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5.15: Fijación de nitrógeno - Biología

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5.15: Fijación de nitrógeno

Norte2 fijación y ciclado en Alnus glutinosa, Betula pendula y Fagus sylvatica bosques expuestos al aire libre CO2 enriquecimiento

Medimos el efecto del CO atmosférico elevado2 en nitrógeno atmosférico (N2) fijación en las especies arbóreas Alnus glutinosa creciendo en monocultivo o en mezcla con el no-N2-fijación de especies de árboles Betula pendula y Fagus sylvatica. Abordamos las hipótesis de que (1) N2 fijación en A. glutinosa aumentará en respuesta al aumento de CO atmosférico2 concentraciones, cuando se cultiva en monocultivo, (2) el impacto de niveles elevados de CO2 en N2 fijación en A. glutinosa es el mismo en mezcla y en monocultivo y (3) los impactos del CO elevado2 sobre el ciclo del N será evidente por una disminución en la hoja δ 15 N y por el factor de enriquecimiento suelo-hoja (EF), y que estos impactos no diferirán entre los rodales mixtos y de una sola especie. Los árboles se cultivaron en una plantación forestal en antiguos campos agrícolas durante cuatro temporadas de crecimiento, después de lo cual los árboles tenían un promedio de 3,8 m de altura y se había producido el cierre del dosel. CO atmosférico2 Las concentraciones se mantuvieron en concentraciones ambientales o elevadas (en 200 ppm) utilizando un CO al aire libre2 sistema de enriquecimiento (FACE). Se midió el δ 15 N de hoja y se usó para estimar la cantidad (Ndfa) y proporción (% Ndfa) de N derivado de la fijación atmosférica. En promedio, el 62% del N en A. glutinosa hojas fue de fijación. Luegodfa y Ndfa por A. glutinosa árboles en monocultivo no aumentaron bajo niveles elevados de CO2, a pesar de las mayores tasas de crecimiento. Sin embargo, N2 la fijación aumentó para los árboles que crecen en mezcla, a pesar de la ausencia de una estimulación significativa del crecimiento. Hubo evidencia de que N fijo2 fue transferido de A. glutinosa para F. sylvatica y B. pendula, pero no hay evidencia de que esto afectó su CO2 respuesta. Los resultados de este estudio muestran que N2 fijación en A. glutinosa puede ser mayor en un futuro CO elevado2 mundo, pero que este efecto solo ocurrirá cuando los árboles crezcan en rodales de especies mixtas.

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BIOGEOQUÍMICA DEL NITRÓGENO EN LA ZONA OLIGOHALINA DE UN ESTUARIO DE NUEVA INGLATERRA.

Abstracto. Investigamos el ciclo del nitrógeno en la zona oligohalina (la región de baja salinidad donde el agua del río entra por primera vez al estuario) del estuario del río Parker en el noreste de Massachusetts. Introdujimos un trazador isotópico ([N.15] - [[NO.sub.3] .sub.-]) durante 27 días en agosto de 1996 para ayudar a determinar cómo el nitrógeno derivado de la cuenca se mueve a través del estuario superior. La cantidad de trazador añadido fue suficiente para enriquecer el nitrato isotópicamente en [tilde] al 100% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] en las proximidades de la adición, pero no influyó de forma apreciable en la concentración de nitrato. Durante las condiciones típicas de bajo caudal de verano, como ocurrió durante el período de adición, esencialmente todo el nitrato fluvial (incluido el trazador de nitrato) fue rápidamente eliminado de la columna de agua por la diatomea planctónica Actinocyclus normanii. La exportación de trazador río abajo fue baja durante el período de adición de isótopos, en parte debido a la baja descarga del río. En cambio, la mayor parte del nitrógeno asimilado originalmente por A. normanii se transfirió a sedimentos en la zona oligohalina. La demanda de nitrógeno por el fitoplancton durante el verano excedió el suministro fluvial en un orden de magnitud. El nitrógeno adicional provino principalmente de la regeneración de nitrógeno bentónico, aunque algunos pueden provenir de las aguas subterráneas. El enfoque del trazador de isótopos de todo el ecosistema aplicado aquí fue un medio poderoso de investigar el destino del nitrógeno derivado de la cuenca en el estuario superior.

Palabras clave: Actinocyclus normanii estuario de diatomeas ecosistema de margen terrestre Massachusetts (EE. UU.) [N. 15] ciclo de nitrógeno zona oligohalina fitoptancton sílice isótopo estable vínculo terrestre-acuático.

Las entradas de nitrógeno a las cuencas hidrográficas en el noreste de los Estados Unidos han aumentado enormemente desde la colonización europea a principios del siglo XVII. Las fuentes primarias del nitrógeno agregado son la deposición atmosférica, los fertilizantes agrícolas y las aguas residuales (Nixon y Pilson 1983, Lee y Olsen 1985, Valiela et al. 1997). Gran parte de este nitrógeno adicional se retiene o desnitrifica en la cuenca, pero una cantidad sustancial ingresa a las aguas subterráneas y los ríos y finalmente se entrega a los estuarios y al océano (Galloway et al. 1995, Howarth et al. 1996).

La influencia de un mayor aporte de nitrógeno puede ser particularmente significativa en los estuarios. Debido a que los nutrientes derivados de las cuencas hidrográficas se transportan y se concentran en estos ecosistemas, los estuarios se encuentran entre los ecosistemas más fertilizados de la tierra (Nixon et al. 1986, Valiela et al. 1997). La productividad en los estuarios a menudo está limitada por el nitrógeno, por lo que un mayor aporte de nitrógeno puede estimular el crecimiento de algas y, a su vez, influir en otros aspectos del funcionamiento del ecosistema (Hopkinson y Vallino 1995). Por ejemplo, la alta carga de nitrógeno asociada con la escorrentía primaveral en la bahía de Chesapeake favorece una floración de fitoplancton, y el reciclaje del nitrógeno retenido en la floración conduce a un retraso máximo de productividad en el verano (Malone et al. 1988, Harding 1994). Aunque el aumento de la producción de algas como resultado de la carga de nitrógeno antropogénico puede tener consecuencias beneficiosas, como una producción elevada de peces (Keller et al. 1990), también puede provocar hipoxia en las aguas del fondo, lo que puede ser devastador para los peces y otra biota (Dauer et al. 1992, Justic et al. 1993, Breitburg et al. 1994, Justic et al. 1995).

Debido a que las interacciones de la hidrología, la geomorfología y la biología complican enormemente el ciclo del nitrógeno en los estuarios, falta una comprensión completa de la biogeoquímica del nitrógeno en los estuarios. Aunque se ha avanzado mucho, las incertidumbres en los detalles del procesamiento de nitrógeno obstaculizan nuestra capacidad para predecir los efectos de una mayor carga de nitrógeno. Estas incertidumbres destacan la necesidad de una mayor investigación de la dinámica del nitrógeno en los ecosistemas costeros y sugieren que pueden ser necesarios nuevos enfoques.

El objetivo de este estudio fue investigar el ciclo del nitrógeno en el estuario superior, o zona oligohalina, del estuario del río Parker en el noreste de Massachusetts (Fig. 1). El estudio consistió en una adición de trazador de [N15] - [[NO3] .sup.-] de todo el ecosistema diseñado para investigar (1) el ciclo biogeoquímico del nitrógeno y (2) las vías tróficas en la parte superior estuario. Este artículo se centra en los aspectos biogeoquímicos del estudio y un artículo complementario enfatiza la estructura de la red alimentaria (Hughes et al. 2000). Nos enfocamos en el estuario superior porque es la región más estrechamente conectada con la cuenca y, por lo tanto, es el primer tramo para procesar los aportes de nitrógeno fluvial. En comparación con los estuarios más mar adentro, la zona oligohalina ha recibido relativamente poca atención (Anderson 1986, Schuchardt et al. 1993). Además de la importancia biogeoquímica de la zona oligohalina como amortiguador o ecotono entre la cuenca y el estuario inferior y el océano, las aguas de baja salinidad del estuario superior son fundamentales para las historias de vida de muchos organismos estuarinos (Odum 1988, Deegan y Garritt 1997). Un mayor estudio del estuario superior permitirá comprender mejor el funcionamiento del estuario en su conjunto y facilitará una gestión eficaz de estas aguas.

El estuario del río Parker (Fig. 1) es parte del sistema de estuarios Plum Island Sound (42 [grados] 44 'N, 70 [grados] 50' W) en el noreste de Massachusetts. La cuenca del estuario del río Parker, 65 [km2] por encima de la presa en la cabecera del estuario, es predominantemente boscosa y tiene un desarrollo residencial moderado. La longitud total del estuario es [tilde] 24 km, con la zona oligohalina ocupando nominalmente los 5 km iniciales. Nuestra definición de zona oligohalina o estuario superior se basa en consideraciones como la distribución de la salinidad y la composición de especies. La salinidad en el estuario superior es generalmente [menos de] 10 (la salinidad se expresa como una proporción [UNESCO 1985], conductividad [tilde] 15 mS / cm) y la biota incluye organismos típicamente de agua dulce, así como especies estuarinas y marinas. La amplitud media de la marea en el estuario superior es [tilde] 2,7 my la excursión de la marea es de 2 a 4 km. El aporte medio anual de agua dulce del río Parker es de 1,2 [m.sup.3] / S, pero durante el verano la descarga es menor (generalmente 0.1-0.5 [m.sup.3] / s).

El estuario superior tiene un único canal principal que serpentea a través de extensas marismas dulces y saladas (Fig. 1). La superficie de los 5 km superiores del cauce del estuario es [tilde] 223 650 [m2] (J. Vallino, comunicación personal). La vegetación de los pantanos se compone principalmente de espadaña (Typha latifolia) y juncos (Scirpus americana y Carex sp.), Con pasto de marisma (Spartina alterniflora) a lo largo de las orillas de los arroyos. La producción primaria en el canal es predominantemente por fitoplancton, con la diatomea pelágica Actinocyclus normanii dominando la producción primaria durante las floraciones de verano, y secundariamente por microfitobentos. Los zooplancton más abundantes son Eurytemora affinis y Acartia tonsa, y los peces comunes incluyen mummichog (Fundulus heteroclitus), chupa blanca (Catostomus commersoni), perca blanca (Morone americana) y pejerrey del Atlántico (Menidia menidia). Una descripción más completa de la biota de la zona oligohalina del estuario del río Parker se encuentra en Hughes et al. (2000) y Deegan y Garritt (1997).

Un primer intento del experimento comenzó el 10 de julio de 1996, pero fue abortado después de 4 días debido a una gran tormenta. La adición exitosa de [N.sup.15] - [[NO.sub.3] .sup.-] comenzó el 6 de agosto de 1996 y continuó hasta el 1 de septiembre de 1996. El isótopo se agregó de forma continua mediante una bomba peristáltica, excepto una tilde 24 -h interrupción (26-27 de agosto) por avería de la bomba. El trazador isotópico estaba en forma de [KNO3] enriquecido con [N15] y se añadió a una velocidad de 4,8 g [N 15] / d (128 g [N 15] / d. 15] en total). Se añadió rodamina WT, un colorante fluorescente, con el isótopo para permitir la comparación del comportamiento de solutos relativamente conservadores (rodamina) y reactivos (nitrato). La solución de rodamina / isótopo se agregó 2 km hacia el mar desde una pequeña presa que define la cabecera del estuario (Fig. 1). El volumen de agua en el que se añadió el isótopo, es decir, el "prisma de marea" en el sitio de adición del isótopo, es [tilde] 130 000 [m3]. El muestreo comenzó antes de la adición de isótopos para establecer las reservas de nitrógeno de referencia y los valores isotópicos y continuó durante [tilde] 1 mes después de la terminación de la adición de [N15].

Las entradas del río al estuario superior se determinaron utilizando datos del Servicio Geológico de los Estados Unidos (USGS) de una estación de medición en el río Parker [tilde] 2 km aguas arriba de la cabecera del estuario (número de estación del USGS 01101000). Contabilizamos las entradas de la porción no calibrada de la cuenca entre la presa y el medidor asumiendo una relación constante de área a escorrentía. Se evaluaron las entradas de nitrato, amonio y sílice al estuario superior mediante muestreos periódicos del agua del río que fluye sobre la presa. Cuando no se midieron simultáneamente las concentraciones de amonio y nitrato, se calculó el flujo de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN) interpolando las concentraciones de amonio entre muestras consecutivas o asumiendo que la concentración de amonio era constante en 1,2 [micro] mol / L después del 19 de septiembre.

Procedimientos de muestreo y análisis

Se tomaron muestras de los componentes de la columna de agua a intervalos de 1 km a lo largo de un transecto longitudinal de 10 km que comienza en la cabecera del estuario. Las ubicaciones de las muestras se designan por distancia en kilómetros a lo largo del curso del río, comenzando justo debajo de la presa (0 km) y aumentando en la dirección del estuario descendente. Durante el período de 2 meses del estudio, se realizaron 15 transectos de muestreo. Se recolectaron muestras para concentraciones de nutrientes, concentraciones de nitrógeno orgánico particulado (PON) y enriquecimiento isotópico, y clorofila a (chla) en cada estación de muestreo, mientras que otros tipos de muestras (fitoplancton, [N.sup.15] - [[NO.sub .3] .sup.-], y [Nsup.15] - [[NH.sub.4] .sup. +] Se recolectaron con menos frecuencia. Además de estas muestras, la temperatura y conductividad, y periódicamente la concentración de rodamina , se registraron en cada estación de muestreo El tiempo de residencia hidrológica en los 5 km superiores del estuario se calculó a partir de la descarga del río (Vallino y Hopkinson 1998).

El oxígeno disuelto (OD), la profundidad, la conductividad y la temperatura se midieron y registraron a intervalos de 15 minutos en el sitio de adición de isótopos utilizando un registrador de datos / muestreador automático ISCO / YSI. Estas variables se registraron durante el período de 2 meses del estudio, a excepción de un período de 19 horas del 2 al 3 de agosto y un período de 4 días del 23 al 27 de agosto, cuando el registro de datos falló.

Las muestras de agua de los transectos se recolectaron utilizando una bomba peristáltica a batería equipada con un filtro GF / F en línea. Las muestras se almacenaron en hielo hasta que se devolvieron al laboratorio. La clorofila y la PON se recogieron en filtros de fibra de vidrio (Whatman GF / F, 47 y 25 mm de diámetro, respectivamente). El fitoplancton se recogió remolcando una red (25 cm de diámetro, abertura de malla de 20 [micro] m) durante 2 minutos detrás de un bote pequeño.

Los nutrientes se analizaron en un laboratorio temporal en Governor Dummer Academy, Byfield, Massachusetts, a 1 km del sitio del estudio. Todas las muestras de nutrientes se analizaron en busca de nitratos y las muestras seleccionadas también se analizaron en busca de amonio, DON y sílice. El nitrato se analizó mediante detección por quimioluminiscencia después de reducir el nitrato a NO utilizando cloruro de vanadio (Garside 1982, Braman y Hendrix 1989). El amonio se midió manualmente (Solorzano 1969), el DON se determinó después de la oxidación UV (Walsh 1989) y la chla se analizó colorimétricamente (Strickland y Parsons 1972). La sílice disuelta se analizó en el Laboratorio Ambiental Horn Point de la Universidad de Maryland, utilizando el método del azul de molibdato (Strickland y Parsons 1972) modificado para su uso con un autoanalizador. La concentración de PON se calculó mediante la determinación espectrométrica de masas del contenido de nitrógeno en filtros GFIF.

Las composiciones isotópicas de nitrógeno de amonio y nitrato se midieron usando modificaciones del procedimiento de difusión de amoníaco (Sigman et al. 1997, Holmes et al. 1998). Para estimar la composición isotópica de DON, medimos el [delta] [N15] -TDN y calculamos el [delta] [N15] -DON usando valores medidos (ver el párrafo siguiente) y concentraciones de nitrato y amonio . La composición isotópica de PON se determinó mediante la combustión de todo el filtro de 25 mm. El fitoplancton se separó de los detritos antes del análisis isotópico usando una combinación de procedimientos que incluyen filtración diferencial, centrifugación y eliminación manual de detritos.

Las composiciones isotópicas de nitrógeno se midieron en el Laboratorio de Isótopos Estables del Laboratorio de Biología Marina. Las composiciones isotópicas se expresan en notación estándar delta, donde delta [N15] = [([R.SA] / [RST]) - 1] X [10sup. 3], R = [N 15] / [N 14], y los resultados se expresan como% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] desviación de la muestra (SA) del estándar (ST), [ N2] en el aire atmosférico ([delta] [[N.sup.15] .sub.AIR] = 0% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII]). En este artículo, los valores de delta se han estandarizado restando el valor de abundancia natural de delta [N15] de muestras similares recolectadas antes de la adición de isótopos, a menos que se indique lo contrario. Por lo tanto, los valores estandarizados ([delta] [[N.sup.15] .sub.t], con la "t" subindicada que se refiere a "trazador") reflejan el contenido del trazador.

