des mesures sur 20 plantes. Les barres d'erreur représentent des intervalles de confiance à 95 %. La valeur moyenne de 100 % de croissance racinaire dans (a) de type sauvage, 44,5 ± 3,4 mm har1-1 21,8 ± 1,2 mm dans (b) de type sauvage, 56,9 ± 2,4 mm har1-1, 25,8 ± 1,6 mm dans (c) de type sauvage 37,1 ± 1,9 har1-1, 21,6 ± 1,1 mm.

Triple réponse à l'ACC de type sauvage et har1-1 plantes mutantes.

de type sauvage et har1-1 les graines mutantes ont été mises à germer sur milieu MS dans l'obscurité à 28°C en l'absence (0) ou en présence de concentrations croissantes (1–100 m m ) d'ACC. La photographie a été prise 6 jours après incubation dans l'obscurité. La triple réponse est caractérisée par des hypocotyles raccourcis, des racines et une formation exagérée de crochets apicaux.

Par la suite, l'effet de l'auxine -naphtalène-acide acétique (NAA) sur la croissance des racines a été examiné. de type sauvage et har1-1 les racines mutantes se sont avérées présenter un schéma de sensibilité global similaire au NAA mais, comme cela avait été observé avec l'ACC, les racines de har1-1 les plantes mutantes ont montré un léger phénotype insensible au NAA à des concentrations plus élevées de NAA (Fig. 10b).

Dans Arabidopsis, la cytokinine inhibe l'allongement des racines dans les semis cultivés à la lumière et à l'obscurité en raison de la stimulation de la production endogène d'éthylène ( Cary et al. 1995). Par conséquent, la sensibilité de type sauvage et har1-1 les racines mutantes de la cytokinine appliquée de manière exogène (donc de l'éthylène produit de manière endogène) ont également été examinées. La présence de concentrations, même très faibles (10–50 nm ) de la cytokinine synthétique, la 6-benzylaminopurine (BA), a considérablement réduit la croissance des racines chez les deux génotypes. Cependant, encore une fois le har1-1 les racines mutantes présentaient une résistance modérément plus élevée à une large gamme de concentrations de BAP que les racines de type sauvage (Fig. 10c). Cette résistance légèrement élevée de har1-1 La racine mutante pourrait être due à une réponse modifiée indépendante de l'éthylène à la cytokinine, à une diminution de la production d'éthylène stimulée par la cytokinine et/ou à une réponse atténuée à l'éthylène produit de manière endogène. Pour distinguer ces possibilités, l'influence de la cytokinine ajoutée de manière exogène sur l'inhibition de la croissance des racines a été examinée en présence d'ions d'argent, appliqués sous forme de thiosulfate d'argent, pour inhiber la liaison de l'éthylène (Beyer, 1979), ou de l'aminoétoxyvinylglycine (AVG, Yang & Hoffman, 1984). ) pour inhiber la biosynthèse de l'éthylène. Étant donné que 50 nanomolaires de BA inhibaient presque au maximum l'élongation des racines dans les deux génotypes, nous avons utilisé cette concentration de cytokinine en combinaison avec des concentrations variables d'inhibiteurs.

En l'absence de BA, Ag + n'a eu qu'un effet stimulateur limité sur la croissance/l'allongement des souches de type sauvage et har1-1 racines mutantes (Fig. 12a). Cinq M Ag + étaient suffisants pour surmonter tous les effets inhibiteurs de la cytokinine sur har1-1 racines mutantes, tandis que 5 m Ag + ont restauré la croissance des racines de type sauvage à un niveau d'environ 60 % de celui des racines témoins non traitées (Fig. 12b).

Effet de BA sur l'élongation du type sauvage et har1-1 racines mutantes en présence d'inhibiteurs de perception/synthèse de l'éthylène.

L'allongement relatif du type sauvage et har1-1 racines mutantes en présence de (a) Ag + (b) BA plus Ag + (c) AVG et (d) BA plus AVG est montré. Valeur moyenne de 100 % de croissance racinaire dans (a) et (b) de type sauvage, 41,6 ± 3,0 mm har1-1, 23,3 ± 1,2 mm dans (c) et (d) de type sauvage, 47,5 ± 4,0 mm har1-1, 23,2 ± 1,6 mm. Pour plus de détails, voir la légende de la Fig. 10.

