Memoire Online - Effets des incendies de forêts sur la séquestration du carbone et la minéralisation de l'azote, et la typologie des sols dans les écosystèmes forestiers du rif centro-occidental

Une régression linéaire entre les variables log (N0 - _Nmin) et t était réalisée pour évaluer les paramètres de la cinétique de minéralisation. Ainsi, une valeur `optimale' de N0 était déterminée en appliquant la procédure itérative comprenant des régressions répétées basées sur le choix de différentes valeurs de N0, Les meilleures valeurs de N0, de K et de t1/2, sont présentées sur le Tableau 12, et représentent les valeurs obtenues par itération (régression répétitives) ayant le plus grand coefficient de détermination, R². La valeur N0 est interprétée comme une estimation de la quantité de N qui sera minéralisée dans une période de temps infini dans des conditions optimales de température et d'humidité (Stanford et Epstein, 1974).

Les Figures 11a et 11b montrent que les données expérimentales étaient bien ajustées au modèle de la cinétique de premier ordre. En effet, les valeurs obtenues pour le coefficient de détermination étaient comprises entre 0,81 et 0,92 sous les sites brûlés, et 0,80 et 0,93 sous les sites témoins. La forme des courbes de régression exponentielle pour les sites brûlés (Figure 11a) ont montré que les taux de minéralisation étaient plus rapides que ceux des sites témoins (Figure 11b). En outre, les valeurs du potentiel de minéralisation, N0, les plus élevées ont été enregistrées sous les sites brûlés. Elles variaient ainsi de 53,12 mg/kg (site IV) à 113,24 mg/kg (site I) comparées aux valeurs des sites témoins qui se situaient entre 23,69 mg/kg (site III) et 56,78 mg/kg (site I). Ces valeurs de N0/Ntotal étaient assez faibles allant de 2,39% (site I) à 3,81% (site II) de N total, mais elles sont toujours restées supérieures à celles des sites témoins.

Les Figures 11a et 11b montrent que les taux de minéralisation sont rapides au début de la période d'incubation, mais ils ralentissent en grande partie vers la semaine 12, Ceci pourrait être lié à la décomposition rapide de la fraction la plus labile de N organique dans les premières semaines. Au fur et à mesure que ce pool labile s'épuise, les fractions assez résistantes dominent d'où la baisse des taux de minéralisation.

En ce qui concerne la constante de vitesse de minéralisation, K, elle se situait entre 0,196 à 0,248 semaines^-1 respectivement sous les sites IV et I brûlés comparée avec 0,130 semaines^-1 (site III) à 0,208 semaines^-1 (site I) enregistrée sous les sites témoins. Ce paramètre traduit la vitesse de décomposition des composés organiques dans le sol et puisque les valeurs étaient plus élevées sous tous les sites brulés par rapport à leurs témoins, l'on pourrait conclure que l'activité microbienne était plus intense après le passage des feux. L'ammonification après les incendies, telle expliquée précédemment

Tableau 12 : Les paramètres de la cinétique de minéralisation de l'azote (N0, k, et t1/2) pour les différents sites d'étude

Sites	Équation linéaire : log10 (N0 - Nmin) = - Kt/2,303 + log10 N0 Y = Ax + B					Ntot (mgkg^-1)	N0 / Ntot (%)
Sites	N0 (mgkg^-1)	K (semaines^-1)	t1/2 (semaines)	tres (semaines)	R2	Ntot (mgkg^-1)	N0 / Ntot (%)
I	113,24 #177; 60,04	0,248	2,794	4,032	0,85	4737,58 #177; 1760,16	2,39
	(56,78 #177; 8,62)	(0,208)	(3,332)	(4,808)	(0,93)	(2921,40 #177; 1026,06)	(1,94)
II	55,89 #177; 15,69	0,217	3,195	4,608	0,92	1467,17 #177; 422,52	3,81
	(42,34 #177; 12,49)	(0,185)	(3,747)	(5,405)	(0,88)	(1982,10 #177; 1195,03)	(2,14)
III	58,26 #177; 6,41	0,227	3,054	4,405	0,91	2375,10 #177; 363,31	2,45
	(23,69 #177; 19,59)	(0,130)	(5,333)	(7,692)	(0,80)	(1376,31 #177; 105,38)	(1,72)
IV	53,12 #177; 4,88	0,196	3,537	5,102	0,81	1421,00 #177; 42,65	3,74
	(34,00 #177; 11,99)	(0,185)	(3,747)	(5,104)	(0,91)	(1094,80 #177; 447,87)	(3,11)