Para evaluar el destino del trazador agregado, estimamos las existencias en pie de trazador-nitrógeno en los 5 km superiores del estuario para los componentes principales del ecosistema que se enriquecieron en [N.sup.15]. Se hicieron estimaciones para nitrato, PON, zooplancton, peces (alewife, chupa blanca, mummichog), langostinos, consumidores bentónicos (clase agrupada que incluye cangrejos de barro, anfípodos, oligoquetos, poliquetos, ostrácodos y otros organismos bentónicos) y sedimentos bentónicos. Las estimaciones del enriquecimiento isotópico de la biota se realizaron durante el período de máximo enriquecimiento y son promedios de alcance (0-5 kin). El enriquecimiento del trazador en sedimentos se estimó a partir de raspaduras de sedimentos superficiales y enriquecimiento isotópico de núcleos de sedimentos. Se obtuvieron muestras de sedimento superficial raspando los 2-3 mm superiores de sedimento de 50-100 [cm2] de bancos de lodo intermareales o muestras puntuales submareales, utilizando una espátula. Se obtuvieron raspados de sedimentos antes y al final de la adición del trazador.

La reserva permanente de nitrógeno trazador en PON se examinó en detalle para ayudarnos a discernir el destino del trazador una vez asimilado por el fitoplancton. Usamos el enriquecimiento isotópico de PON como un proxy para el fitoplancton (usando funciones de escala apropiadas) porque nuestro conjunto de datos para [[N.sup.15] .sub.t] -PON es mucho más extenso que para [[N.sup. 15] .t] -fitoplancton. La comparación del stock permanente de trazador N en PON con la cantidad acumulada de trazador que ha entrado en PON nos permite calcular, por balance de masa, la tasa de pérdida de [[N15] .t] -PON de el plancton.

Para estimar el flujo advectivo del trazador río abajo, calculamos la concentración media y [[N15] .t] de los diversos componentes de la columna de agua en el límite del alcance (5 km), y multiplicamos el producto de estos valores por caudal fluvial. Duplicamos el flujo advectivo para estimar el flujo total (advectivo más dispersivo). En general, este protocolo sobreestima un poco el transporte estuarino de trazador, ya que en descargas fluviales superiores a 0,1 [m.sup.3] / s, el flujo advectivo excede el flujo dispersivo en la ubicación de 5 km del estuario superior (J. Vallino, comunicación personal).

La descarga del río Parker de agua dulce varió de [menos de] 0,1 [m.sup.3] / sa [más de] 2,5 [m.sup.3] / s del 1 de agosto al 1 de octubre de 1996 (Fig. 2A). En el transcurso de la adición de isótopos (6 de agosto a 1 de septiembre), la descarga del río disminuyó gradualmente de 0,26 a 0,03 [m.sup.3] / s. La concentración de nitrato en el río Parker de agua dulce se relacionó inversamente con la descarga del río y osciló entre [tilde] 4 a 16 [micro] mol / L, mientras que la concentración de amonio fue siempre [menos de] 4 [micro] mol / L (Fig. 2B) . Un conjunto de datos multianual más extenso recopilado como parte del proyecto de Investigación del Ecosistema del Margen Terrestre Parker River / Plum Island Sound (LMER, ahora LTER) [5] también encontró que el amonio es consistentemente [menos de] 4 [micro] mol / L. El flujo DIN fluvial durante el período de 2 meses osciló entre 86 y 1262 mol / d (Fig. 2C). Las concentraciones de sílice disuelta en el agua del río durante el verano de 1996 oscilaron entre 107 y 196 [micro] mol / L (n = 4, media = 129,5 [micro] mol / L). Suponiendo una concentración media de DIN de 13,9 [micro] mol / L, la relación media de Si: DIN en agua de río fue de 9,3: 1.

Tiempo de residencia, profundidad, conductividad y oxígeno disuelto en el sitio de adición del trazador

El tiempo de residencia hidrológica en el estuario superior varió entre 1 y 16 d durante el período de 2 meses del estudio, y promedió [tilde] 12 d durante el período de adición de isótopos (Fig. 3A). El tiempo de residencia hidrológica alcanzó su punto máximo a fines de agosto, cuando la descarga del río fue más baja, pero se redujo rápidamente a 1 d después de una tormenta a mediados de septiembre.

El registro de la profundidad de la columna de agua muestra que las inundaciones de los pantanos fueron poco frecuentes durante el período de adición de isótopos (Fig. 3B). La profundidad de la columna de agua también ilustra la asimetría de las mareas en el estuario superior, tanto en términos de altura como en el momento de las mareas. Las mareas consecutivas variaron en altura, a menudo hasta 20-30 cm. Desde el 1 de agosto hasta el 1 de septiembre de 1996, el tiempo medio de marea alta a baja fue de 6 h, 52 min, mientras que las mareas de crecida promediaron 5 h, 33 min. Durante este mismo período de tiempo, la amplitud de marea media fue de 2,68 m, el rango de 2,08-3,13 m. La pequeña amplitud de la marea de 2,08 m el 18 de septiembre se asoció con una gran tormenta (Fig. 3B).

La descarga del río y la etapa y amplitud de la marea controlan el contenido de sal (conductividad eléctrica) del agua en el sitio de adición de isótopos (Fig. 3C). Durante la mayor parte de agosto, el agua presente en el sitio de adición de isótopos durante la marea baja fue esencialmente agua dulce, mientras que la conductividad durante la marea alta fue más variable. A principios de agosto, la conductividad de la marea alta alcanzó [tilde] 10 mS / cm, pero descendió durante los siguientes días a medida que disminuían las amplitudes de las mareas y se transportaba menos agua del océano en dirección ascendente al estuario. A finales de agosto, la combinación de grandes mareas y bajas aportaciones de agua dulce (tiempo de residencia hidrológico prolongado) condujo a la conductividad más alta del período de estudio, [tilde] 22 mS / cm (casi 50% de agua de mar). Una pequeña tormenta en la primera semana de septiembre acortó un poco el tiempo de residencia y expulsó algo de sal del estuario superior, y la gran tormenta del 18 de septiembre reemplazó casi por completo la masa de agua del estuario superior con agua dulce.

La concentración de oxígeno disuelto en el agua en el sitio de adición de isótopos varió de [tilde] 4 a 11 mg / L (Fig. 3D). Durante la mayor parte del período de la adición de [N15], hubo un solo pico grande de OD cada tarde, correspondiente al período de máxima producción de oxígeno fotosintético. Sin embargo, del 1 al 4 de agosto, del 27 de agosto al [tilde] el 7 de septiembre y del 18 de septiembre hasta el final del estudio, las oscilaciones de OD diel fueron muy atenuadas y en lugar de un máximo grande a media tarde, hubo dos picos de OD más pequeños cada día. Estos picos eran independientes de la hora del día, pero en cambio estaban asociados con mareas bajas. Las variaciones reducidas de OD diel a principios de agosto y finales de septiembre se asociaron con tiempos de residencia hidrológica en el estuario superior de [menos de] 6 d. Desde finales de agosto hasta principios de septiembre, los cambios atenuados de OD diel se correlacionaron con las inundaciones de los pantanos y la densa capa de nubes del huracán Eduardo.

Distribuciones espaciales de nutrientes, clorofila y PON en el estuario superior

Las muestras de transectos se resumen utilizando datos de cuatro períodos representativos: pre-adición (30 de julio al 4 de agosto), media-adición (13 de agosto), adición tardía (1 de septiembre) y post-adición (12 de septiembre). El nitrato generalmente ingresó al estuario en concentraciones de 5-15 [micro] mol / L pero disminuyó a [menos de] 1 [micro] mol / L en los primeros kilómetros del estuario (Fig. 4). Más abajo del estuario, generalmente a 5-7 km de la presa, la concentración de nitrato con frecuencia aumentó a 3-5 [micro] mol / L, como es evidente el 13 de agosto y el 12 de septiembre. En el transcurso del experimento, la concentración de nitrato en el sitio de adición de isótopos fue [menos de] 1 [micro] mol / L (Fig. 5). La concentración de amonio fue generalmente [menos de] 2 [micro] mol / L en los pocos kilómetros superiores del estuario, pero aumentó en el estuario inferior (Fig. 4). Los datos de amonio no están disponibles para el 1 y el 12 de septiembre, pero los datos de cuatro transectos adicionales tomados durante la adición muestran un patrón similar al observado el 13 de agosto.

La concentración de PON fue generalmente más alta (máximo [tilde] 50 [micro] mol / L en el extremo superior del estuario, y espacial y temporalmente siguió de cerca a la Chla (Fig. 4). La clorofila a generalmente alcanzó un máximo de 20-100 [micro] g / L y se redujo a [tilde] 5 [micro] g / L en el extremo aguas abajo del tramo de estudio (Fig. 4).

Composición isotópica de nitrato, amonio, PON y fitoplancton

El enriquecimiento sustancial del trazador se midió en nitrato pero no en amonio. Los niveles de abundancia natural eran similares para el amonio y el nitrato antes de la adición experimental [delta] [N15] - [[NO.sub.3] .sup.-] variaban de 0.4 a 4.4% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] (26 de julio, n = 3 muestras) y [delta] [N15] - [NH4] .sup. +] Oscilaron entre -1,4% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] a 2,1 % [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] (4 de agosto, n = 3 muestras). Para evitar tomar una muestra "sin mezclar" de la solución de isótopo / rodamina cerca del punto de adición del trazador, las muestras recolectadas a 2 km siempre se recolectaron en el lado "corriente arriba" del punto de adición del trazador. En consecuencia, no observamos valores de [delta] [N15] .t] - [NO3] .sup.-] extremadamente altos en la estación de 2 km como podría esperarse si hubiéramos muestreado inmediatamente corriente abajo del gotero. Durante las mareas menguantes (6 y 19 de agosto), se observó una alta concentración de [[N.sup.15] .sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] en la estación de muestreo inmediatamente hacia el mar del isótopo sitio de adición (Fig. 6A). Además, el enriquecimiento de trazador de bajo nivel de [tilde] 6% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] se encontró en la estación de muestreo más alta el 19 de agosto. Durante la marea alta del 13 de agosto, solo pudimos analizar el contenido isotópico de nitrato en muestras situadas al mar del sitio de adición de isótopos porque las muestras restantes tenían concentraciones de nitrato demasiado bajas para el análisis, y ninguna de esas muestras que pudimos analizar tenía un enriquecimiento sustancial de [[N.sup.15] .sub.sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-]. Para la marea alta del 21 de agosto, [[N.sup.15] .sub.sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] se enriqueció en los tres lugares donde las concentraciones de nitrato eran suficientes para el análisis. Las muestras de [N15] - [[NH4]. 9.5% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] a los 5 km y permaneció elevado en los 5 km inferiores del sitio de estudio (Fig. 6B). Sin embargo, no estamos seguros de si este enriquecimiento refleja nuestra adición de trazador o si los procesos naturales como el fraccionamiento durante la nitrificación son los responsables.

La abundancia natural de [delta] [N.sup.15] -PON antes de la adición del trazador (muestras recolectadas el 4 de agosto) disminuyó de 5.4% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] en la cabecera del estuario a 2.3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] a 10 km por debajo de la presa. Para determinar el enriquecimiento debido al trazador ([delta] [[N.sup.15] .sub.t] -PON), asumimos una abundancia natural de 2.3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] para [delta] [N. sup.15] -PON. Esto puede llevar a una sobreestimación de [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] del 2-3% de [delta] [[N.sup.15] .sub.t] -PON en la cabecera del estuario, pero esto no afectará los resultados y conclusiones en gran medida dada la etiqueta relativamente grande en PON.

El [[N.sup.15] .sub.sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] añadido se incorporó rápidamente en PON (Fig. 7). A las 10 h del inicio de la adición, [delta] [[N.sup.15] .sub.t] -PON había alcanzado el 11% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] y aumentó al 19% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] después de otras 10 h. Dentro de las 54 h del inicio de la adición, delta [[N.sup.15] .sub.t] -PON alcanzó un valor pico de 61% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII]. En general, durante las siguientes tres semanas, [delta] [[N.sup.15] .sub.t] -PON fue [mayor que] 30% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] en los 3-4 km superiores de el estuario y descendió por debajo del 15% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] enriquecimiento en 5 km. Después de la terminación de la adición de trazador el 1 de septiembre, el [delta] [[N15] .t] -PON disminuyó rápidamente, aunque fue evidente cierto enriquecimiento en el estuario superior hasta al menos el 20 de septiembre.

Nuestro conjunto más extenso de muestras de transectos se recopiló el 19 de agosto de 1996, y presentamos estos datos para facilitar la comparación entre las diversas muestras que se recolectaron simultáneamente. El muestreo comenzó en la estación de 10 km durante la última hora de la marea de inundación y se completó [tilde] 2 h en la marea menguante. La temperatura del agua fue relativamente constante ([tilde] 25 [grados] C) en todo el tramo, pero la conductividad varió desde la del agua dulce en la ubicación de muestreo más alta hasta [tilde] 75% de contenido de agua de mar a 10 km (Fig. 8A). Una floración (predominantemente A. normanii) estuvo presente en el estuario superior y la chla alcanzó un pico de [tilde] 30 [micro] g / L en el lugar de muestreo de 1 km (Fig. 8B). La sílice disuelta entró en el estuario a 196 [micro] mol / L. pero su concentración bajó a [menos de] 2 [micro] mol / L en el primer kilómetro del estuario, correspondiendo la ubicación del mínimo de sílice al máximo de chla. La mayor parte del nitrógeno total en el estuario superior fue DON, siendo PON generalmente la segunda forma más abundante (Fig. 8C). La concentración total de nitrógeno (PON, DON, DIN) disminuyó de [tilde] 70 [micro] mol / L en el río Parker de agua dulce a [menos de] 25 [micro] mol / L a 10 km. Las concentraciones de nitrógeno inorgánico fueron muy bajas en las cercanías de la floración de fitoplancton, pero aumentaron en las estaciones de 5 a 10 km.

Fueron aparentes tres patrones espaciales de enriquecimiento de trazadores, ejemplificados por (1) nitrato, (2) fitoplancton y PON, y (3) amonio (Fig. 8). La distribución de rodamina demuestra cómo se distribuiría [delta] [[N15] .t] - [[NO.sub.3] .sup.-] si no se produjera captación biológica o regeneración. [delta] [[N.sup.15] .sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] mostró un pico agudo en la ubicación de muestreo de 3 km, pero relativamente poco o ningún enriquecimiento en otros lugares (Fig. .8D). La comparación con la rodamina indica que [[N.sup.15] .sub.sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] no se comportó de manera conservadora (Fig. 8D) una conclusión similar está indicada por la rápida disminución en concentración de nitratos en el kilómetro más alto de la ría (Fig. 8C). El enriquecimiento del trazador tanto de fitoplancton como de PON alcanzó su punto máximo a 1 km y disminuyó rápidamente tanto en dirección ascendente como descendente del estuario (Fig. 8E). El 19 de agosto, las muestras de fitoplancton purificado alcanzaron un enriquecimiento de marcador máximo de [tilde] un 43% mayor que el de PON. El amonio muestra poco o ningún enriquecimiento en los 4 km superiores del estuario, aunque puede haber habido algún enriquecimiento en los tramos inferiores del estuario (Fig. 8D). [delta] [N.15] -TDN alcanzó el 11,2% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] a 3 km (datos no mostrados), pero el cálculo de [delta] [[N.sup.15] .sub. t] -DON que representa los valores y concentraciones de delta de amonio y nitrato mostró que el [delta] [[N15] .t] -DON era [menos de] 3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII].

Al final del período de adición de isótopos, la mayor parte del marcador estaba presente en sedimentos oligohalinos (Tabla 1, Fig. 9). La mayor reserva de trazador en la columna de agua fue PON, y la reserva de trazador en pie en los consumidores bentónicos fue aproximadamente la misma que la contenida en PON. El zoológico-plancton, los camarones y los peces fueron relativamente poco importantes con respecto al almacenamiento del marcador.