Une série similaire d'expériences a été menée avec un inhibiteur de la synthèse d'éthylène, AVG. Dans les expériences de contrôle, une concentration AVG égale ou inférieure à 0,1 m n'a eu aucun effet mesurable sur la croissance des racines dans les deux génotypes (Fig. 12c), alors que des concentrations plus élevées étaient fortement inhibitrices (données non présentées). Contrairement à la suppression phénotypique médiée par l'argent, une faible concentration d'AVG (0,1 m ) s'est avérée soulager toute l'inhibition causée par la cytokinine et restaurer un phénotype normal à racines longues chez les plantes de type sauvage (Fig. 12d ). Cependant, le har1-1 les plantes mutantes ont répondu différemment au même traitement, non seulement en récupérant un phénotype racinaire court, mais aussi par une stimulation supplémentaire de la croissance racinaire. Ce dernier effet a conduit les plantes mutantes à développer de longues racines qui se sont allongées au même rythme que les racines de type sauvage. Cependant, une incubation prolongée (plus de 10 jours) à la fois de type sauvage et de mutant har1-1 plantes en présence de cytokinine et d'AVG ont entraîné l'arrêt total de leur croissance racinaire. Cet effet s'est avéré être associé à une différenciation terminale du méristème racinaire, excluant ainsi des expériences avec des temps de traitement plus longs (données non présentées).


5.15 : Fixation de l'azote - Biologie

Chimie avancée de niveau A/AS : en savoir plus sur les formes des molécules inorganiques et des ions ampères

Chimie de niveau A avancé de Doc Brown

Notes de révision de chimie physique théorique

Les formes des molécules et des ions et les angles de liaison liés à leur structure électronique

Partie 2 Quelques autres molécules et ions de carbone, d'azote, de soufre et de chlore

Description, explication, formes et angles de liaison de l'ion carbonate, de l'ion nitrate (III) (ion nitrite), de l'ion nitrate (V) (ion nitrate), de l'oxyde d'azote (IV) (dioxyde d'azote), de l'ion nitronium, du soufre (IV ) oxyde (dioxyde de soufre), soufre(VI) oxyde (dioxyde de soufre), ion sulfate(IV) (ion sulfate), ion soufre(VI) (ion sulfate), ion chlorate(III), ClO2 - (ion chlorite), ion chlorate(V), ClO3 - (ion chlorate) et l'ion chlorate(VII), ClO4 - (ion perchlorate) sont tous décrits et discutés. Tout est décrit et expliqué !

Les formes des molécules, les diagrammes en points et en croix, les angles de liaison pour les molécules sélectionnées et les ions d'azote, de soufre et de chlore à l'aide du modèle de répulsion des paires d'électrons valence-shell (VSEPR) et les diagrammes en points et en croix (ox) sont présentés dans le «style Lewis» Les 'gribouillis' seront éventuellement remplacés par des diagrammes soignés !

  • Ion carbonate, CO3 2- est de forme plane trigonale avec un angle de liaison O-C-O de 120 o en raison de trois groupes d'électrons de liaison et de l'absence de paires d'électrons isolées.
  • La forme est déduite ci-dessous à l'aide de diagrammes en points et en croix et de la théorie VSEPR et illustrée ci-dessous.
  • Notez que toutes les liaisons C-O sont identiques en raison de la délocalisation de certains des électrons ( σ sigma et π liaison pi)

point de liaison de valence et diagramme en croix pour l'ion carbonate

    Oxyde d'azote(IV), NO2 (dioxyde d'azote) est en forme de courbure (angulaire), angle de liaison O-N-O

Points de liaison de valence et diagrammes croisés pour les oxydes d'azote et les oxyanions d'azote

  • Notez que toutes les liaisons N-O au sein de la molécule ou de l'ion sont identiques en raison de la délocalisation de certains des électrons ( σ sigma et π liaison pi)

    Oxyde de soufre (IV), SO2 (dioxyde de soufre/dioxyde de soufre) la molécule est une forme courbée (angulaire), angle de liaison O-S-O

Points de liaison de valence et diagrammes croisés pour les oxydes de soufre et les oxyanions de soufre

  • Notez que toutes les liaisons S-O au sein de la molécule ou de l'ion sont identiques en raison de la délocalisation de certains des électrons ( σ sigma et π liaison pi)

    L'ion chlorate(III), ClO2 - (ion chlorite) , est de forme courbée (angulaire) , angle de liaison O-Cl-O

Points de liaison de valence et diagrammes croisés pour les ions chlorate sélectionnés

  • Notez que toutes les liaisons Cl-O au sein de la molécule ou de l'ion sont identiques en raison de la délocalisation de certains des électrons ( σ sigma et π liaison pi)

Notes de révision pour GCE Advanced Subsidiary Level AS Advanced Level A2 IB Revise AQA GCE Chemistry OCR GCE Chemistry Edexcel GCE Chemistry Salters Chemistry CIE Chemistry, WJEC GCE AS A2 Chemistry, CCEA/CEA GCE AS A2 Chimie cours de révision pour les étudiants pré-universitaires (égal à US grade 11 et grade 12 et cours de niveau AP Honours / Honours)