NB : x #177; écart type ; Les valeurs entre parenthèses représentent les données des sites témoins (non incendiés)

Figures 11 : Les modèles exponentiels ajustés aux résultats de Nmin mesurés pour les différents sites (11a: incendiés, 11b: témoins)

(Suite) Figures 11 : Les modèles exponentiels ajustés aux résultats de Nmin mesurés pour les différents sites (11a: incendiés, 11b: témoins)

(4.2), contribue à la libération de quantités importantes de N-NH4⁺. Ainsi, si ces dernières ne sont pas perdues par érosion, assimilation etc., alors elles sont oxydées par les bactéries hétérotrophes, nitrifiantes, contribuant ainsi à des niveaux élevés de N-NO3^- dans le sol brûlé.

Les temps de demi-vie (t1/2) correspondant à la minéralisation de 50% de substrat organique azoté initial, ainsi que le temps de résidence moyen (tres : temps de minéralisation de la totalité du substrat organique azoté), quant à eux sont directement liés aux taux de minéralisation (K), de sorte que les valeurs observées sous les sites brûlés étaient inférieures à celles des sites témoins. Ainsi, sous les sites brûlés, le site I a présenté le temps (t1/2) le plus court parmi les quatre étudiés, de 2,794 (tres = 4,032) semaines comparé à 3,332 (4,808) semaines sous le témoin, tandis que le site IV présenté le plus de temps (Tableau 12). Les courbes de régression pour les sites II et IV brûlés, telles présentées sur les Figures 11a et 11b, ne montrent pas beaucoup de variation par rapport à celles des témoins, impliquant ainsi que les taux de minéralisation retournaient à des niveaux pré-feux. En effet, ces deux sites sont ceux dont l'augmentation de valeurs de K après le passage des feux était la plus faible (0,185 à 0,217 et 0,185 à 0,196 semaines^-1 respectivement sous II et IV).

Aucun facteur unique ne peut être identifié pour expliquer l'augmentation de la capacité de minéralisation de N sous les sites brûlés. Parmi les facteurs influençant cette dernière, et à l'exception de ceux qui sont contrôlés au laboratoire (humidité, température, aération), le pH a probablement la plus grande influence par son augmentation qui était très hautement significative après le passage des feux (Tableau 9). La minéralisation de N, et surtout le sous-processus de nitrification qui a dominé sous les sites brûlés (Figure 11a), est fortement influencé par l'acidité du sol puisque les bactéries hétérotrophes responsables de nitrification sont plus à l'aise dans des conditions légèrement basiques comparées aux conditions acides. Ainsi, leur activité est favorisée dans des conditions neutres voire légèrement basiques, par opposition à des conditions acides observées sous les sites non brûlés, conduisant à des valeurs plus élevées de N0 et de K observées sous les sites incendiés (Tableau 12). L'on n'a pas assisté à des conditions basiques mais la diminution de l'acidité du sol, en passant des sites témoins aux sites incendiés, pourrait avoir contribué à des valeurs plus élevés de nitrification sous ces derniers.

Après tout, l'augmentation des taux de nitrification, qui dominait dans l'expérience d'incubation aérobie, est étroitement liée à celle d'ammonification, cette dernière contribuant à la libération des quantités importantes de N-NH4⁺ après le passage des feux qui sont ensuite oxydées facilement pour former le N-NO3^-. Ainsi, les modifications des taux de nitrification suivent de près ceux d'ammonification.

Effets des incendies de forêts sur la séquestration du carbone et la minéralisation de l'azote, et la typologie des sols dans les écosystèmes forestiers du rif centro-occidental

4.3. Cinétique de minéralisation de l'azote