Durante el período de adición de isótopos, la concentración de PON fue generalmente de 20-30 [micro] mol / L (Fig. 10A) y el promedio de alcance promedio de [delta] [[N15]. primeros 2 d de la adición) fue 29,3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] (Fig. 10B). A modo de comparación, el delta [[N15] .t] - fitoplancton promedio de alcance fue 49,3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII]. En todas las fechas de muestreo, excepto una, la masa de trazador en PON fue menor o igual a la cantidad de [[N.15] .t] - [[NO.sub.3] .sup.-] agregado cada día (Fig. 10C). La excepción fue el 8 de agosto, cuando la masa del marcador en PON alcanzó [más de] 9 g. Excepto durante los primeros días de la adición, sólo una pequeña fracción de la masa acumulada de trazador [N15] que se había añadido estaba presente en PON (Fig. 10D). La exportación de [[N.sup.15] .sub.t] -PON río abajo fue de [menos de] 6 g durante el período de adición de isótopos, lo que sugiere que PON sedimentó rápidamente en el estuario superior.

La adición experimental de [N.sup.15] - [[NO.sub.3] .sub.-] al estuario del río Parker produjo varios nuevos conocimientos sobre el funcionamiento del ecosistema. Primero, pudimos demostrar que la mayoría del nitrato fluvial que ingresa al estuario fue procesado inicialmente por las diatomeas planctónicas (principalmente Actinocyclus normanii) que forman la base de la red alimentaria productiva de oligohalinas. Además, la magnitud y distribución espacial del nitrato enriquecido isotópicamente demostró que la renovación del nitrato era muy rápida, incluso después de que el nitrato fluvial se había extraído inicialmente. La demanda de nitrógeno por parte del fitoplancton superó en gran medida la oferta fluvial y los flujos de nitrógeno bentónico constituyeron la mayor parte de la diferencia. Sin la evidencia que se detalla a continuación de que el nitrógeno adicional no se enriqueció isotópicamente, habríamos sobrestimado la importancia del reciclaje en la columna de agua. También pudimos investigar el origen del nitrógeno exportado desde el estuario superior como DIN, DON y PON. Aunque la mayor parte del nitrato fluvial (y el trazador de la tasa de nitrato) se retuvo en el estuario superior durante el verano, la mayor parte del trazador que se exportó fue en forma de PON. El experimento de adición de isótopos nos ayudó a evaluar qué compartimentos en el estuario superior eran más importantes para almacenar nitrato-N fluvial, y los sedimentos bentónicos eran la zona de almacenamiento principal. Finalmente, nuestra comprensión de la estructura trófica del ecosistema avanzó enormemente siguiendo el trazador a través de la red trófica (Hughes et al. 2000).

Procesamiento inicial del trazador

Aunque el nitrato fluvial podría seguir numerosos caminos a través del ecosistema estuarino, su destino inicial y el del trazador [N15] en condiciones típicas de bajo caudal de verano en el estuario superior del río Parker fue asimilación por el fitoplancton. Otras vías, incluida la asimilación por diatomeas bentónicas, macroalgas, bacterias y vegetación de marisma, y ​​la pérdida por desnitrificación y exportación a los tramos inferiores del estuario, fueron relativamente menores durante la escala de tiempo de este experimento.

El enriquecimiento isotópico de fitoplancton (Fig. 4) y PON a granel (Fig. 7) indica que las diatomeas pelágicas incorporaron rápidamente el trazador de nitrato. Tres días después de la adición de isótopos, pudimos dar cuenta de [tilde] el 75% del trazador agregado en PON (Fig. 10D). Por el contrario, otros conjuntos medidos tuvieron una acumulación de trazador insignificante poco después de que comenzara la adición del trazador. Dado que el tiempo de rotación de las diatomeas fue [tilde] 1 d, al tercer día de la adición, el fitoplancton ya habría perdido una cantidad sustancial de trazador. Por tanto, incluso más del 75% del trazador [N15] - [[NO3] .sup.-] debe haber sido asimilado inicialmente por el fitoplancton.

La rápida disminución de la concentración de sílice (Fig. 8B) indica una gran demanda de sílice (la disminución media de la concentración de sílice en el 1 km superior del estuario fue de 182 [micro] mol / L el 19 y 27 de agosto). Usando la conductividad para evaluar la mezcla entre el agua del río y del océano, encontramos que solo [tilde] 10-20 [micro] mol / L de la disminución se debe a la mezcla con agua del océano con bajo contenido de sílice. Dado que la concentración de DIN en el río Parker de agua dulce era [tilde] 16 [micro] mol / L cuando se recolectaron las muestras de sílice, y asumiendo que las diatomeas tienen una relación molar Si: N de 1: 1 (Redfield et al. 1963), en Las diatomeas requirieron al menos 146 [micro] mol / LN además de las entradas de DIN fluviales para tener en cuenta el agotamiento de sílice observado. Por lo tanto, sólo [tilde] el 10% de la demanda de nitrógeno planctónico se habría satisfecho mediante la utilización directa de aportaciones DIN fluviales.

La evaluación estequiométrica de la demanda de nitrógeno por el fitoplancton, basada en la concentración de chla, también indica una demanda de DIN muy superior a la del río. Durante la adición de isótopos, la concentración media de chla en el agua que pasa por el sitio de adición con cada marea fue de 34,8 [micro] g / L. Suponiendo un tiempo de renovación del nitrógeno en el fitoplancton de 1 d (Eppley 1972), una relación de masa de C a chla de 50: 1 (Antia et al. 1963, Eppley 1972) y una relación molar de C: N en el fitoplancton de 7: 1 (Redfield 1958), la demanda de nitrógeno por el fitoplancton en el volumen corriente de 130 000 [m3] fue de 2693 mol / d. El flujo medio de DIN sobre la presa durante la adición de isótopos fue de 240 mol / d (Fig. 2C), lo que sugiere que sólo [tilde] 9% de la demanda de fitoplancton N se cumplió mediante la absorción directa de DIN derivado de la cuenca.

Una estimación final de la demanda de DIN por fitoplancton se basa en GPP. Durante la floración de A. normanii en el estuario superior, GPP promedia [tilde] 2 g C [m.sup.-2] * [d.sup.-1] (J. Vallino, comunicación personal). Si asumimos que la producción primaria neta (NPP) fue la mitad del GPP (Peterson 1980) y la relación molar C: N en el fitoplancton fue 7: 1, calculamos que la demanda de DIN por fitoplancton es 2282 mol / d solo [tilde] 10% de los cuales podría cumplirse mediante la utilización directa de DIN fluvial.

Aunque las estimaciones anteriores indican que la captación directa de entradas de DIN fluviales satisface solo [tilde] el 10% de la demanda de nitrógeno por el fitoplancton, las entradas de DIN fluviales durante el verano podrían ser suficientes para satisfacer las demandas de fitoplancton si el N de diatomeas se reciclara rápidamente en la columna de agua independientemente de la sílice. Si las pruebas de silicio de las diatomeas se disolvieran solo lentamente mientras que el nitrógeno se reciclaba rápidamente, la concentración de sílice podría reducirse en mayor medida de lo que sería posible si el nitrógeno y la sílice circularan a la misma velocidad (Schelske y Stoermer 1971, Schelske et al. 1983 , Doering y col. 1989, Conley y col. 1993). Muchos de estos ciclos podrían completarse dentro del tiempo de residencia típico de las diatomeas en el estuario superior, y la sílice podría agotarse mediante el rápido reciclaje de DIN fluvial. Sin el trazador isotópico, habría sido difícil refutar esta hipótesis. Sin embargo, si esta hipótesis fuera cierta, predeciríamos que el enriquecimiento isotópico de amonio y / o nitrato imitaría de cerca el enriquecimiento de fitoplancton, cualquier DIN presente en las proximidades de la floración de diatomeas se habría reciclado de las diatomeas enriquecidas con isótopos. Los datos de isótopos no apoyan esta hipótesis (Figuras 5 y 8D, E). En cambio, el amonio mostró poco o ningún enriquecimiento en el estuario superior, y el nitrato se enriqueció sustancialmente solo en los lugares de muestreo que habían pasado recientemente por el sitio de adición de isótopos.El pico agudo en [delta] [[N.sup.15] .sub.sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] indica que el nitrato se asimilaba muy rápidamente y que el nitrato que se reabastecía no era enriquecido isotópicamente. Por lo tanto, el reciclaje rápido de diatomeas-N y la disolución más lenta de las pruebas de sílice no explican el gran agotamiento de la sílice. En cambio, la diatomea-N junto con el trazador-N deben haberse eliminado de la columna de agua de manera rápida y eficiente.

Otra indicación de que las diatomeas planctónicas fueron los principales contribuyentes al metabolismo de todo el ecosistema y la absorción de nitrógeno en el estuario superior es el registro de la concentración de oxígeno disuelto en el sitio de adición de isótopos, que parece estar relacionado con la abundancia de fitoplancton. Cuando el nivel de chla fue alto después del 5 de agosto, la variación del DO diel fue pronunciada (Fig. 3D). En contraste, antes del 4 de agosto y después del 18 de septiembre, las concentraciones de chla en el estuario superior eran bajas ([menos de] 10 [micro] g / L) y la variación diel en el OD estaba muy atenuada. Además, cuando la floración de diatomeas se eliminó del estuario superior a principios del verano durante un evento de alta descarga, las oscilaciones de OD diel y el agotamiento de nitratos en el estuario superior también se redujeron considerablemente (R. M. Holmes, datos no publicados).

Incluso con la aparente correlación entre la abundancia de fitoplancton y el OD en la columna de agua, es posible que los productores primarios distintos del fitoplancton desempeñaran un papel importante en el metabolismo de todo el sistema y la captación de DIN. Por ejemplo, las diatomeas bentónicas estaban presentes en los bancos de lodo intermareales. Sin embargo, el enriquecimiento isotópico de las diatomeas bentónicas se retrasó 2 semanas con respecto al fitoplancton (Hughes et al. 2000). Dada esta demora sustancial, no pudieron haber sido importantes en la eliminación inicial del trazador [N.sup.15] - [[NO.sub.3] .sup.-] de la columna de agua y en su lugar probablemente adquirieron su etiqueta después remineralización de materia orgánica depositada, enriquecida, liberada [[N15] .t] - [[NH4] .sup. +] en las aguas superficiales de los sedimentos. Esta conclusión es consistente con la absorción casi completa del marcador por PON (fitoplancton) en la columna de agua. Se pueden descartar otros productores primarios en el ecosistema porque no estuvieron presentes en cantidades significativas (por ejemplo, macroalgas) o no estuvieron expuestos al isótopo hasta que el pantano se inundó al final del experimento (por ejemplo, Typha).

Los procesos restantes que podrían explicar el rápido agotamiento del nitrato fluvial son la desnitrificación y la asimilación microbiana. La desnitrificación elimina una parte sustancial del nitrógeno entrante en muchos estuarios (Seitzinger 1988), y el porcentaje eliminado está relacionado con el tiempo de residencia hidrológica (Nixon et al. 1996). Sin embargo, dos factores argumentan en contra de que la desnitrificación sea responsable del rápido agotamiento inicial del nitrato derivado de la cuenca en el estuario superior del río Parker. Primero, la concentración de nitrato en la columna de agua suprayacente es generalmente baja, por lo que el flujo difusivo de nitrato hacia los sedimentos anóxicos, el lugar probable de desnitrificación, también es bajo. En segundo lugar, el área pequeña y el corto tiempo sobre el que está presente [[N.sup.15] .sub.t] - [[NO.sub3] .sup.-] enriquecido en la columna de agua limita el período de contacto entre [ [N.sup.15] .sub.t] - [[NO.sub.3] .sup.-] y sedimentos. Estos argumentos son consistentes con la absorción observada de la mayor parte del marcador por parte del fitoplancton durante los primeros días de la adición. Por lo tanto, llegamos a la conclusión de que la eliminación directa de nitrato de la columna de agua y nitrato trazador a través de la desnitrificación del sedimento fue pequeña. Aunque no es relevante para la eliminación inicial de [[N.sup.15] .sub.t] - [[NO.sub.3] .sup.-], todavía es posible que el destino final de gran parte de la etiqueta fuera desnitrificación, posterior a la asimilación por el fitoplancton, sedimentación, remineralización y nitrificación.

El enriquecimiento máximo del marcador observado en bacterias planctónicas fue [tilde] 15% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] (M. Hullar y D. Pakulski, comunicación personal), mucho menos que para el fitoplancton. Basándonos en estimaciones de la producción bacteriana en el estuario del río Parker (Wright et al. 1987), calculamos que la absorción de nitrato por las bacterias fue [menos del] 5% de la absorción por el fitoplancton. Por lo tanto, las bacterias no fueron un sumidero importante para el trazador de nitratos.

Control de la floración del fitoplancton

En el estuario superior del río Parker, la estrecha relación entre la descarga del río y el tiempo de residencia hidrológica destaca la importancia general de la hidrología en el control de la dinámica del fitoplancton en la zona oligohalina. Durante el período de 2 meses del estudio, la influencia de la descarga de los ríos en el fitoplancton queda claramente ilustrada por la tormenta del 18 de septiembre. Antes de la tormenta, la descarga del río era baja ([menos de] 0,25 [m.sup.3] / s) y el tiempo de residencia hidrológica en el estuario superior excedía los 10 d. El tiempo de duplicación para las diatomeas planctónicas es típicamente de 1 a 2 días (Eppley 1972), por lo que hubo tiempo suficiente para que las diatomeas completaran varias generaciones durante su tiempo de residencia en la zona oligohalina, que es consistente con la presencia observada del máximo de clorofila. La tormenta de mediados de septiembre, sin embargo, aumentó la descarga del río a [tilde] 2,5 [m.sup.3] / sy el tiempo de residencia hidrológica disminuyó a [menos de] 2 d (Figs. 2A y 3A). El registro de OD (Fig. 3D), y las concentraciones de nitrato y clorofila en el estuario superior el 20 de septiembre (datos no mostrados), indican que la floración de diatomeas fue arrastrada por el estuario. Datos adicionales de principios de verano sugieren que la floración de diatomeas solo se desarrolló cuando las entradas de agua dulce fueron inferiores a [tilde] 0,5 [m.sup.3] / s, lo que se traduce en un tiempo de residencia hidrológica de [mayor o igual a] 5 D. Los datos de descarga a largo plazo muestran que estas condiciones se cumplen [tilde] 150 días al año, aproximadamente a mediados de junio hasta octubre. Por lo tanto, en promedio, la formación de flores es factible durante el verano y principios del otoño, pero no en otras estaciones, y por lo tanto, no se espera que el fitoplancton en el estuario superior transforme el nitrato fluvial durante la temporada de escorrentía de primavera.

¿Qué limita la floración de diatomeas cuando el tiempo de residencia hidrológica en el estuario superior excede los 5 d? Las posibilidades incluyen control biótico por herbívoros, limitación de luz, limitación de nutrientes y sedimentación de células en sedimentos bentónicos. La posibilidad más probable parece ser la limitación de nutrientes, ya sea por nitrógeno o sílice. La limitación de fósforo del crecimiento del fitoplancton es otra posibilidad, pero el N: P inorgánico disuelto (proporción molar) en el estuario superior en verano es generalmente [menos de] 5 (ver Parker River / Plum Island Sound Land Margin Ecosystem Research [LMER, ahora LTER ] sitio web), [6] sugiriendo abundante P en relación con N. Tanto el nitrato como la sílice ingresan al estuario en concentraciones relativamente altas, pero se reducen rápidamente a niveles potencialmente limitantes en las proximidades del pico de clorofila (Figs. 4 y 8). Dado que la sílice solo puede limitar las diatomeas, otras formas de fitoplancton podrían dominar si el nitrógeno se regenera más rápidamente.

Dado que se requiere un DIN en exceso del suministrado por el río Parker de agua dulce para tener en cuenta la gran disminución de sílice, la regeneración de nitrógeno bentónico, las entradas de agua subterránea o la dispersión del océano o del estuario inferior deben proporcionar el nitrógeno adicional requerido por el fitoplancton. Las entradas de agua subterránea, aunque no están bien caracterizadas en este sistema, probablemente no sean sustanciales, ya que las entradas de agua dulce sobre la presa son suficientes para modelar el transporte de solutos en el estuario superior (Vallino y Hopkinson 1998). Los sedimentos bentónicos son ricos en N y los flujos medidos, aunque variables, suelen ser grandes (Hopkinson et al., En prensa). Por lo tanto, concluimos que la regeneración del nitrógeno contenido en los sedimentos estuarinos superiores es la principal fuente de DIN adicional requerida por las diatomeas oligohalinas, pero que el agua subterránea puede hacer alguna contribución. La suma de estas fuentes es aproximadamente un orden de magnitud mayor que el flujo de DIN que llega a la presa cuando la floración está presente. Si bien consideramos que el alcance de oligohalino es un ecosistema relativamente abierto, la mayor parte de la demanda de nitrógeno de los productores primarios en el verano y principios del otoño se satisface mediante el reciclaje de los sedimentos bentónicos.