1. Introduction

L'azote réactif (Nr), tel que le nitrate, le nitrite et l'ammonium, est essentiel pour les fonctions, les processus et la dynamique des écosystèmes (Vitousek et Howarth 1991). Avec l'avènement d'une fixation industrielle illimitée d'azote à faible coût par le processus Haber-Bosch, les activités anthropiques ont au moins doublé les apports annuels mondiaux de Nr dans les écosystèmes par rapport aux apports de Nr à l'époque préindustrielle (Galloway et al 2004). L'augmentation du Nr répond aux besoins alimentaires et énergétiques d'une population humaine croissante, mais elle provoque également de nombreux effets néfastes sur la santé humaine et la durabilité de l'environnement, notamment l'eutrophisation des écosystèmes aquatiques et l'augmentation du N2Émissions d'O—un puissant gaz à effet de serre et appauvrissant la couche d'ozone (Vitousek et al 1997, Galloway et al 2008, Sobota et al 2013). Cependant, l'augmentation de Nr n'est pas uniformément répartie aux échelles spatiales. En Afrique, une région avec trop peu d'azote, le secteur agricole n'a pas été en mesure de produire suffisamment de nourriture pour la population en croissance rapide et des apports d'azote insuffisants peuvent conduire à l'exploitation des stocks d'azote organique du sol (Davidson 2009). Ainsi, compenser les impacts négatifs associés aux apports anthropiques de Nr représente un défi important auquel sont confrontés les gestionnaires des terres et de l'eau dans le monde entier.

Une meilleure compréhension des intrants et des sources de Nr est essentielle pour améliorer l'équilibre entre leurs impacts positifs et négatifs (Bouwman et al 2009, Hong et al 2011, Swaney et al 2012). Jusqu'à présent, des évaluations régionales du Nr anthropique ont été réalisées pour l'Union européenne (Sutton et al 2011), Amérique du Nord (Sobota et al 2013) et la Chine (Ti et al 2012). La seule synthèse existante de Nr en Afrique a été réalisée pour l'Afrique de l'Ouest il y a trois décennies (Robertson et Rosswall 1986). Nous pensons que le Nr anthropique en Afrique devrait être inclus dans les évaluations mondiales du Nr d'origine humaine.

Le lac Victoria en Afrique de l'Est est le deuxième plus grand lac d'eau douce au monde et le bassin versant est l'une des régions les plus densément peuplées d'Afrique. La croissance rapide de la population et de l'économie dans le bassin (Muyodi et al 2010), a entraîné des changements notables dans le régime physique, chimique et biologique du lac au cours des 50 dernières années (Juma et al 2014), y compris l'enrichissement de Nr (Lung'ayia et al 2001). Les études précédentes dans le bassin du lac Victoria étaient principalement axées soit sur les concentrations d'azote dans l'eau (Gikuma-Njuru et Hecky 2005) soit sur l'estimation de la charge à une échelle relativement petite (Lindenschmidt et al 1998). Cependant, il n'y a pas d'études sur le bilan azoté régional du bassin, qui est essentiel pour améliorer la gestion régionale du Nr et équilibrer ses impacts négatifs et positifs.

Ici, nous synthétisons les données existantes pour développer un budget régional de Nr dans le bassin du lac Victoria en utilisant le apport net d'azote anthropique (NANI) approche. L'approche NANI est une méthode efficace pour évaluer les apports de Nr induits par l'homme dans le paysage et pour évaluer leurs impacts potentiels sur l'exportation fluviale des grands bassins (Hong et al 2013). Les objectifs de cet article sont (1) d'évaluer le budget Nr régional, en soulignant ses incertitudes sous-jacentes, et (2) d'identifier les lacunes de la recherche et de suggérer des moyens d'améliorer les estimations futures.


Profils analytiques des substances médicamenteuses et des excipients

4. Méthodes d'analyse

4.1 Identification

L' identité du zileuton peut être confirmée en comparant le spectre d' absorption infrarouge de l' échantillon à celui indiqué sur la figure 9 .

4.2 Analyse élémentaire

Une analyse élémentaire typique d'un échantillon de zileuton est la suivante :

4.3 Méthodes d'analyse chromatographique

4.3.1 Chromatographie sur couche mince

Plusieurs systèmes chromatographiques en couche mince ont été étudiés pour évaluer la pureté du zileuton. Deux d'entre eux se sont avérés donner la meilleure séparation du zileuton, de ses impuretés et des produits de dégradation.