La exportación de nitrógeno trazador podría ocurrir en cualquiera de los componentes de la columna de agua que contienen nitrógeno o mediante la migración de la biota hacia el estuario. Dado que el stock permanente de trazador en la biota era bajo (Cuadro 1), es poco probable que la migración o advección del trazador en la fauna fuera significativa. Además, esencialmente no se exportó ningún nitrato enriquecido isotópicamente desde el estuario superior porque el nitrato en la estación de 5 km no se enriqueció de manera mensurable con trazador (Fig. 6). PON y DON fueron los vectores restantes de la exportación de trazadores río abajo. El transporte advectivo más dispersivo de [[N15] .t] -PON fuera del estuario superior durante el período de estudio fue [menos de] 6 g (de 128 g de [N15] [[ N3] .sup.-] añadido). Además, dado que la concentración de DON era similar a la de PON pero su enriquecimiento isotópico era mucho menor ([menos del] 3% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII] frente al 30% [EXPRESIÓN MATEMÁTICA NO REPRODUCIBLE EN ASCII]), una cantidad insignificante de trazador se exportó desde el alcance como DON. En consecuencia, parece que el tiempo de residencia hidrológica relativamente largo en el estuario superior durante la adición de isótopos resultó en poco transporte de trazador hacia abajo en cualquier forma, presumiblemente debido a la lluvia radiactiva de PON (incluidas las diatomeas) a los sedimentos, donde se encontró la mayor parte del trazador. (Tabla 1).

La comparación de la reserva permanente de trazador en PON en la columna de agua con el flujo de trazador en PON apoya la hipótesis de que la mayor parte de [[N15] .t] -PON se transportó a sedimentos. Durante los primeros días de la adición, podemos dar cuenta de la mayor parte del trazador [N15] en PON (figura 10D). Sin embargo, la reserva de trazador en el volumen corriente alcanza rápidamente una meseta y es relativamente baja, generalmente [menos de] 5 g [[N.sup.15] .sub.t], (Fig. 10C), lo que indica que el el tiempo de rotación de PON es corto ([menos de] 1 d). Dado que los consumidores capturan relativamente poco nitrógeno trazador (Cuadro 1) o se exporta río abajo, parece que la mayor parte del nitrógeno de la PON se transfiere a los sedimentos bentónicos (Fig. 11).

Las zonas oligohalinas de los estuarios son regiones de cambio rápido en muchas variables físicas, químicas y biológicas (Morris et al. 1978, Anderson 1986, Schuchardt y Schirmer 1991, Fichez et al. 1992, Rehbehn et al. 1993, Schuchardt et al. 1993 ). Los procesos que ocurren en esta interfaz de río y estuario influyen en el momento, la magnitud y la forma del material y la energía transportados por el estuario y el océano. En el estuario del río Parker durante el verano, ocurren muchas transformaciones importantes de nutrientes y materia orgánica en los 2-4 km superiores del estuario. Se han reportado observaciones similares para otros estuarios, incluida la bahía de San Francisco (Alpine y Cloern 1992, Cloern 1996), los subestuarios de la bahía de Chesapeake (Anderson 1986), el estuario del North River en Massachusetts (Bowden et al, 1991) y varios sistemas europeos ( Schuchardt y Schirmer 1991, Rehbehn et al. 1993, Schuchardt et al. 1993, Sanders et al. 1997). La técnica de adición de trazadores utilizada en este estudio es complementaria a otros enfoques para estudiar el ciclo del nitrógeno en los estuarios y facilita una comprensión detallada del ciclo del nitrógeno en estos complejos ecosistemas. Una fortaleza particular del enfoque del rastreador de ecosistema completo es que permite un examen simultáneo del transporte y procesamiento de nitrógeno en un ecosistema intacto, algo que es imposible de lograr en los experimentos tradicionales de botella o mesocosmos.

De los 128 g de [N 15] añadidos al estuario durante 27 días, sólo [tilde] 5 g estaban presentes en el fitoplancton en un momento dado (Fig. 11A). Se capturó una cantidad similar de marcador en los consumidores bentónicos. Otra biota contenía mucho menos trazador (Tabla 1), aunque es posible que hayan procesado una cantidad significativa del trazador debido a su rápido recambio de N a través de procesos como el pastoreo de zooplancton. Tanto el DIN fluvial como el trazador de nitrato fueron inicialmente asimilados por el fitoplancton y luego transportados a los sedimentos a medida que el fitoplancton y los sedimentos fecales se depositaban fuera de la columna de agua (Fig. 11). Dado que la reserva permanente de trazador en PON alcanzó rápidamente una meseta (Fig. 10C), el flujo de trazador a los sedimentos fue casi tan grande como el flujo a PON (Fig. 11A) porque el transporte por el estuario fue mínimo. Dada la gran reserva de nitrógeno y el largo tiempo de residencia del nitrógeno en los sedimentos bentónicos, parece que en el curso del estudio escapó poco trazador de los sedimentos después de la sedimentación del fitoplancton. Aunque existe incertidumbre en nuestra estimación de la cantidad de trazador almacenado en los sedimentos bentónicos, está claro que los sedimentos eran la zona de almacenamiento principal de [[N.sup.15] .sub.t] (Tabla 1). Algo de este nitrógeno podría haber sido desviado a la atmósfera como [N2] vía asimilación-mineralización-nitrificación-desnitrificación acoplada, pero no pudimos cuantificar este flujo debido al alto stock de [N2]. ] en la columna de agua y su rápido intercambio con la atmósfera, que hizo [[N15] .t] -enriquecimiento de la piscina de [N2] por debajo de nuestro límite de detección. Por lo tanto, el flujo de nitrógeno fuera de la zona de oligohalina a través de la desnitrificación es una incógnita importante que requiere más investigación.

El flujo del trazador dentro del ecosistema estuarino superior (Fig. 11A) iluminó el movimiento masivo de nitrógeno a través del sistema (Fig. 11B). Descubrimos que la demanda de nitrógeno por parte del fitoplancton durante el verano superó con creces el suministro directo de la cuenca, y el reciclaje de nitrógeno en la columna de agua fue relativamente insignificante. En cambio, la mayor parte del DIN requerido por el fitoplancton provino de la regeneración en sedimentos bentónicos. Parte del fitoplancton-N se transfirió a los consumidores pelágicos, pero la mayoría sedimentó en el bentos. Durante el período de floración de verano, el flujo de deposición de N de la columna de agua al bentos se equilibró aproximadamente con el flujo DIN de los sedimentos a la columna de agua.

Aunque el suministro de DIN fluvial es mucho menor que la demanda del fitoplancton durante el verano, en una escala anual el suministro fluvial supera con creces la demanda de los productores primarios en el estuario superior. Sin embargo, la mayor parte del suministro de N fluvial se produce anualmente durante la descarga que prohíbe el desarrollo del fitoplancton y, por lo tanto, el DIN se transporta por el estuario hasta Plum Island Sound y el Golfo de Maine. Mientras que una perspectiva anual es relevante para algunas preguntas, como el porcentaje de retención de nitrógeno sobre una base anual, es el nitrógeno que se procesa durante el verano el que impulsa la red trófica de oligohalinas productivas. El procesamiento de todo el DIN derivado de la cuenca en el estuario superior durante el verano destaca la importancia de esta zona para el ciclo del nitrógeno de todo el estuario. En consecuencia, una comprensión profunda de la biogeoquímica de los ecosistemas estuarinos requiere la incorporación de procesos y transformaciones que ocurren en la zona oligohalina relativamente poco estudiada.

La investigación fue apoyada por NSF-DEB-9407829, EPAR824767010 y NSF-OCE-921446l. Agradecemos a Susan Oleszko-Szuts y la Academia Governor Dummer por el uso de las instalaciones de laboratorio en el sitio de campo, a Bill Morrison por el uso de su muelle y a Gene Stoermer por la identificación de especies de diatomeas. También agradecemos a Kris Tholke por ejecutar las muestras de isótopos en el Ecosystems Center y por su ayuda en el campo, así como a 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 y Claire Peterson por sus muestras de ayuda e importantes conocimientos durante muchas discusiones sobre el proyecto. Finalmente, agradecemos a Thermo Environmental Instruments por proporcionar un analizador [NO.sub.x] para el análisis de nitratos y dos revisores anónimos por los comentarios constructivos sobre el manuscrito.

(1.) The Ecosystems Center, Marine Biological Laboratory, Woods Hole, Massachusetts 02543 EE. UU.

(2.) Departamento de Biología, Universidad Internacional de Florida, Miami, Florida 33199 EE. UU.

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

Alpine, A. E. y J. E. Cloern. 1992. Las interacciones tróficas y los efectos físicos directos controlan la biomasa y la producción de fitoplancton en un estuario. Limnología y Oceanografía 37: 946-955.

Anderson, G. F 1986. Sílice, diatomeas y un máximo de productividad de agua dulce en los estuarios de la llanura costera del Atlántico, Bahía de Chesapeake. Estuarine, Coastal and Shelf Science 22: 183-197.

Bowden, W. B., C. J. Vorosmarty, J. T. Morris, B. J. Peterson, J. E. Hobbie, P. A. Steudler y B. Moore. 1991. Transporte y procesamiento de nitrógeno en un humedal de agua dulce de marea. Investigación de recursos hídricos 27: 389-408.

Braman, R. S. y S. A. Hendrix. 1989. Nanograma de determinación de nitritos y nitratos en materiales ambientales y biológicos por reducción de vanadio (III) con detección de quimioluminiscencia. Química analítica 61: 2715-2718.

Breitburg, D. L., N. Steinberg, S. DuBeau, C. Cooksey y E. D. Houde. 1994. Efectos del bajo nivel de oxígeno disuelto sobre la depredación de larvas de peces de estuario. Serie del progreso de la ecología marina 104: 235-246.

Cloern, J. E. 1996. Dinámica de floración de fitoplancton en ecosistemas costeros: una revisión con algunas lecciones generales de la investigación sostenida de la Bahía de San Francisco, California. Revisión de geofísica 34: 127-168.

Conley, D. J., C. L. Schelske y E. F. Stoermer. 1993. Modificación del ciclo biogeoquímico de la sílice con eutrofización. Serie del progreso de la ecología marina 101: 179-192.

Dauer, D. M., A. J. Rodi y J. A. Ranasinghe. 1992. Efectos de eventos de bajo oxígeno disuelto en el macrobentos de la parte baja de la Bahía de Chesapeake. Estuarios 15: 384-391.

Deegan, L. A. y R. H. Garritt. 1997. Evidencia de la variabilidad espacial en las redes tróficas de los estuarios. Serie del progreso de la ecología marina 147: 31-47.

Doering, P. H., C. A. Oviatt, L. L. Beatty, V. F Banzon, R. Rice, S. P. Kelly, B. K. Sullivan y J. B. Frithsen. 1989. Estructura y función en un ecosistema costero modelo: silicio, bentos y eutrofización. Serie del progreso de la ecología marina 52: 287-299.

Eppley, R. W. 1972. Temperatura y crecimiento del fitoplancton en el mar. Boletín de pesca 70: 1063-1085.

Fichez, R., T. D. Jickells y H. M. Edmunds. 1992. Floraciones de algas con alta turbidez, como resultado de las consecuencias conflictivas de la turbulencia en el ciclo de nutrientes en un estuario de aguas poco profundas. Estuarine, Coastal and Shelf Science 35: 577-592.

Galloway, J. N., W. H. Schlesinger, H. Levy, A. Michaels y J. L. Schnoor. 1995. Fijación de nitrógeno: mejora antropogénica-respuesta ambiental. Ciclos biogeoquímicos globales 9: 235-252.

Garside, C. 1982. Una técnica quimioluminiscente para la determinación de concentraciones nanomolares de nitrato y nitrito en agua de mar. Química Marina 11: 159-167.

Harding, L. W. 1994.Tendencias a largo plazo en la distribución del fitoplancton en la bahía de Chesapeake: roles de la luz, los nutrientes y el flujo de los arroyos. Serie del progreso de la ecología marina 104: 267-291.

Holmes, R. M., J. W. McClelland, D. M. Sigman, B. Fry y B. J. Peterson. 1998. Medición de [N.sup.15] - [[NH.sub.4] .sup.4] en aguas marinas, estuarinas y dulces: una adaptación del método de difusión de amoniaco para muestras con bajas concentraciones de amonio. Química marina 60: 235-243.

Hopkinson, C. S., A. E. Giblin, J. Tucker y R. H. Garritt. En prensa. Metabolismo bentónico y ciclo de nutrientes a lo largo de un gradiente de salinidad estuarina. Estuarios.

Hopkinson, C. S. y J. J. Vallino. 1995. La relación entre las actividades del hombre en las cuencas hidrográficas y los estuarios: un modelo de los efectos de la escorrentía en los patrones del metabolismo de las comunidades estuarinas. Estuarios 18: 598-621.

Howarth, R. W. y col. 1996. Presupuestos regionales de nitrógeno y flujos fluviales de N y P para los drenajes del Atlántico Norte: influencias naturales y humanas. Biogeochemistry 35: 75-139.

Hughes, J., L. A. Deegan, B. J. Peterson y R. M. Holmes y B. Fry. 2000. Flujo de nitrógeno a través de la red alimentaria en la zona oligohalina de un estuario de Nueva Inglaterra. Ecología 81: 433-452.

Jorgensen, S. E. 1979. Manual de datos ambientales y parámetros ecológicos. Pergamon, Oxford, Reino Unido.

Justic, D., N. N. Rabalais, R. E. Turner y Q. Dortch. 1995. Cambios en la estructura de nutrientes de las aguas costeras dominadas por ríos: balance estequiométrico de nutrientes y sus consecuencias. Estuarine, Coastal and Shelf Science 40: 339-356.

Justic, D., N. N. Rabalais, R. E. Turner y W. J. Wiseman. 1993. Acoplamiento estacional entre nutrientes fluviales, productividad neta e hipoxia. Boletín de contaminación marina 26: 184-189.

Keller, A. A., P. H. Doering, S. P. Kelley y B. K. Sullivan. 1990. Crecimiento de juveniles de lacha del Atlántico, Brevoortia tyrannus (Pisces: Clupeidae) en mesocosmos REAL: efectos de la eutrofización. Limnología y Oceanografía 35: 109-122.

Lee, V. y S. Olsen. 1985. Iniciativas de eutrofización y manejo para el control de los aportes de nutrientes a las lagunas costeras de Rhode Island. Estuarios 8: 191-202.

Malone, T. C., L. H. Crocker, S. E. Pike y B. W. Wendler. 1988. Influencia del caudal del río en la dinámica de la producción de fitoplancton en un estuario parcialmente estratificado. Serie del progreso de la ecología marina 48: 235-249.

Morris, A. W., R. F C. Mantoura, A. J. Bale y R. J. M. Howland. 1978. Regiones de muy baja salinidad de los estuarios: sitios importantes para reacciones químicas y biológicas. Nature 274: 678-680.

Nixon, S. W. y col. 1996. El destino del nitrógeno y el fósforo en el margen terrestre y marítimo del Océano Atlántico norte. Biogeochemistry 35: 141-180.

Nixon, S. W., C. A. Oviatt, J. Frithsen y B. Sullivan. 1986. Nutrientes y productividad de ecosistemas marinos costeros y estuarinos. Revista de la Sociedad Limnológica de África Meridional 12: 43-71.

Nixon, S. W. y M. E. Q. Pilson 1983. Nitrógeno en sistemas marinos costeros y estuarinos. Páginas 565-648 en E. J. Carpenter y D. G. Capone, editores. Nitrógeno en el medio marino. Academic Press, Nueva York, Nueva York, Estados Unidos.

Odum, W. E. 1988. Ecología comparativa de mareas de agua dulce y marismas. Revisión anual de ecología y sistemática 19: 147-176.

Peterson, B. J. 1980. Productividad primaria acuática y el método [C14] - [CO2]: una historia del problema de la productividad. Revisión anual de ecología y sistemática 11: 359-385.

Redfield, A. C. 1958. El control biológico de los factores químicos en el medio ambiente. Científico estadounidense 46: 205-221.

Redfield, A. C., B. H. Ketchum y F. A. Richards (1963). La influencia de los organismos en la composición del agua de mar. Páginas 26-77 en M. N. Hill, editor. El mar. Volumen 2. John Wiley and Sons, Nueva York, Nueva York, Estados Unidos.

Rehbehn, R., B. Schuchardt, M. Schirmer y G. O. Kirst. 1993. La distribución de Actinocyclus normanii (Bacillariophyceae) en estuarios: observaciones de campo e investigaciones de laboratorio. Revista holandesa de ecología acuática 27: 205-214.

Sanders, R., C. Klein y T. Jickells. 1997. Ciclo biogeoquímico de nutrientes en el estuario superior del Great Ouse, Norfolk, Reino Unido Estuarine, Coastal and Shelf Science 44: 543-555.

Schelske, C. L. y E. F. Stoermer. 1971. Eutrofización, agotamiento de la sílice y cambios previstos en la calidad de las algas en el lago Michigan. Science 173: 423-424.

Schelske, C. L., E. F. Stoermer, D. J. Conley, J. A. Robbins y R. M. Glover. 1983. Eutrofización temprana en la parte baja de los Grandes Lagos: nueva evidencia de sílice biogénica en sedimentos. Science 222: 320-322.

Schuchardt, B., U. Haesloop y M. Schirmer. 1993. El alcance de las mareas de agua dulce del estuario del Weser: ¿fluvial o estuarino? Revista de Holanda de Ecología Acuática 27: 215-226.

Schuchardt, B. y M. Schirmer. 1991. Fitoplancton máximo en los tramos de agua dulce de las mareas de dos estuarios de la llanura costera. Estuarine, Coastal and Shelf Science 32: 187-206.

Seitzinger, S. P. 1988. Desnitrificación en ecosistemas marinos costeros y de agua dulce: importancia ecológica y geoquímica. Limnología y Oceanografía 33: 702-724.

Sigman, D. M., M. A. Altabet, R. Michener, D. C. McCorkle, B. Fry y R. M. Holmes. 1997. Medición del nivel de abundancia natural de la composición isotópica de nitrógeno del nitrato oceánico: una adaptación del método de difusión del amoníaco. Química marina 57: 227-242.

Solórzano, L. 1969. Determinación de amonio en aguas naturales por el método del fenolhipoclorito. Limnología y Oceanografía 14: 799-801.

Strickland, J. D. H. y T. R. Parsons (1972). Un manual práctico de análisis de agua de mar. Ottawa, Canadá, Junta de Investigación Pesquera de Canadá.

UNESCO. 1985. El sistema internacional de unidades (SI) en oceanografía. Documentos técnicos de la UNESCO número 45. Publicación científica número 32 de la IAPSO, París, Francia.

Valiela, I., G. Collins, J. Kremer, K. Lajtha, M. Geist, B. Seely, J. Brawley y C. H. Shaw. 1997. Carga de nitrógeno de las cuencas costeras a los estuarios receptores: nuevo método y aplicación. Aplicaciones ecológicas 7: 358-380.

Vallino, J. J. y C. S. Hopkinson. 1998. Estimación de la dispersión y tiempos característicos de mezcla en el estuario Plum Island Sound. Estuarine, Coastal and Shelf Science 46: 333-350.

Walsh, T. W. 1989. Nitrógeno total disuelto en agua de mar: un nuevo método de combustión a alta temperatura y una comparación con la fotooxidación. Química marina 26: 295-311.

Wright, R. T., R. B. Coffin y M. E. Lebo. 1987. Dinámica de bacterias planctónicas y microflagelados heterótrofos en el estuario de Parker, en el norte de Massachusetts. Investigación de la plataforma continental 7: 1383-1397.


Introducción

El desarrollo de las raíces en las plantas es un proceso complejo que involucra un alto grado de plasticidad morfológica, que refleja mecanismos de adaptación inherentes a condiciones ambientales altamente variables. Aunque los determinantes moleculares de la morfología y el funcionamiento de las raíces apenas están comenzando a comprenderse, los experimentos fisiológicos clásicos han implicado claramente a los circuitos reguladores locales y sistémicos en la determinación de la plasticidad de las raíces. Además de su papel en la explotación selectiva de dominios específicos del suelo para las fuentes de agua y nutrientes disponibles, un papel importante de la plasticidad del desarrollo de las raíces es proporcionar a las plantas la capacidad de reconocer y responder a diversas señales bióticas de los microorganismos del suelo. El reconocimiento discriminativo y las respuestas apropiadas a estas señales bióticas son esenciales para la supervivencia de las plantas y, en el caso de interacciones simbióticas entre plantas y microbios, proporciona un medio adicional para la explotación selectiva de fuentes de nutrientes que de otro modo serían inaccesibles. Las simbiosis de fijación de nitrógeno de las plantas leguminosas proporcionan un ejemplo interesante de este último fenómeno (Vance, 1998). Tras la infección con cepas específicas de rizobios, las células corticales de las raíces de las plantas leguminosas sufren desdiferenciación, inician divisiones celulares y redirigen su destino de desarrollo hacia la formación de primordios de nódulos. A partir de entonces, a través de una serie de eventos altamente organizados y controlados, los primordios de los nódulos se convierten en órganos fijadores de nitrógeno completamente funcionales, nódulos radiculares (para revisiones recientes, ver Hadri et al. 1998 Hirsh, 1992). La organogénesis del nódulo se activa en respuesta a moléculas de señal de lipoquitooligosacáridos específicas (factores Nod) sintetizadas por cepas compatibles de rizobios (Hadri y Bisseling, 1998 Spaink, 1996). Las adaptaciones estructurales y funcionales de la raíz a los factores Nod y la infección por rizobios están controladas por la planta huésped y se ha demostrado que están moduladas por varios factores ambientales, incluida la disponibilidad de nitrógeno combinado, así como las señales de desarrollo asociadas con el crecimiento de las plantas (Caetano- Anolles y Gresshoff, 1991 Francisco y Harper, 1995 Nutman, 1952 Parsons et al. 1993 Streeter, 1988). Un aspecto importante de este proceso de control es la regulación, mediada por plantas, del grado de nodulación en respuesta a la infección por rizobios. El anfitrión de la planta controla activamente el número de eventos de nodulación exitosos en al menos dos niveles diferentes. Un nivel implica una detención prematura de la mayoría de las infecciones por rizobios, de modo que solo se forma un número limitado de nódulos dentro de una zona susceptible altamente específica, ubicada justo detrás de la punta de la raíz en crecimiento (Vasse et al. 1993). En Medicago truncatula, los hoz Se ha demostrado que la mutación causa un aumento dramático en el número de infecciones rizobianas persistentes, lo que resulta en una hipernodulación de la zona susceptible de la raíz mutante (Penmetsa y Cook, 1997). El último fenotipo se atribuyó a un segundo efecto de la misma mutación, a saber, la insensibilidad general de la planta mutante a la hormona etileno (Penmetsa y Cook, 1997). Estos resultados sugieren que, además de sus funciones bien caracterizadas en el desarrollo de las plantas, el etileno también está involucrado en la vía de señalización que controla la nodulación rizobiana de las leguminosas. El papel de la hormona vegetal etileno en varios otros aspectos del desarrollo simbiótico ha sido bien documentado para al menos algunas especies de plantas leguminosas (Fernandez-Lopez et al. 1998 Grobbelaar et al. 1970 Heidstra et al. 1997 para una revisión reciente, véase Hirsch y Fang, 1994). Sin embargo, se demostró que los mutantes de soja insensibles al etileno muestran un patrón de nodulación de tipo salvaje (Schmidt et al. 1999). Actualmente no está claro si la diferencia entre los efectos de la sensibilidad al etileno y / o al etileno sobre la nodulación en la soja y otras especies de plantas leguminosas refleja un papel diferencial de esta hormona en la regulación del desarrollo de nódulos.

Además de limitar el número de infecciones persistentes por rizobios dentro de la zona susceptible de la raíz, la planta también ejerce un control espacial y temporal de la susceptibilidad de la raíz a la nodulación. Este mecanismo se conoce como autorregulación o regulación por retroalimentación de la nodulación e implica la inhibición de la formación de nódulos en tejidos de raíces más jóvenes por eventos de nodulación previos en regiones de raíces más antiguas (Kosslak y Bohlool, 1984 Nutman, 1952 Pierce y Bauer, 1983). La autorregulación hace que las células de la raíz solo sean transitoriamente susceptibles a la infección por rizobios, lo que da como resultado una zona estrecha de infección y diferenciación de nódulos (zona de susceptibilidad Bhuvaneswari et al. 1981). Las plantas defectuosas en este mecanismo continúan formando nódulos en las raíces de nuevo desarrollo y forman una gran cantidad de nódulos en todo el sistema radicular (fenotipo de hipernodulación o supernodulación). Con base en experimentos que involucran el sistema de raíces dividido y el injerto entre plantas mutantes de tipo salvaje y de supernodulación, se ha postulado una interacción entre eventos de señalización local y sistémica para establecer el control autorregulador de la nodulación (Caetano-Anolles et al. 1991 Sheng y Harper, 1997). Experimentos similares han identificado los tejidos de las hojas como la principal fuente de la (s) señal (es) sistémica, lo que implica una comunicación a larga distancia entre la raíz y el brote en la autorregulación del número de nódulos. También se ha postulado un control local, no sistémico, ejercido por nódulos completamente maduros sobre el crecimiento de eventos de nodulación más jóvenes (Caetano-Anolles et al. 1991 Nutman, 1952). No se comprende la naturaleza exacta de los mecanismos implicados en la autorregulación y se desconoce la identidad de los compuestos de señalización sistémica y local postulados. Sin embargo, es tentador especular que la respuesta autorreguladora se basa, al menos en parte, en el mecanismo de detección y regulación de las divisiones celulares y, por lo tanto, puede constituir una parte de un mecanismo más general que regula el crecimiento de las plantas. En este contexto, es interesante notar que se ha demostrado que los procesos de desarrollo de las plantas distintos de la nodulación, como los asociados con la generación de meristemas de la raíz apical, influyen en la formación de nódulos a través de un mecanismo que se asemeja a la autorregulación (Gresshoff et al. 1989 Nutman, 1952). Por el contrario, se ha descubierto que las mutaciones que alteran la respuesta autorreguladora ejercen varios efectos pleiotrópicos sobre el crecimiento de las plantas y, casi invariablemente, conducen a una simbiosis de alta tolerancia a los nitratos (nodulación eficiente en presencia de altos niveles de nitrato nts fenotipo). Nitrato (NO3 -) modula el crecimiento de las plantas y ejerce efectos complejos sobre el desarrollo de las raíces, el reconocimiento de simbiontes y la nodulación (Dazzo & Brill, 1978 Gresshoff, 1993 Zhang et al. 1999). Los factores comunes pueden estar involucrados en los mecanismos que regulan el grado de nodulación, la inhibición de nitratos y otras respuestas relacionadas con el crecimiento de las plantas (por ejemplo, formación de raíces laterales). Alternativamente, las interacciones estrechas entre vías reguladoras específicas (por ejemplo, vías autorreguladoras y de inhibición de nitratos) pueden ser suficientes para explicar los efectos pleiotrópicos de una única mutación en uno de los elementos de control. Comprender la naturaleza de los procesos reguladores que controlan la diferenciación de nódulos y el número de nódulos, e integrarlos en los mecanismos generales que rigen el crecimiento y desarrollo de las raíces constituyen elementos importantes de nuestra búsqueda para comprender la fijación simbiótica de nitrógeno en las leguminosas.

Hemos identificado previamente mutantes vegetales de la leguminosa diploide. Lotus japonicus que definen un locus que controla el desarrollo normal de las raíces. Se ha encontrado que las mismas mutaciones confieren una respuesta aberrante de la planta mutante al desafío de los rizobios simbióticos, lo que resulta en hipernodulación y fenotipos anormales de crecimiento de la planta (de Bruijn et al. 1998 Schauser et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Aquí presentamos una caracterización detallada de estas líneas mutantes y mostramos que las mutaciones subyacentes afectan el desarrollo de la planta al cambiar la posición y la duración del crecimiento de las células de la raíz.


Resultados

Aislamiento y análisis genético de mutantes hipernodulados de formación de raíces aberrantes (Har) de L. japonicus

Hemos descrito previamente el aislamiento de dos líneas mutantes alélicas inducidas por EMS de L. japonicus ecotipo GifuLjsym34-1 y Ljsym34-2), que muestran fenotipos tanto simbióticos inusuales (hipernodulados) como drásticamente alterados en el desarrollo de la raíz (raíz aberrante) (de Bruijn et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a ver Fig.1). Además, identificamos una línea mutante independiente de un experimento de mutagénesis de ADN-T (sym16) con un fenotipo muy similar, pero se encontró que el fenotipo mutante estaba genéticamente desvinculado de la inserción de T-DNA (Schauser et al. 1998). El alélico Ljsym34-1 y Ljsym34-2 Se encontró que las mutaciones eran monogénicas recesivas con respecto al fenotipo de raíz aberrante y dominantes incompletas en términos del fenotipo de hipernodulación simbiótico (Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b, datos no mostrados). los sym16 mutación fue monogénica recesiva para todos los fenotipos (Schauser et al. 1998). Los cruces recíprocos revelaron que el Ljsym34-1 / 2 y sym16 los mutantes pertenecen al mismo grupo de complementación (datos no mostrados). De acuerdo con las directrices recientemente propuestas para la nomenclatura genética de L. japonicus (Stougaard et al. 1999), los alelos correspondientes fueron renombrados har1-1 (anteriormente Ljsym34-1), har1-2 (antes Ljsym34-2), y har1-3 (antes sym16), y el gen de tipo salvaje correspondiente se denominó Har1. Basado en su fenotipo mutante ligeramente más fuerte, el har1-1 Se eligió el alelo para un análisis más detallado.

Fenotipos de raíz y nodulación de tipo salvaje y har1 mutante L. japonicus plantas.

Las plantas se cultivaron durante 21 días en presencia (un tipo salvaje yb har1-1) o ausencia (c har1-1) de Mezorhizobium loti NZP2235, con 0,5 m m KNO3 en la solución de riego. Los paneles (d) y (e) muestran un primer plano de las raíces noduladas que se muestran en (a) y (b), respectivamente. El panel (f) muestra har1-3 cultivado durante 3 semanas en presencia de rizobios y durante 8 semanas más en medio de crecimiento Hornum rico en nitrógeno que contiene 8 m m de KNO3 y 5 m m NH4 + (Thykjaer et al. 1998 ).

El fenotipo simbiótico (hipernodulado) del har1-1 mutante

Inoculación de L. japonicus har1-1 plantas con Mesorhizobium loti La cepa NZP2235 resultó en una inhibición casi total del crecimiento de la planta y el fenotipo de hipernodulación inusual descrito anteriormente (Szczyglowski et al. 1998a ver Fig.1). Las estructuras en forma de nódulos que cubren casi todo el sistema de raíces cortas se desarrollaron concomitantemente con la inhibición del crecimiento de la planta y el deterioro de la vitalidad general de la planta (respuesta de hipernodulación, HNR, fenotipo Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Para examinar más a fondo este nuevo fenotipo de hipernodulación, un derivado de M. loti cepa NZP2235, que lleva un expresado constitutivamente hemA :: lacZ fusión del gen reportero, se utilizó para analizar los eventos tempranos durante la infección de tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes. Los análisis microscópicos revelaron que el modo de entrada primaria de los rizobios en har1-1 Las raíces mutantes se produjeron a través de hebras de infección iniciadas dentro de los pelos de las raíces deformadas, como en las plantas de tipo salvaje. Otros eventos de infección temprana, como la deformación del pelo de la raíz (Had), el rizado del cabello (Hac) y la formación de hilos de infección (Inf) también fueron similares en har1-1 plantas mutantes y de tipo salvaje (datos no mostrados). Sin embargo, se encontró que las etapas posteriores del desarrollo simbiótico difieren significativamente. En las plantas de tipo silvestre, se encontró que la mayoría de los eventos de infección primaria se detuvieron temprano durante el desarrollo simbiótico, sin avanzar más allá de la etapa de algunas divisiones de células corticales, lo que resultó en 9 a 15 nódulos fijadores de nitrógeno en la parte superior de las células completamente alargadas. 21 días de edad L. japonicus raíces de tipo salvaje (ver Fig. 1a, d). En contraste, las raíces de har1-1 las plantas mutantes, a los 11 días de la inoculación con rizobios, tenían focos de divisiones de células corticales mucho más abundantes que las raíces de tipo salvaje que abarcan casi toda la longitud de la raíz (Figuras 2 y 3a, b). Estas divisiones iniciales de células corticales dieron lugar a primordios de nódulos y, posteriormente, a una masa de nódulos que cubría casi toda la raíz (Figs. 1e, f y 3c, d). Además, la morfogénesis del nódulo en har1-1 Se descubrió que las plantas mutantes eran insensibles a concentraciones normalmente inhibidoras de nitrógeno combinado (5-15 m m NO3 -). Seis semanas después de la inoculación con rizobios, har1-1 las plantas mutantes desarrollaron aproximadamente 40 a 60 nódulos, en presencia de altas concentraciones de nitrato (5 a 15 m m) o amoníaco (1 a 3 m m). Por el contrario, el desarrollo de nódulos en el control de tipo salvaje L. japonicus Se encontró que las plantas estaban altamente inhibidas por las fuentes de nitrógeno combinadas. Por ejemplo, en presencia de 15 m m KNO3 sólo se observaron unas pocas estructuras pequeñas en forma de nódulos (protuberancias). Cuando se cultiva en presencia de una concentración baja de KNO3 (0,5 m m), nódulos de 21 días en har1-1 las plantas mutantes eran significativamente más pequeñas que los nódulos de tipo salvaje de la misma edad (datos no mostrados). A pesar de la diferencia de tamaño, el examen con microscopio electrónico de transmisión y luz de la zona infectada de nódulos formados en har1-1 las plantas revelaron una citología e histología normales (de tipo salvaje) (Fig. 3e, f). Además, se formaron nódulos en har1-1 Las raíces mutantes tenían la capacidad de fijar nitrógeno (reducir el acetileno) a niveles comparables a los nódulos de tipo salvaje cuando se calculaban por planta (datos no mostrados).