Le système I utilise de l'acétate d'éthyle pour effectuer la séparation analytique sur gel de silice 60 F254, la détection étant effectuée par irradiation UV à ondes courtes. N-(1-benzo[b]thién-2-yléthyl)-urée (RF, 0,12), (Z)-1-benzo[b]thién-2-yléthanone oxime (RF, 0,59), (E)-1-benzo[b]thien-2ylethanone oxime (RF, 0,65), et la N-1benzo[b]thién-2-yléthyl) hydroxylamine peuvent être séparées du zileuton (RF, 0.21).

Le système II utilise une phase mobile constituée de 50:50 1 chloroforme / chlorure de méthylène / hydroxyde d'ammonium, la séparation étant réalisée sur gel de silice 60 F254, et la détection est faite avec une irradiation UV à ondes courtes. Ce système peut être utilisé pour séparer (Z)-1-benzo[b]thien-2-ylethanone oxime (RF, 0,06) (E)-1-benzo[b]thién-2-yléthanone oxime (RF, 0,17), 1-benzo[b]thien-2-yléthane (RF, 0,56), 1-benzo[b]thién-2-yléthyamine (RF, 0,07), et 0-(1-benzo[b]thién-2-yléthyl)-1-benzo[b]thien-2-ylethanone oxime (RF, 0,33) de zileuton (RF, origine).

4.3.2 Chromatographie liquide haute performance

Plusieurs méthodes HPLC ont été développées pour évaluer la qualité de la substance médicamenteuse zileuton. Le système I est utilisé pour quantifier la puissance de la substance médicamenteuse en vrac, tandis que les systèmes II et III sont utilisés pour quantifier les impuretés et les produits de dégradation dans la substance en vrac. Les caractéristiques des Systèmes II et III sont telles qu'ils couvrent la gamme de polarités associées aux diverses impuretés du zileuton. Le système II est utilisé pour surveiller les produits de dégradation.

Système I
Phase mobile:Solution d'acétate d'ammonium 0,1 M contenant 0,025 % d'acide acétohydroxamique (ajuster la solution avec de l'acide perchlorique à pH 2,0)/acétonitrile (72:28)
Colonne:30 cm × 1/4″ (o.d.) × 4,6 mm (i.d.) emballé avec Spherisorb S10 ODS
Débit:environ 1,5 ml/minute
Détecteur:260 nm, 0,1 AUFS
Système II
Phase mobile:Solution d'acétate d'ammonium 0,1 M contenant 0,025 % d'acide acétohydroxamique (ajuster la solution avec de l'acide perchlorique à pH 2,0)/acétonitrile (82:18)
Colonne:30 cm × 1/4″ (o.d.) × 4,6 mm (i.d.) emballé avec Spherisorb S10 ODS
Débit:2,2 ml/minute
Détecteur:260 nm, 0,01 AUFS
Système III
Phase mobile:1:1 acétonitrile/0,5% acide perchlorique
Colonne:30 cm × 1/4″ (o.d.) × 4,6 mm (i.d.) emballé avec Spherisorb S10 ODS
Débit:environ 1,5 ml/minute
Détecteur:260 nm, 0,01 AUFS

De plus, une méthode de chromatographie chirale directe pour la séparation des énantiomères de zileuton a été développée, qui utilise les conditions suivantes :

Phase mobile:92:8:0,1 hexane / 2-propanol / acide trifluwoacétique
Colonne:Daicel Chiralpak AD, 250 × 4,6 mm (i.d.) (Regis) - fonctionne à 25°C
Volume injecté :10 L (0,1 mg/mL)
Débit:1,0 ml/minute
Détecteur:260 nm, 0,02 AUFS

4.4 Détermination dans les formes posologiques pharmaceutiques

La puissance et les produits de dégradation primaire dans les formulations de comprimés de zileuton peuvent être analysés par une procédure de chromatographie liquide à haute performance en utilisant le 4-hydroxybenzoate de méthyle (méthylparaben) comme étalon interne. La méthode utilise une colonne Spherisorb S10 ODS, 10 m, une phase mobile constituée de 72 parties d'une solution d'acétate d'ammonium 0,1 M contenant 0,025 % d'acide acétohydroxamique (ajusté avec de l'acide perchlorique à pH 2,0) et 28n parties d'acétonitrile.

4.5 Détermination des fluides corporels

La détermination simultanée du zileuton et de son métabolite N-déshydroxylé dans l'urine de rat non traitée par chromatographie liquide micellaire a été développée par Thomas et Albazi [23]. La séparation de ces composés est réalisée en utilisant du dodécyl sulfate de sodium (SDS) comme phase mobile, une colonne de silice liée au CN et une détection UV à 262 nm. En raison du pouvoir solubilisant de la phase mobile micellaire, des échantillons d'urine ont été injectés dans le système sans aucune étape fastidieuse de précipitation des protéines et/ou d'extraction de médicament.

Une méthode HPLC a également été développée pour la détermination du zileuton et de son métabolite N-déshydroxylé inactif dans le plasma [ 24 ].