Eventos de infección y nodulación en animales de tipo salvaje y har1-1 plantas tras la inoculación con Cepa M. loti NZP2235 llevando un hemA: lacZ fusión del gen reportero.

Las raíces se tiñeron para determinar la actividad de β-galactosidasa y se examinaron usando microscopía de campo claro. Las barras abiertas indican el número de pelos radiculares con hilos de infección visibles. Las barras sólidas indican el número de nódulos y primordios de nódulos. Cada valor representa la media de las mediciones de 7 a 15 plantas. Las barras de error representan intervalos de confianza del 95%.

Análisis microscópico del desarrollo simbiótico en tipo salvaje y har1-1 plantas.

(a, b) Micrografías de campo claro de tipo salvaje y har1-1 raíces mutantes 11 días después de la infección con M. loti NZP2235. Los primordios de los nódulos se indican con flechas. (c, d) Montajes de los fenotipos de nodulación de tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes 14 días después de la inoculación con M. loti NZP2235 llevando un hemA: lacZ fusión del gen reportero. Las raíces se tiñeron para determinar la actividad de la β-galactosidasa y se examinaron usando microscopía de campo claro. (e, f) Micrografías electrónicas de transmisión de la zona central de tipo salvaje y har1-1 nódulos mutantes que muestran células huésped infectadas llenas de endosimbiontes bacterianos y una porción de células adyacentes no infectadas altamente vacuoladas.

El fenotipo no simbiótico (formación de raíces aberrantes) del har1-1 mutante

Sin inocular L. japonicus har1-1 Las plantas mutantes desarrollan un sistema de raíces significativamente más corto y un mayor número de raíces laterales en comparación con las plantas de tipo salvaje (Szczyglowski et al. 1998a). Para analizar más a fondo este fenotipo, examinamos la formación de raíces laterales en no inoculados har1-1 y raíces primarias de tipo silvestre y no encontraron diferencias significativas en su posición en relación con la punta de la raíz, ya que casi todos los LRP se encontraron en una región ubicada a 0,75–4,5 cm del ápice de la raíz. Sin embargo, la densidad de primordios de raíces laterales y raíces laterales emergidas (número por unidad de longitud de raíz) fue al menos tres veces mayor en el har1-1 mutante que en las plantas de tipo salvaje (datos no mostrados). Examen detallado de la mediana de las secciones longitudinales de har1-1 Las muestras de raíces aproximadamente 2 cm por encima de la punta de la raíz revelaron un nivel significativamente mayor de actividad mitótica en la capa del periciclo de la raíz de har1-1 versus raíces de tipo salvaje (Fig. 4a, b). En raíces de 9 días de edad har1-1 En todas las secciones examinadas se detectaron divisiones celulares periclinales mutantes en el periciclo, así como el desarrollo de dos o tres nuevas capas de células. También se pudieron detectar abundantes divisiones de células anticlinales en el periciclo, así como en las capas de células corticales vecinas, en secciones de har1-1 Se observaron raíces mutantes y, en varios casos, primordios de raíces laterales bien desarrollados. Por el contrario, las raíces de tipo salvaje de una edad similar exhibieron solo una actividad mitótica limitada en el periciclo, que estaba compuesto principalmente por una sola capa de células (Fig. 4a, b). Los primordios de las raíces laterales solo se observaron en raras ocasiones en secciones de raíces de tipo salvaje.

Actividad mitótica del periciclo radicular en los tipos salvaje y har1-1 raíces mutantes.

(a, b) Sección longitudinal mediana de segmentos de raíces no inoculadas de 9 días de edad de tipo salvaje (a) y har1-1b) plantas mutantes aproximadamente 2 cm por encima de la punta de la raíz. Las flechas indican la capa de células del periciclo.

Fenotipo de raíz y brote del har1-1 mutante

El fenotipo de raíz corta de L. japonicus har1-1 plantas ha sido documentado previamente (de Bruijn et al. 1998 Szczyglowski et al. 1998a Szczyglowski et al. 1998b). Para evaluar más a fondo este fenotipo cuantitativamente, el crecimiento longitudinal de inoculados e inoculados har1-1 y se midieron las raíces de tipo salvaje. Se observó una longitud de raíz promedio de 61,3 ± 0,2 mm para los no inoculados. har1-1 plantas 21 días después de la siembra versus 131,9 ± 1,0 mm para las plantas de control no inoculadas de tipo silvestre (Fig. 5a). Además, la masa de raíces de los no inoculados har1-1 las plantas a los 21 días después de la siembra (26 ± 2 mg de peso fresco) fue significativamente más pequeña que la de las plantas de tipo silvestre (45 ± 6 mg). El aberrante har1-1 El fenotipo de crecimiento de las raíces fue aún más extremo cuando las plantas fueron inoculadas con M. loti cepa NZP2235. Crecimiento de la raíz de har1-1 las plantas cesaron por completo dentro de los primeros días después de la inoculación, y las raíces no excedieron una longitud promedio de 20 ± 1,5 mm (Fig. 5b). La masa de brotes de inoculados har1-1 plantas también se redujo significativamente en las plantas infectadas, mientras que fue comparable en las plantas no inoculadas har1-1 versus brotes de tipo salvaje (Fig. 5c, d).

Cinética de crecimiento de raíces y brotes de tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes en presencia o ausencia de M. loti.

(a, b) Cinética de crecimiento de raíces de tipo salvaje no inoculado (a) e inoculado (b) y har1-1 plantas mutantes. (c, d) Cinética de crecimiento de brotes de tipo salvaje no inoculado (c) e inoculado (d) y har1-1 plantas mutantes. Todas las plantas se cultivaron en los presentes de 0,5 m m KNO3. Cada valor representa la media de las mediciones de al menos 30 plantas. Las barras de error representan intervalos de confianza del 95%.

Citología de har1-1 raíces mutantes

Habiendo establecido que varios parámetros de desarrollo de la raíz (longitud / elongación de la raíz, formación de la raíz lateral y acumulación general de masa de la raíz) se alteraron significativamente en el har1-1 línea mutante, el fenotipo de la har1-1 Las raíces mutantes se analizaron adicionalmente. Primero, la organización celular de tipo salvaje L. japonicus se examinaron las raíces. Primario L. japonicus Se encontró que las raíces contienen una sola capa externa de células epidérmicas, 3-5 capas de células corticales de forma irregular que rodean una sola capa de células endodérmicas, una región más interna que consiste en una sola capa de células periciclo que encierran el cilindro vascular y un área ubicada distalmente de las células del casquete de la raíz. La misma organización general de capas de células radiculares se encontró en har1-1 raíces mutantes (Fig. 6). Sin embargo, se observaron varias diferencias significativas. La vacuolación, que suele acompañar a la expansión celular, se produjo más cerca de la punta de la raíz en har1-1 versus raíces de tipo salvaje (Fig. 6a, b). Además, el diámetro del mutante har1-1 raíces (0.23 ± 0.03 mm), medido usando micrografías digitalizadas de raíces vivas a 3-6 mm de la punta de la raíz, fue significativamente menor que el diámetro promedio de la región correspondiente de tipo silvestre L. japonicus raíces (0.31 ± 0.02 mm ver también Fig. 6c, d). Con base en estos resultados, se formularon y probaron las siguientes dos hipótesis: (1) la har1-1 La mutación afecta la organización radial de la L. japonicus raíz, y / o (2) la disminución de la longitud y el diámetro de la raíz es el resultado de una expansión celular anormal (reducida).

Histología del desarrollo radicular no simbiótico.

(a, b) Secciones longitudinales medianas de las regiones de la punta de la raíz de tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes que muestran la anatomía general de la región meristemática y la posición de la zona de elongación / vacuolación celular. (c, d) Secciones transversales de raíces de plantas de 22 días a aproximadamente 600 μm por encima de la punta de la raíz, que muestran diferencias en la extensión de la vacuolación celular y el diámetro de la raíz. (e, f) Secciones transversales de regiones de raíces maduras de plantas de 6 días aproximadamente a 1 cm por encima de la punta de la raíz.

Los har1-1 La mutación da como resultado una expansión radial disminuida de las células de la raíz.

Para probar la primera hipótesis (un defecto en la organización radial de las raíces), se examinaron microscópicamente una gran cantidad de secciones de raíces. No hay evidencia clara de una o más capas de células faltantes o una cantidad disminuida de células de la raíz en har1-1 Se encontraron raíces mutantes (Fig. 6). Por lo tanto, probamos la segunda hipótesis (cambios en la expansión de las células de la raíz), analizando secciones de la región completamente diferenciada de las raíces primarias (Fig. 6e, f). El área de sección transversal total promedio de har1-1 Las raíces mutantes eran casi dos veces más pequeñas que la raíz de tipo salvaje (Tabla 1). Capas de células individuales (epidermis, corteza, endodermis y estela radicular) de har1-1 Las raíces mutantes mostraron una reducción similar en tamaño, contribuyendo casi por igual a la disminución general del diámetro de la raíz (Cuadro 1). Posteriormente, se analizó el área de la sección transversal proyectada de las células de la raíz individuales para determinar si la expansión radial de la célula se alteró en har1-1 raíces mutantes. Las áreas de la superficie radial de las células individuales de la epidermis, la corteza y la endodermis de las raíces tenían una distribución de frecuencia que se limitaba a un rango de tamaño mucho más pequeño para el har1-1 mutante (Fig.7), lo que sugiere que el har1-1 la mutación limita la capacidad de expansión de las células de la raíz.

Tejido Tipo salvaje (a) har1-1B) relación b / a
Sección total 62357 ± 14772 33786 ± 4845 0.54
Epidermis 10073 ± 2250 5626 ± 760 0.56
Corteza 45228 ± 11283 24433 ± 3820 0.54
Endodermis 2097 ± 373 1387 ± 175 0.66
Estela 5070 ± 1033 2655 ± 513 0.52

Expansión radial de células radiculares en tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes.

Se muestra la distribución de frecuencias del área de la sección transversal de las células epidérmicas (a), corticales (b) y endodérmicas (c) de las plantas de 6 días de edad, medida en la ubicación de aproximadamente 1 cm por encima de la punta de la raíz. Se analizaron diez plantas de tipo salvaje y mutantes y cada punto representa un valor de frecuencia para incrementos de rango de tamaño de célula de 35 μm (epidermis), 200 μm (corteza) y 20 μm (endodermis) norte, representa el número de células medidas.

La longitud de la región meristemática se acorta en har1-1 raíces mutantes

Examinar si el fenotipo de raíz corta de har1-1 plantas mutantes fue causada por la alteración en la dirección primaria de la expansión celular a lo largo del eje apical-basal, la longitud de har1-1 Se midieron las células epidérmicas de la raíz. La longitud promedio de las células epidérmicas completamente expandidas de har1-1 raíces mutantes (138 ± 30 μm) fue casi igual a la de las raíces de tipo salvaje (132 ± 30 μm), lo que indica que la har1-1 la mutación no afectó la expansión celular longitudinal de la epidermis (Fig. 8a). Estos resultados sugieren que es poco probable que el fenotipo de raíz corta de la planta mutante se deba a una expansión longitudinal anormal de las células de la raíz. Sin embargo, de acuerdo con nuestras observaciones anteriores (ver arriba), las células epidérmicas del har1-1 Las raíces mutantes mostraron evidencia de alargamiento a lo largo del eje longitudinal significativamente más cerca de la punta de la raíz (por lo tanto, más temprano en el desarrollo) que las raíces de tipo salvaje (Fig. 8a). La microscopía de campo claro transmitida y la microscopía de escaneo láser de raíces enteras aclaradas teñidas con acetocarmina revelaron un área de células densamente citoplasmáticas que constituyen la región meristemática de la raíz cuyos bordes podrían definirse mediante técnicas de umbral interactivas utilizando procesamiento de imágenes digitales. En experimentos independientes que utilizan ambos tipos de microscopía, una reducción de aproximadamente 2,6 veces en el área proyectada de la har1-1 Se detectaron regiones meristemáticas de raíces mutantes versus de tipo salvaje (45082 ± 4373 μm 2 norte = 11 frente a 121635 ± 12545 μm 2, norte = 19 ver también la Fig. 8b). Esta reducción en el tamaño de la región meristemática de la raíz se asoció invariablemente con un desplazamiento acropetal de las zonas de elongación / vacuolación y vascularización de las células de la raíz (Fig. 8b). har1-1 Las raíces mutantes también mostraron una estructura inferior del casquete de la raíz en comparación con el tipo salvaje, pero permanecieron gravitrópicas (datos no mostrados). Además, se midió el índice mitótico con el fin de estimar la proporción de células mitóticas en las regiones meristemáticas de la raíz de har1-1 versus plantas de tipo silvestre de la misma edad, pero no se encontraron diferencias significativas (har1-1 MI mutante = 3,8 ± 0,8 frente a MI de tipo salvaje = 3,96 ± 0,7).

Elongación de las células radiculares y el tamaño de la región meristemática en los tipos salvaje y har1-1 plantas mutantes.

(a) Longitud de la célula epidérmica a lo largo del eje de la raíz. Cada punto representa el valor de longitud de celda media para incrementos de rango de 250 μm (para los primeros 4 mm desde la punta de la raíz) y 500 μm (entre 4 y 11 mm desde la punta de la raíz), a lo largo del eje de la raíz. Las flechas simples y dobles indican diferencias significativas entre la longitud media de las células epidérmicas en dos posiciones consecutivas y equivalentes en tipo salvaje y har1-1 raíces mutantes. (b) Raíces intactas de plantas de 14 días teñidas con acetocarmina. Las regiones meristemáticas teñidas de rojo del tipo salvaje y har1-1 Las raíces mutantes aparecen como áreas oscuras y su extensión se indica entre paréntesis.

Efecto de las hormonas sobre har1-1 alargamiento de la raíz mutante

Los grandes cambios en har1-1 La morfología de la raíz sugirió que la regulación hormonal del desarrollo de la raíz mutante podría verse alterada. Para probar esta hipótesis, los efectos de las aplicaciones de hormonas exógenas sobre el alargamiento de las raíces de har1-1 Las raíces mutantes se investigaron utilizando un bioensayo en placa desarrollado específicamente para este propósito. Se encontró que la sacarosa se requiere en una concentración relativamente alta (4.5%) para soportar el alargamiento máximo y uniforme de la raíz tanto de tipo salvaje como de har1-1 raíces mutantes. Las raíces de las plantas de tipo silvestre se alargaron más rápidamente en la oscuridad que en la luz, especialmente durante los primeros 2-3 días de crecimiento, después de lo cual la diferencia en la tasa de crecimiento desapareció (Fig. 9a). har1-1 las plantas mutantes formaron raíces cortas cuando se cultivaron en la oscuridad en condiciones que proporcionaron el máximo crecimiento de las raíces de tipo salvaje. Se observó una dramática inhibición o retraso del alargamiento de las raíces después de 2 días de incubación en la oscuridad. Curiosamente, el fenotipo de raíz corta se suprimió parcialmente cuando har1-1 Las plantas mutantes se cultivaron a la luz (Fig. 9b).

Efecto de la luz sobre las tasas de alargamiento de las especies silvestres y har1-1 raíces mutantes.

(a) Las tasas de elongación de la raíz de tipo salvaje. (b) Las tasas de har1-1 alargamiento de la raíz mutante. Cada valor es la media de las mediciones en 20 plantas. Las barras de error representan intervalos de confianza del 95%.