DISCUSSION

Indice de chlorophylle des feuilles et concentration en azote des feuilles de maïs

Les taux d'azote appliqués ont été absorbés par le maïs, comme en témoignent l'augmentation de la concentration foliaire en N et de l'ICL une fois que N est l'un des composants de la molécule de chlorophylle ( Galindo et al., 2016 ). Plusieurs études ont rapporté la corrélation linéaire positive avec le LCI et l'augmentation des taux d'azote dans les cultures de maïs. Kappès et al. (2013a) ont appliqué jusqu'à 90 kg ha -1 de N sous forme d'urée, et Kappes et al. (2014) ont utilisé 0, 50, 100 et 150 kg ha -1 de N comme urée et ont tous deux signalé une relation linéaire entre le taux de N et les mesures de l'ICV. Bien que les valeurs LCI soient relativement élevées dans notre étude, même dans les cultures témoins (allant de 61 à presque 71, respectivement), les résultats sont comparables à ceux rapportés dans la littérature. Kappès et al. (2013a) ont rapporté des valeurs LCI allant de 45,8 à 62,9, et Kappes et al. (2014) ont rapporté des valeurs LCI allant de 55,3 à 62,1.

En ce qui concerne la concentration foliaire en N, des résultats similaires ont été obtenus par Costa et al. (2012) , qui ont observé un effet linéaire et positif des taux de N sur la concentration de N dans les tissus foliaires. Il convient de noter que la concentration foliaire en N était dans la plage considérée comme adéquate (27-35 g kg -1 ) ( Cantarella et al., 1997 ), même dans les cultures témoins (27,21 g kg -1 ). Cependant, il convient de noter le besoin en N plus élevé des hybrides de maïs de cycle plus précoce et un potentiel de production plus important.

Le résultat similaire entre les sources d'azote pour le LCI peut être attribué aux concentrations d'azote similaires des feuilles obtenues avec l'urée et l'urée avec l'inhibiteur d'uréase NBPT. Cela pourrait être le résultat d'une faible efficacité du NBPT pour neutraliser les enzymes uréases dans le sol. Certaines des raisons de l'inefficacité du NBPT pour contrôler l'activité de l'uréase pourraient être dues au fait qu'une partie de la paille de la récolte de blé de l'année précédente est restée à la surface du sol et que l'année a été exceptionnellement chaude (Fig. 1). De même, d'autres études n'ont signalé aucune différence significative de rendement entre l'urée et les sources d'azote améliorées avec des polymères à libération lente dans le maïs ( Queiroz et al., 2011 , Valderrama et al., 2011 , Galindo et al., 2016 ).

Concernant les résultats positifs de l'inoculation en LCI, de même, Müller et al. (2016) et Galindo et al. (2016) ont découvert que les plants de maïs inoculés avec A. brasilense avaient un LCI plus élevé que les plantes non inoculées. Des réponses positives à l'inoculation avec cette bactérie diazotrophe ont été obtenues même lorsque les cultures sont cultivées dans des conditions fournissant des quantités adéquates de N pour une croissance optimale ( Galindo et al., 2017c ). Cela suggère que les réponses positives des plantes à l'inoculation ne se produisent pas exclusivement à cause du BNF dans les graminées, mais aussi à cause de la production d'hormones de croissance des plantes, notamment l'acide indoleacétique, la gibbérelline et la cytokinine ( Galindo et al., 2017c ), qui peuvent jouer un rôle essentiel. rôle dans la promotion de la croissance des plantes ( Bashan et de-Bashan, 2010 ). Selon Pankievicz et al. (2015) , l'inoculation avec A. brasilense peut améliorer le développement et la croissance du système racinaire dans Setaria viridis herbe en raison de plus de CO2 fixation et une plus faible accumulation de carbone photoassimilé dans les feuilles, ce qui a conduit à une plus grande croissance au-dessus du sol, à une teneur en eau plus élevée dans les tissus et à moins de stress. De plus, une production accrue d'acide indoleacétique peut améliorer l'absorption des nutriments par la croissance plus élevée du système racinaire ( Hungria et al., 2010 ).

Évaluations biométriques et composantes productives du maïs

Castro et al. (2008) ont rapporté que la hauteur des plantes est influencée par la disponibilité de N dans le sol puisque ce nutriment participe directement au processus photosynthétique et à la division et à l'expansion cellulaires. Gross et al. (2006) recommandent que N soit appliqué en une ou deux applications pendant la saison uniquement, en raison des effets positifs sur la hauteur des plantes et le rendement en grains du maïs. Cependant, il convient de noter que la hauteur de la plante n'est pas toujours en corrélation avec la productivité puisque les hybrides modernes à fort potentiel productif sont pour la plupart de faible hauteur ( Cruz et al., 2008 ). Dans notre étude, il a été observé que l'augmentation des taux de N entraînait une augmentation de la disponibilité de N, ce qui augmentait probablement l'accumulation de grains de N et par la suite augmentait la hauteur de la plante, le diamètre de l'épi, le nombre de grains par épi, la masse de 100 grains et le rendement en grains de maïs.

En ce qui concerne la masse de 100 grains, la masse de grain est une caractéristique influencée par le génotype, les conditions climatiques et la disponibilité des nutriments pendant les étapes de remplissage des grains ( Chen et al., 2012 ). De plus, pour Mello et al. (2017) , cette composante productive est très dépendante de l'absorption d'azote par le maïs, qui atteint le pic d'absorption pendant la période comprise entre le début de la floraison et le début de la formation des grains. Une carence en azote pendant cette période peut contribuer à la formation de grains de masse spécifique inférieure en raison de la non-translocation de quantités adéquates de nutriments, ce qui justifie l'augmentation de la masse de 100 grains observée dans la présente étude avec l'augmentation des taux d'azote appliqués.

Au sujet de l'inoculation des semences avec A. brasilense, l'augmentation du diamètre de la tige avec l'inoculation est intéressante puisque cette caractéristique morphologique est celle qui a été davantage liée au pourcentage de verse ou de casse de la plante chez le maïs. De plus, il a été rapporté que le diamètre de la tige est un facteur important pour un rendement élevé car plus le diamètre est grand, plus la capacité de la plante à stocker des photoassimilats qui contribuent au remplissage du grain est grande ( Cruz et al., 2008 Lana et al., 2009 ), ce qui justifie également l'augmentation du LCI, de la longueur de l'épi et du rendement en grains vérifiée dans la présente étude en fonction de l'inoculation avec A. brasilense. Inoculation avec A. brasilense également augmenté la longueur de l'oreille par rapport aux traitements non inoculés. Il est possible que l'inoculation avec A. brasilense a favorisé le développement d'un système racinaire amélioré, conduisant à une plus grande absorption d'eau et de nutriments, influençant positivement l'état nutritionnel de la plante. La quantité d'eau et de nutriments à envoyer à l'épi est directement liée à l'état nutritionnel de la plante, la plante de maïs la mieux nourrie a tendance à mieux développer son épi, ce qui est démontré dans la longueur.

Il est possible que l'absence de réponse aux sources d'azote soit due au fait que lors de l'irrigation de la zone, une réduction substantielle de N-NH3 la volatilisation s'est probablement produite à la suite d'un contact accru entre l'engrais et les particules du sol, ce qui a entraîné une augmentation du NH4 + l'adsorption par le sol ( Silva et al., 1995 ), et l'effet du NBPT sur la réduction des pertes par volatilisation ont été réduits sous des taux d'azote élevés ( Silva et al., 2017 ). De plus, l'ampleur des effets positifs associés à l'utilisation de l'urée avec le NBPT a considérablement varié selon les caractéristiques du sol, la gestion des cultures et les conditions climatiques qui modifient le NH.3 volatilisation au moment de l'application d'engrais et dans les premiers jours suivant cette pratique ( Cantarella et al., 2008 Tasca et al., 2011 ). Plusieurs études rapportent que l'ajout d'inhibiteurs d'uréase à l'urée retarde le NH3 pic de volatilisation qui, pour l'urée conventionnelle, se concentre dans la première semaine après l'application d'engrais à la surface du sol ( Cantarella et al., 2008 Rochette et al., 2009 Tasca et al., 2011 ). Ainsi, l'irrigation de la zone expérimentale peu après la fertilisation azotée associée aux précipitations survenues dans la semaine d'épandage des engrais la première année (45 mm de pluie entre le 11 et le 16 janv. 2014, 3 jours après l'épandage d'engrais azotés Fig. 1A) et la deuxième année (19 mm de pluie le 14 janv. 2015 et 21 mm le 21 janv. 2015, 10 et 17 j après l'épandage d'engrais azotés, respectivement Fig. 1B) ont effectivement contribué pour minimiser les pertes de volatilisation de l'urée, fournissant un effet similaire à l'urée avec le NBPT. Par conséquent, l'utilisation de l'urée avec le NBPT pendant les journées chaudes et les semaines avec des conditions sèches, une condition climatique commune entre avril et septembre dans la savane brésilienne, pourrait être très avantageuse, éclairant de nouvelles études.