Ya que har1-1 raíces exhibieron un patrón anormal de expansión radial de las células de la raíz, así como una respuesta de hipernodulación (ver Figuras 1, 3d y 6), y dado que el fenotipo de hipernodulación de un Medicago truncatula mutantehoz) se había correlacionado con un cambio en la sensibilidad al etileno (Penmetsa & Cook, 1997), la sensibilidad de las especies silvestres y har1-1 Se examinaron las plántulas del precursor de etileno 1-aminociclopropano-1-ácido carboxílico (ACC). Cuando se cultiva verticalmente en la oscuridad en placas de agar que contienen concentraciones crecientes de ACC, tanto de tipo salvaje como har1-1 Las plántulas mutantes mostraron el mismo patrón de sensibilidad general a la inhibición del crecimiento de raíces por etileno (Fig. 10a). Sin embargo, en dos experimentos independientes, har1-1 Las raíces mutantes mostraron una resistencia ligeramente mayor a ciertas concentraciones de ACC en comparación con las raíces de tipo salvaje (por ejemplo, 1 × 10 −7 a 1 × 10 −6 M ACC en la Fig. 10a). Para evaluar más a fondo la disminución observada en la sensibilidad del har1-1 línea mutante a ACC, examinamos las respuestas de plántulas enteras a ACC aplicado exógenamente. Cuando se cultivan en la oscuridad en presencia de ACC, tanto de tipo salvaje como har1-1 las plántulas mostraron una respuesta triple típica (Guzman & Ecker, 1990), consistente en un acortamiento del hipocótilo, inhibición del alargamiento de la raíz y exageración de la curvatura apical del gancho (Fig. 11). Ambos genotipos exhibieron niveles similares de sensibilidad a ACC en términos de longitud de hipocótilo (datos no mostrados).

De tipo salvaje y har1-1 crecimiento de las raíces en presencia de concentraciones crecientes de hormonas vegetales aplicadas exógenamente.

El alargamiento relativo de tipo salvaje y har1-1 Se muestran raíces mutantes en presencia de (a) ácido 1-aminociclopropano1-carboxílico (ACC) (b) ácido α-naftaleno-acético (NAA) o 6-bencilaminopurina (BA). Cada valor es la media de las mediciones en 20 plantas. Las barras de error representan intervalos de confianza del 95%. El valor medio del 100% de crecimiento de las raíces en (a) tipo salvaje, 44,5 ± 3,4 mm har1-1 21,8 ± 1,2 mm en (b) de tipo salvaje, 56,9 ± 2,4 mm har1-1, 25,8 ± 1,6 mm en (c) de tipo salvaje 37,1 ± 1,9 har1-1, 21,6 ± 1,1 mm.

Triple respuesta a ACC de tipo salvaje y har1-1 plantas mutantes.

De tipo salvaje y har1-1 Se hicieron germinar semillas mutantes en medio MS en la oscuridad a 28 ° C en ausencia (0) o presencia de concentraciones crecientes (1–100 m m) de ACC. La fotografía se tomó 6 días después de la incubación en la oscuridad. La triple respuesta se caracteriza por hipocótilos acortados, raíces y formación de ganchos apicales exagerada.

Posteriormente, se examinó el efecto del ácido auxina α-naftaleno-acético (NAA) sobre el crecimiento de las raíces. De tipo salvaje y har1-1 Se encontró que las raíces mutantes muestran un patrón de sensibilidad general similar a NAA pero, como se había observado con ACC, las raíces de har1-1 las plantas mutantes mostraron un ligero fenotipo insensible a NAA a concentraciones más altas de NAA (Fig. 10b).

En Arabidopsis, la citoquinina inhibe el alargamiento de las raíces en plántulas de crecimiento claro y oscuro debido a la estimulación de la producción endógena de etileno (Cary et al. 1995). Por lo tanto, la sensibilidad del tipo salvaje y har1-1 También se examinaron las raíces mutantes a citoquinina aplicada de forma exógena (por tanto, etileno producido de forma endógena). La presencia de concentraciones incluso muy bajas (10–50 n m) de la citoquinina sintética, 6-bencilaminopurina (BA), redujo significativamente el crecimiento de las raíces en ambos genotipos. Sin embargo, nuevamente el har1-1 Las raíces mutantes exhibieron una resistencia moderadamente mayor a una amplia gama de concentraciones de BAP que las raíces de tipo salvaje (Fig. 10c). Esta resistencia ligeramente elevada de har1-1 La raíz mutante podría deberse a una respuesta independiente de etileno alterada a la citoquinina, producción de etileno estimulada por citoquinina disminuida y / o una respuesta atenuada al etileno producido de forma endógena. Para distinguir entre estas posibilidades, se examinó la influencia de la citoquinina agregada exógenamente en la inhibición del crecimiento de las raíces en presencia de iones de plata, aplicados como tiosulfato de plata, para inhibir la unión de etileno (Beyer, 1979) o aminoetoxivinilglicina (AVG, Yang & Hoffman, 1984). ) para inhibir la biosíntesis de etileno. Dado que 50 nanomolar BA inhibieron casi al máximo el alargamiento de la raíz en ambos genotipos, usamos esta concentración de citoquinina en combinación con concentraciones variables de inhibidores.

En ausencia de BA, Ag + solo tuvo un efecto estimulante limitado sobre el crecimiento / alargamiento de tipo salvaje y har1-1 raíces mutantes (Fig. 12a). Cinco μM de Ag + fueron suficientes para superar todos los efectos inhibidores de la citoquinina en har1-1 raíces mutantes, mientras que 5 μ m de Ag + restauró el crecimiento de la raíz de tipo salvaje a un nivel de aproximadamente el 60% del de las raíces de control no tratadas (Fig. 12b).

Efecto de BA sobre el alargamiento del tipo salvaje y har1-1 raíces mutantes en presencia de inhibidores de percepción / síntesis de etileno.

El alargamiento relativo de tipo salvaje y har1-1 Se muestran raíces mutantes en presencia de (a) Ag + (b) BA más Ag + (c) AVG y (d) BA más AVG. Valor medio del 100% de crecimiento de raíces en (a) y (b) tipo salvaje, 41,6 ± 3,0 mm har1-1, 23,3 ± 1,2 mm en (c) y (d) de tipo salvaje, 47,5 ± 4,0 mm har1-1, 23,2 ± 1,6 mm. Para obtener más detalles, consulte la leyenda de la Fig.10.

Se realizó un conjunto similar de experimentos con un inhibidor de la síntesis de etileno, AVG. En los experimentos de control, una concentración de AVG igual o inferior a 0,1 μ m no tuvo un efecto medible sobre el crecimiento de las raíces en ambos genotipos (Fig. 12c), mientras que las concentraciones más altas fueron fuertemente inhibidoras (datos no mostrados). En contraste con la supresión fenotípica mediada por plata, se encontró que una concentración baja de AVG (0.1 μ m) alivia toda la inhibición causada por la citoquinina y restaura un fenotipo normal de raíz larga a las plantas de tipo silvestre (Fig. 12d). ). sin embargo, el har1-1 Las plantas mutantes respondieron de manera diferente al mismo tratamiento, no solo recuperando un fenotipo de raíz corta, sino también mediante una estimulación adicional del crecimiento de la raíz. El último efecto dio como resultado que las plantas mutantes desarrollaran raíces largas que se alargaban al mismo ritmo que las raíces de tipo salvaje. Sin embargo, una incubación prolongada (más de 10 días) tanto de tipo salvaje como mutante har1-1 las plantas en presencia de citoquinina y AVG dieron como resultado la detención total del crecimiento de sus raíces. Se encontró que este efecto estaba asociado con una diferenciación terminal del meristemo de la raíz, lo que excluía los experimentos con tiempos de tratamiento más largos (datos no mostrados).


5.15: Fijación de nitrógeno - Biología

Química avanzada de nivel A / AS: más sobre formas de moléculas e iones inorgánicos

Química de nivel avanzado A de Doc Brown

Notas de revisión de química física teórica

Las formas de moléculas e iones y ángulos de enlace relacionados con su estructura electrónica.

Parte 2 Algunas otras moléculas e iones de carbono, nitrógeno, azufre y cloro

Una descripción, explicación, formas y ángulos de enlace del ion carbonato, ion nitrato (III) (ion nitrito), ion nitrato (V) (ion nitrato), óxido de nitrógeno (IV) (dióxido de nitrógeno), ion nitronio, azufre (IV ) óxido (dióxido de azufre), óxido de azufre (VI) (dióxido de azufre), ion sulfato (IV) (ion sulfato), ion azufre (VI) (ion sulfato), ion clorato (III), ClO2 - (ion clorito), ion clorato (V), ClO3 - (ion clorato) y el ion clorato (VII), ClO4 - (ion perclorato) se describen y discuten. ¡Todo está descrito y explicado!

Las formas de las moléculas, los diagramas de puntos y cruces, los ángulos de enlace para las moléculas seleccionadas y los iones de nitrógeno, azufre y cloro utilizando el modelo de repulsión de pares de electrones de capa de valencia (VSEPR) y los diagramas de puntos y cruces (ox) se presentan en 'estilo Lewis' ¡Los 'garabatos' serán reemplazados eventualmente por diagramas prolijos!

  • Iones de carbonato, CO3 2- tiene forma trigonal plana con un ángulo de enlace O-C-O de 120 ° debido a tres grupos de electrones de enlace y no hay pares de electrones solitarios.
  • La forma se deduce a continuación utilizando diagramas de puntos y cruces y la teoría VSEPR y se ilustra a continuación.
  • Tenga en cuenta que todos los enlaces C-O son idénticos debido a la deslocalización de algunos de los electrones ( σ sigma y π unión pi)

enlace de valencia diagrama de puntos y cruces para el ion carbonato

    Óxido de nitrógeno (IV), NO2 (dioxido de nitrogeno) tiene forma doblada (angular), Ángulo de enlace O-N-O

Diagramas de puntos y cruces de enlaces de valencia para óxidos de nitrógeno y oxianiones de nitrógeno

  • Tenga en cuenta que todos los enlaces N-O dentro de la molécula o ión son idénticos debido a la deslocalización de algunos de los electrones ( σ sigma y π unión pi)

    Óxido de azufre (IV), SO2 (dióxido de azufre / dióxido de azufre) la molécula es una forma doblada (angular), Ángulo de enlace O-S-O

Diagramas de puntos y cruces de enlaces de valencia para óxidos de azufre y oxianiones de azufre

  • Tenga en cuenta que todos los enlaces S-O dentro de la molécula o ión son idénticos debido a la deslocalización de algunos de los electrones ( σ sigma y π unión pi)

    El ion clorato (III), ClO2 - (ion clorito), tiene forma doblada (angular), ángulo de unión O-Cl-O

Diagramas de puntos y cruces de enlaces de valencia para iones clorato seleccionados

  • Tenga en cuenta que todos los enlaces Cl-O dentro de la molécula o ion son idénticos debido a la deslocalización de algunos de los electrones ( σ sigma y π unión pi)

Notas de revisión para GCE Advanced Subsidiary Level AS Advanced Level A2 IB Revisar AQA GCE Chemistry OCR GCE Chemistry Edexcel GCE Chemistry Salters Chemistry CIE Chemistry, WJEC GCE AS A2 Chemistry, CCEA / CEA GCE AS A2 Chemistry revisar cursos para estudiantes preuniversitarios (igual a 11 ° y 12 ° grado de EE. UU. Y cursos de nivel de honores / honores AP)


1. Introducción

El nitrógeno reactivo (Nr), como el nitrato, el nitrito y el amonio, es esencial para las funciones, los procesos y la dinámica de los ecosistemas (Vitousek y Howarth 1991). Junto con el advenimiento de la fijación industrial ilimitada de nitrógeno a bajo costo por el proceso de Haber-Bosch, las actividades antropogénicas han duplicado al menos las entradas globales anuales de Nr a los ecosistemas en comparación con las entradas de Nr durante la época preindustrial (Galloway et al 2004). El aumento de Nr respalda las necesidades de alimentos y combustible de una población humana en crecimiento, pero también causa numerosos impactos adversos en la salud humana y la sostenibilidad ambiental, incluida la eutrofización de los ecosistemas acuáticos y el aumento de N2Emisiones de oxígeno: un potente gas de efecto invernadero y que agota la capa de ozono (Vitousek et al 1997, Galloway et al 2008, Sobota et al 2013). Sin embargo, el aumento de Nr no se distribuye uniformemente a escalas espaciales. En África, una región con muy poco Nr, el sector agrícola no ha podido producir suficientes alimentos para la población en rápido crecimiento y los insumos insuficientes de N pueden llevar a la extracción de reservas de N orgánico del suelo (Davidson 2009). Por lo tanto, compensar los impactos negativos asociados con los insumos antropogénicos de Nr representa un desafío importante que enfrentan los administradores de la tierra y el agua en todo el mundo.

Es fundamental comprender mejor los aportes y las fuentes de Nr para mejorar el equilibrio entre sus impactos positivos y negativos (Bouwman et al 2009, Hong et al 2011, Swaney et al 2012). Hasta ahora, se han realizado evaluaciones regionales de Nr antropogénico para la Unión Europea (Sutton et al 2011), América del Norte (Sobota et al 2013) y China (Ti et al 2012). La única síntesis existente de Nr en África se completó para África Occidental hace tres décadas (Robertson y Rosswall 1986). Creemos que el Nr antropogénico en África debería incluirse en las evaluaciones globales del Nr mediado por humanos.

El lago Victoria en África oriental es el segundo lago de agua dulce más grande del mundo y la cuenca es una de las regiones más densamente pobladas de África. La población y la economía en rápida expansión dentro de la cuenca (Muyodi et al 2010), ha dado lugar a cambios notables en el régimen físico, químico y biológico del lago durante los últimos 50 años (Juma et al 2014), incluido el enriquecimiento de Nr (Lung'ayia et al 2001). Los estudios anteriores en la cuenca del lago Victoria se centraron principalmente en las concentraciones de N en el agua (Gikuma-Njuru y Hecky 2005) o en la estimación de la carga a una escala relativamente pequeña (Lindenschmidt et al 1998). Sin embargo, no hay estudios sobre el presupuesto regional de nitrógeno de la cuenca, que es fundamental para mejorar la gestión regional de Nr y equilibrar sus impactos negativos y positivos.

Aquí, sintetizamos los datos existentes para desarrollar un presupuesto regional de Nr en la cuenca del lago Victoria utilizando el entrada neta de nitrógeno antropogénico (NANI) enfoque. El enfoque NANI es un método eficaz para evaluar los aportes de Nr inducidos por el hombre al paisaje y para evaluar sus impactos potenciales en la exportación fluvial de grandes cuencas (Hong et al 2013). Los objetivos de este documento son (1) evaluar el presupuesto regional de Nr, destacando sus incertidumbres subyacentes, e (2) identificar las brechas de investigación y sugerir formas de mejorar las estimaciones futuras.


Perfiles analíticos de sustancias farmacológicas y excipientes

4. Métodos de análisis

4.1 Identificación

La identidad del zileuton se puede confirmar comparando el espectro de absorción de infrarrojos de la muestra con el que se informa en la Figura 9.

4.2 Análisis elemental

Un análisis elemental típico de una muestra de zileuton es el siguiente:

4.3 Métodos cromatográficos de análisis

4.3.1 Cromatografía de capa fina

Se han investigado varios sistemas cromatográficos de capa fina para evaluar la pureza del zileuton. Se ha encontrado que dos de estos proporcionan la mejor separación de zileuton, sus impurezas y productos de degradación.

El sistema I usa acetato de etilo para efectuar la separación analítica en gel de sílice 60 F254, realizándose la detección con irradiación UV de onda corta. N- (1-benzo [b] tien-2-iletil) -urea (RF, 0,12), (Z) -1-benzo [b] tien-2-iletanona oxima (RF, 0,59), (E) -1-benzo [b] tien-2iletanona oxima (RF, 0,65) y N-1benzo [b] tien-2-iletil) hidroxilamina se puede separar de zileuton (RF, 0.21).

El Sistema II utiliza una fase móvil que consta de 50:50 1 cloroformo / cloruro de metileno / hidróxido de amonio, la separación se realiza en gel de sílice 60 F254, y la detección se realiza con irradiación UV de onda corta. Este sistema se puede utilizar para separar (Z) -1-benzo [b] tien-2-iletanona oxima (RF, 0,06) (E) -1-benzo [b] tien-2-iletanona oxima (RF, 0,17), 1-benzo [b] tien-2-iletanona (RF, 0,56), 1-benzo [b] tien-2-iletilamina (RF, 0,07) y 0- (1-benzo [b] tien-2-iletil) -1-benzo [b] tien-2-iletanona oxima (RF, 0,33) de zileuton (RF, origen).

4.3.2 Cromatografía líquida de alta resolución

Se han desarrollado varios métodos de HPLC para evaluar la calidad del fármaco zileuton. El sistema I se utiliza para cuantificar la potencia de la sustancia farmacéutica a granel, mientras que los sistemas II y III se utilizan para cuantificar las impurezas y los productos de degradación en la sustancia a granel. Las características de los Sistemas II y III son tales que cubren la gama de polaridades asociadas con las diversas impurezas del zileutón. El Sistema II se utiliza para monitorear los productos de degradación.