Des études impliquant l'utilisation d'urée enrobée de polymère par rapport à l'urée conventionnelle ont montré un effet similaire ( Queiroz et al., 2011 Mello et al., 2017 ). De plus, Valderrama et al. (2011) , comparant l'effet de l'urée conventionnelle et de l'urée enrobée de polymère soluble n'a pas trouvé d'avantages avec l'encapsulation de l'urée avec des polymères pour le maïs cultivé dans le Cerrado brésilien. Les sources n'ayant pas influencé les principales évaluations réalisées, l'urée devient plus avantageuse du fait de son meilleur rapport coût-bénéfice, en accord avec Queiroz et al. (2011) et Maestrelo et al. (2014) .

D'autre part, contrairement à la présente étude, Abalos et al. (2014) soutiennent l'hypothèse que l'utilisation de l'inhibiteur d'urée NBPT est l'option la plus appropriée si les pertes par NH3 la volatilisation devrait être élevée. Selon Abalos et al. (2014) , dans des conditions où des apports élevés d'engrais N sont appliqués et qui favorisent un drainage élevé, avec des systèmes irrigués, l'efficacité de l'urée avec l'inhibiteur NBPT peut être plus élevée. Cependant, l'auteur a conclu que de nouvelles études sont nécessaires pour améliorer notre compréhension des conditions dans lesquelles les engrais à efficacité améliorée sont économiquement viables et pour comparer leur efficacité avec celle d'autres options, telles que la gestion améliorée de l'eau et des engrais N.

Efficacité d'utilisation de l'azote, rendement en grains du maïs et analyse économique

La réduction du NUE en fonction de l'augmentation des taux de N peut être attribuée à la perte de N, comme cela est clairement décrit dans la littérature. Des taux d'azote plus élevés entraînent des pertes plus importantes et une utilisation moindre par les cultures car la demande nutritionnelle des plantes est limitée ( Galindo et al., 2016 ). Les plantes sont capables d'absorber une certaine quantité de nutriments dans un certain temps, l'azote appliqué et non absorbé peut être perdu, diminuant l'efficacité de la fertilisation avec des taux d'azote plus élevés, comme indiqué dans la littérature comme la loi des rendements décroissants.

L'augmentation des NUE due à l'inoculation avec A. brasilense a été accentué. En moyenne, le NUE fourni par l'inoculation était 3,5 fois plus élevé que le NUE des non-inoculés. Selon Cormier et al. (2013) , deux stratégies peuvent être conçues pour l'amélioration du NUE : maintenir un rendement élevé lors de la réduction de l'apport en N et/ou augmenter le rendement à un apport constant en N. Sur la base des résultats obtenus, l'inoculation avec Azospirillum brasilense est une stratégie très intéressante pour l'amélioration de l'efficacité de l'azote et peut être utilisée pour diminuer les taux d'engrais azotés appliqués, en maintenant le même NUE et sans affecter négativement le rendement en grains.

Concernant le rendement en grains, dans plusieurs études, des augmentations du rendement en grains de maïs ont été signalées avec l'application de taux d'azote croissants ( Kitchen et al., 2009 Holland et Schepers, 2010 Venterea et al., 2011 Kappes et al., 2014 Galindo et al. , 2016 ), corroborant les résultats observés dans la présente étude. Aussi, Galindo et al. (2016) ont vérifié que le rendement en grains de maïs le plus élevé était obtenu lorsque N était fourni à des taux plus élevés au moment de l'épandage, et que le NH3 les pertes par volatilisation d'urée qui se produisent dans les cultures de maïs irriguées n'ont pas réduit le rendement en grains. Selon les auteurs, il y avait du N disponible dans la solution du sol pendant la période où la plante a besoin de plus grandes quantités de nutriments. Une explication serait probablement que le N appliqué au semis est déjà dans la solution du sol et, lorsque du N est ajouté, la plante a une plus grande quantité de nutriments à absorber.

Il a été vérifié qu'une augmentation du rendement en grains de maïs en fonction de l'inoculation par rapport aux traitements non inoculés vérifiée dans la présente étude était de 1012,05 kg ha -1 (équivalent à 14,3 %). De plus, sur la base des résultats obtenus, même avec l'application de taux d'azote élevés associés à l'inoculation avec A. brasilense le rendement en grains du maïs n'a pas été affecté négativement, ce qui indique que des taux élevés d'azote n'éliminent pas les avantages de l'inoculation avec A. brasilense. Kappès et al. (2013b) ont signalé que le maïs inoculé avec A. brasilense avait une augmentation de 9,4 % du rendement. Cavallet et al. (2000) ont signalé une augmentation de 17 % du rendement du maïs lorsque les graines ont été inoculées avec Azospirille spp. Galindo et al. (2018) ont vérifié une augmentation de 5,7% du rendement en grains de maïs par inoculation de semences avec A. brasilense, utilisant cinq taux d'azote en terre végétale, avec un rendement moyen en grains supérieur à 9826 kg ha −1 . Des résultats similaires ont été obtenus par Müller et al. (2016) , où les rendements de maïs étaient de 3,8% plus élevés avec l'inoculation de semences de A. brasilense par rapport au témoin, avec un rendement moyen en grains supérieur à 11 000 kg ha -1 . Hongrie et al. (2010) ont également obtenu des augmentations de rendement du maïs de l'ordre de 27 %, correspondant à 743 kg ha -1 .

Selon Hungria (2011) , les effets de l'inoculation des semences de maïs sur le rendement en grains dépendent des caractéristiques génétiques des plantes et des souches (bactéries) en plus des conditions environnementales. En ce sens, l'interaction entre les génotypes avec des souches bactériennes efficaces est le fait clé du succès de la fixation biologique de N sur les graminées ( Lana et al., 2012 ), et peut expliquer la variation dans l'augmentation du rendement en grains de maïs vérifiée dans le Littérature.

Le rendement en grains de maïs a augmenté grâce à l'inoculation de A. brasilense ont été communément attribuées à de multiples mécanismes, y compris, mais sans s'y limiter, la synthèse de phytohormones (par exemple l'auxine, la cytokinine et la gibbérelline), l'amélioration de la nutrition et de l'utilisation de N, l'amélioration des paramètres photosynthétiques des feuilles, l'atténuation/la minimisation du stress et contrôle de certains agents pathogènes ( Bashan et de-Bashan, 2010 ). Dans la présente étude, les principales évaluations positivement influencées par l'inoculation étaient le LCI, le diamètre de la tige, la longueur de l'épi et le NUE, qui se sont reflétés positivement dans l'augmentation du rendement en grains du maïs et, par conséquent, l'augmentation de la rentabilité de la production de maïs lorsqu'il est inoculé avec A. brasilense.

Au sujet de l'analyse économique, les COT les plus élevés des traitements avec application d'urée avec NBPT et inoculation avec A. brasilense sont dus au coût de ces intrants agricoles. Le prix moyen payé par les agriculteurs était de 599,33 USD et 673,40 USD par tonne pour l'urée et l'urée avec NBPT, respectivement. Pour l'inoculation avec A. brasilense, la dépense était d'environ 3,37 USD par dose, et deux doses ont été utilisées par hectare dans les deux cultures de maïs, pour un total de 6,74 USD. Comme l'urée avec le NBPT n'a pas conduit à une augmentation du rendement en grains, l'OP n'a pas non plus été favorisée cependant, l'inoculation avec A. brasilense a augmenté le rendement en grains de 15,7% dans la moyenne des 2 ans de culture, et en raison du faible coût d'acquisition et d'application (seulement 0,71% du COT 6,74 USD par ha), a entraîné une augmentation de l'OP avec la production de maïs, quelle que soit la source d'azote et taux appliqué.

Compte tenu du coût des taux de N appliqués et des PO fournis par ceux-ci, l'application de 100 kg ha -1 de N comme source d'urée associée à A. brasilense a fourni une rentabilité plus élevée dans la production de maïs (US$ 360,84), alors qu'en l'absence d'inoculation, la rentabilité la plus élevée a été obtenue sans fertilisation azotée (US$ 174,88), différence de 106,34% dans l'OP, réitérant l'importance de l'inoculation avec A. brasilense augmenter la NUE, le rendement en grains et la rentabilité de la culture de maïs.

Le Brésil est le troisième producteur et le deuxième exportateur de maïs au monde, avec environ 16,5 millions d'hectares cultivés ( CONAB, 2018 ). Ainsi, sur la base de l'augmentation de la rentabilité obtenue par l'inoculation avec A. brasilense dans la culture du maïs, l'adoption de cette technologie par les agriculteurs et en raison du grand volume et de la zone de production, il est possible d'augmenter les bénéfices obtenus avec cette activité de l'ordre de millions de dollars par an, impactant positivement la production agricole brésilienne système. Ceci peut être extrapolé aux conditions tropicales à l'avenir et se propager dans plusieurs pays, profitant à l'agriculture mondiale.

Les résultats obtenus démontrent un bénéfice sur le rendement en grains du maïs en fonction de l'inoculation des semences avec A. brasilense. En fonction d'un faible coût économique, d'une facilité d'application, non toxique pour l'environnement, et d'un fort potentiel de réponse de la culture de maïs, même avec l'application de taux d'azote jugés élevés pour le BNF, l'inoculation avec A. brasilense probablement une technologie de plus en plus utilisée par les agriculteurs.



Commentaires:

  1. Duhn

    Aujourd'hui, j'ai beaucoup lu sur ce sujet.

  2. Radcliff

    Il n'y a rien à dire - se taire pour ne pas gâcher un thème.

  3. Tigris

    Idéal

  4. Lach

    devenir fou



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