Sistema I
Fase móvil:Solución de acetato de amonio 0,1 M que contiene ácido acetohidroxámico al 0,025% (ajustar la solución con ácido perclórico a pH 2,0) / acetonitrilo (72:28)
Columna:30 cm × 1/4 ″ (diámetro exterior) × 4,6 mm (diámetro interno) empaquetados con Spherisorb S10 ODS
Tasa de flujo:aproximadamente 1,5 ml / minuto
Detector:260 nm, 0,1 AUFS
Sistema II
Fase móvil:Solución de acetato de amonio 0,1 M que contiene ácido acetohidroxámico al 0,025% (ajustar la solución con ácido perclórico a pH 2,0) / acetonitrilo (82:18)
Columna:30 cm × 1/4 ″ (diámetro exterior) × 4,6 mm (diámetro interno) empaquetados con Spherisorb S10 ODS
Tasa de flujo:2,2 ml / minuto
Detector:260 nm, 0,01 AUFS
Sistema III
Fase móvil:1: 1 de acetonitrilo / 0,5% de ácido perclórico
Columna:30 cm × 1/4 ″ (diámetro exterior) × 4,6 mm (diámetro interno) empaquetados con Spherisorb S10 ODS
Tasa de flujo:aproximadamente 1,5 ml / minuto
Detector:260 nm, 0,01 AUFS

Además, se ha desarrollado un método de cromatografía quiral directa para la separación de enantiómeros de zileuton, que utiliza las siguientes condiciones:

Fase móvil:92: 8: 0,1 hexano / 2-propanol / ácido trifluwoacético
Columna:Daicel Chiralpak AD, 250 × 4,6 mm (d.i.) (Regis) - operado a 25 ° C
Volumen de inyección:10 μL (0,1 mg / mL)
Tasa de flujo:1,0 ml / minuto
Detector:260 nm, 0,02 AUFS

4.4 Determinación en formas farmacéuticas de dosificación

La potencia y los productos de degradación primaria en las formulaciones de tabletas de zileuton pueden analizarse mediante un procedimiento de cromatografía líquida de alta resolución utilizando 4-hidroxibenzoato de metilo (metilparabeno) como patrón interno. El método utiliza una columna Spherisorb S10 ODS de 10 μm, una fase móvil que consta de 72 partes de una solución de acetato de amonio 0,1 M que contiene ácido acetohidroxámico al 0,025% (ajustado con ácido perclórico a pH 2,0) y 28 n partes de acetonitrilo.

4.5 Determinación en líquidos corporales

Thomas y Albazi desarrollaron la determinación simultánea de zileuton y su metabolito N-deshidroxilado en orina de rata no tratada mediante cromatografía líquida micelar [23]. La separación de estos compuestos se logra usando dodecilsulfato de sodio (SDS) como fase móvil, una columna de sílice unida a CN y detección UV a 262 nm. Debido al poder solubilizante de la fase móvil micelar, las muestras de orina se inyectaron en el sistema sin ninguna precipitación de proteínas que consumiera mucho tiempo y / o pasos de extracción del fármaco.

También se desarrolló un método de HPLC para la determinación de zileuton y su metabolito inactivo N-deshidroxilado en plasma [24].


DISCUSIÓN

Índice de clorofila foliar y concentración de nitrógeno en las hojas del maíz

Las dosis de N aplicadas fueron absorbidas por el maíz, como lo demuestra el aumento de la concentración de N en las hojas y el LCI una vez que el N es uno de los componentes de la molécula de clorofila (Galindo et al., 2016). Ha habido varios estudios que informaron la correlación lineal positiva con el LCI y el aumento de las tasas de N en los cultivos de maíz. Kappes y col. (2013a) aplicaron hasta 90 kg ha -1 de N como urea, y Kappes et al. (2014) utilizaron 0, 50, 100 y 150 kg ha -1 de N como urea y ambos informaron una relación lineal entre la tasa de N y las mediciones de LCI. Aunque los valores de LCI son relativamente altos en nuestro estudio, incluso en los cultivos de control (que van de 61 a casi 71, respectivamente), los resultados son comparables a los reportados en la literatura. Kappes y col. (2013a) informaron valores de LCI que iban de 45,8 a 62,9, y Kappes et al. (2014) informaron valores de LCI que oscilan entre 55,3 y 62,1.

Con respecto a la concentración de N foliar, Costa et al. (2012), quienes observaron un efecto lineal y positivo de las tasas de N sobre la concentración de N en el tejido foliar. Cabe señalar que la concentración de N foliar estuvo en el rango considerado adecuado (27–35 g kg -1) (Cantarella et al., 1997), incluso en los cultivos control (27,21 g kg -1). Sin embargo, cabe destacar el mayor requerimiento de N de los híbridos de maíz de ciclo anterior y mayor potencial de producción.

El resultado similar entre las fuentes de N para LCI se puede atribuir a las concentraciones similares de N de las hojas obtenidas con urea y urea con el inhibidor de ureasa NBPT. Esto podría ser el resultado de la baja eficiencia de la NBPT para neutralizar las enzimas ureasa en el suelo. Algunas de las razones de la ineficacia de la NBPT para controlar la actividad de la ureasa podrían deberse a que parte de la paja de la cosecha de trigo del año anterior permaneció en la superficie del suelo y el año fue excepcionalmente caluroso (Fig. 1). De manera similar, otros estudios no han informado diferencias significativas en el rendimiento entre la urea y las fuentes mejoradas de N con polímeros de liberación lenta en el maíz (Queiroz et al., 2011, Valderrama et al., 2011, Galindo et al., 2016).

En cuanto a los resultados positivos de la inoculación en LCI, de manera similar, Müller et al. (2016) y Galindo et al. (2016) encontraron que las plantas de maíz que fueron inoculadas con A. brasilense tenía un LCI más alto que las plantas no inoculadas. Se han obtenido respuestas positivas a la inoculación con esta bacteria diazotrófica incluso cuando los cultivos se cultivan en condiciones que proporcionan cantidades adecuadas de N para un crecimiento óptimo (Galindo et al., 2017c). Esto sugiere que las respuestas positivas de las plantas a la inoculación se producen no exclusivamente por el BNF en las gramíneas, sino también por la producción de hormonas de crecimiento vegetal, que incluyen ácido indolacético, giberelina y citoquinina (Galindo et al., 2017c), que pueden desempeñar un papel esencial. papel en la promoción del crecimiento de las plantas (Bashan y de-Bashan, 2010). Según Pankievicz et al. (2015), la inoculación con A. brasilense puede mejorar el desarrollo y el crecimiento del sistema radicular en Setaria viridis pasto debido a un mayor CO2 fijación y menor acumulación de carbono fotoasimilado en las hojas, lo que condujo a un mayor crecimiento sobre el suelo, mayor contenido de agua en los tejidos y menor estrés. Además, el aumento de la producción de ácido indolacético puede mejorar la absorción de nutrientes por el mayor crecimiento del sistema radicular (Hungria et al., 2010).

Evaluaciones biométricas y componentes productivos del maíz

Castro y col. (2008) reportaron que la altura de las plantas está influenciada por la disponibilidad de N en el suelo ya que este nutriente participa directamente en el proceso fotosintético y en la división y expansión celular. Gross y col. (2006) recomiendan que se aplique N en una o dos aplicaciones solo durante la temporada, debido a los efectos positivos sobre la altura de la planta y el rendimiento de grano de maíz. Sin embargo, vale la pena señalar que la altura de la planta no siempre se correlaciona con la productividad, ya que los híbridos modernos con alto potencial productivo son en su mayoría de menor altura (Cruz et al., 2008). En nuestro estudio se observó que el aumento de las tasas de N condujo a una mayor disponibilidad de N, lo que posiblemente aumentó la acumulación de granos de N y posteriormente aumentó la altura de la planta, el diámetro de la mazorca, el número de granos por espiga, la masa de 100 granos y el rendimiento de grano de maíz.

Con respecto a la masa de 100 granos, la masa de grano es una característica influenciada por el genotipo, las condiciones climáticas y la disponibilidad de nutrientes durante las etapas de llenado del grano (Chen et al., 2012). Además, para Mello et al. (2017), este componente productivo es muy dependiente de la absorción de N por el maíz, que alcanza el pico de absorción durante el período comprendido entre el inicio de la floración y el inicio de la formación del grano. La deficiencia de nitrógeno en este período puede contribuir a la formación de granos con menor masa específica debido a la no translocación de cantidades adecuadas de nutrientes, lo que justifica el aumento de masa de 100 granos observado en el presente estudio con el aumento de las tasas de N aplicadas.

Sobre el tema de la inoculación de semillas con A. brasilense, el aumento del diámetro del tallo con la inoculación es interesante ya que esta característica morfológica es una que ha estado más relacionada con el porcentaje de acame o rotura de la planta en el maíz. Además, se ha informado que el diámetro del tallo es un factor importante para el alto rendimiento porque cuanto mayor es el diámetro, mayor es la capacidad de la planta para almacenar fotoasimilados que contribuyen al llenado del grano (Cruz et al., 2008 Lana et al., 2009), lo que también justifica el aumento de LCI, longitud de mazorca y rendimiento de grano verificado en el presente estudio en función de la inoculación con A. brasilense. Inoculación con A. brasilense también aumentó la longitud de la oreja en comparación con los tratamientos sin inocular. Es posible que la inoculación con A. brasilense favoreció el desarrollo de un sistema radicular mejorado, conduciendo a una mayor absorción de agua y nutrientes, influyendo positivamente en el estado nutricional de la planta. La cantidad de agua y nutrientes a enviar a la mazorca está directamente relacionada con el estado nutricional de la planta, la planta de maíz mejor nutrida tiende a desarrollar mejor su espiga, lo cual se demuestra en la longitud.

Es posible que la falta de respuesta a las fuentes de N se deba a que al regar la zona, una reducción sustancial de N-NH3 La volatilización probablemente ocurrió como resultado de un mayor contacto entre el fertilizante y las partículas del suelo, lo que condujo a un aumento de NH4 + adsorción por el suelo (Silva et al., 1995), y el efecto de la NBPT en la reducción de las pérdidas por volatilización se redujo con altas tasas de N (Silva et al., 2017). Además, la magnitud de los efectos positivos asociados con el uso de urea con NBPT ha variado mucho con las características del suelo, el manejo del cultivo y las condiciones climáticas que alteran el NH3 volatilización en el momento de la aplicación del fertilizante y en los primeros días posteriores a esta práctica (Cantarella et al., 2008 Tasca et al., 2011). Varios estudios informan que la adición de inhibidores de la ureasa a la urea retarda el NH3 pico de volatilización que, para la urea convencional, se concentra en la primera semana después de la aplicación del fertilizante a la superficie del suelo (Cantarella et al., 2008 Rochette et al., 2009 Tasca et al., 2011). De esta forma, el riego del área experimental poco después de la fertilización nitrogenada asociada a las lluvias ocurridas en la semana en la que se aplicaron los fertilizantes en el primer año (45 mm de precipitación entre el 11 al 16 de enero de 2014, 3 d después de la aplicación de fertilizantes nitrogenados Fig. 1A) y en el segundo año (19 mm de lluvia el 14 de enero de 2015, y 21 mm el 21 de enero de 2015, 10 y 17 d después de la aplicación de fertilizantes nitrogenados, respectivamente Fig. 1B) contribuyeron efectivamente para minimizar las pérdidas por volatilización de la urea, proporcionando un efecto similar al de la urea con NBPT. Por lo tanto, el uso de urea con NBPT en días calurosos y en semanas con condiciones secas, una condición climática común entre abril y septiembre en la sabana brasileña podría ser muy ventajoso, aclarando nuevos estudios.

Los estudios que involucran el uso de urea recubierta de polímero en comparación con la urea convencional han mostrado un efecto similar (Queiroz et al., 2011 Mello et al., 2017). Además, Valderrama et al. (2011), al comparar el efecto de la urea convencional y la urea recubierta de polímero soluble, no encontraron ventajas con la encapsulación de urea con polímeros para maíz cultivado en el Cerrado brasileño. Como las fuentes no influyeron en las principales evaluaciones realizadas, la urea se vuelve más ventajosa por su mejor relación costo-beneficio, de acuerdo con Queiroz et al. (2011) y Maestrelo et al. (2014).

Por otro lado, a diferencia del presente estudio, Abalos et al. (2014) apoyan la hipótesis de que el uso del inhibidor de urea NBPT es la opción más adecuada si las pérdidas por NH3 Se espera que la volatilización sea alta. Según Abalos et al. (2014), en condiciones donde se aplican altos insumos de fertilizante N y que favorece un alto drenaje, con sistemas de riego la eficiencia de la urea con inhibidor NBPT puede ser mayor. Sin embargo, el autor concluyó que se necesitan nuevos estudios para mejorar nuestra comprensión de las condiciones bajo las cuales los fertilizantes de eficiencia mejorada son económicamente viables y para comparar su eficiencia con la de otras opciones, como el manejo mejorado de agua y fertilizantes nitrogenados.

Eficiencia en el uso de nitrógeno, rendimiento del grano de maíz y análisis económico

La reducción de la EUN en función del aumento de las tasas de N puede atribuirse a la pérdida de N, como se describe claramente en la literatura. Mayores tasas de N resultan en mayores pérdidas y menor utilización por parte de los cultivos ya que la demanda nutricional de las plantas es limitada (Galindo et al., 2016). Las plantas son capaces de absorber una cierta cantidad de nutrientes en un tiempo determinado, el N que se aplica y no se absorbe puede perderse, disminuyendo la eficiencia de la fertilización con mayores tasas de N, como se establece en la literatura como la ley de rendimientos decrecientes.

El aumento de EUN debido a la inoculación con A. brasilense se acentuó. En promedio, la NUE proporcionada por la inoculación fue 3.5 veces mayor que la NUE de los no inoculados. Según Cormier et al. (2013), se pueden diseñar dos estrategias para la mejora de la EUN: mantener un alto rendimiento al reducir el suministro de N y / o aumentar el rendimiento con un suministro constante de N. Con base en los resultados obtenidos, la inoculación con Azospirillum brasilense es una estrategia muy interesante en la mejora de la eficiencia del N y se puede utilizar para disminuir las dosis de fertilizante N aplicado, manteniendo la misma EUN y sin afectar negativamente el rendimiento de grano.

En cuanto al rendimiento de grano, en varios estudios se han reportado aumentos en el rendimiento de grano de maíz con la aplicación de dosis crecientes de N (Kitchen et al., 2009 Holland y Schepers, 2010 Venterea et al., 2011 Kappes et al., 2014 Galindo et al. , 2016), respaldando los resultados observados en el presente estudio. Además, Galindo et al. (2016) verificaron que el mayor rendimiento de grano de maíz se obtuvo cuando se suministró N en mayores proporciones en el momento del abono, y que el NH3 Las pérdidas por volatilización de la urea que ocurren en el cultivo de maíz de regadío no redujeron el rendimiento de grano. Según los autores, había N disponible en la solución del suelo en el período en el que la planta requiere mayores cantidades del nutriente. Una explicación probablemente sería que el N aplicado en la siembra ya está en la solución del suelo y, cuando se agrega N, la planta tiene una mayor cantidad del nutriente a absorber.

Se verificó un incremento en el rendimiento de grano de maíz en función de la inoculación en comparación con los tratamientos no inoculados verificados en el presente estudio fue de 1012.05 kg ha -1 (equivalente a 14.3%). Además, en base a los resultados obtenidos, incluso con la aplicación de altas tasas de N asociadas a la inoculación con A. brasilense El rendimiento del grano de maíz no se vio afectado negativamente, lo que indica que las altas tasas de N no eliminan los beneficios de la inoculación con A. brasilense. Kappes y col. (2013b) informó que el maíz inoculado con A. brasilense tuvo un aumento del rendimiento del 9,4%. Cavallet y col. (2000) reportaron un aumento del 17% en el rendimiento de maíz cuando las semillas fueron inoculadas con Azospirillum spp. Galindo y col. (2018) verificaron un aumento del 5,7% en el rendimiento de grano de maíz mediante la inoculación de semillas con A. brasilense, utilizando cinco dosis de N en abono, con un rendimiento promedio de grano superior a 9826 kg ha -1. Müller et al. Obtuvieron resultados similares. (2016), donde los rendimientos de maíz fueron 3.8% más altos con la inoculación de semillas de A. brasilense en comparación con el testigo, con un rendimiento medio de grano superior a 11.000 kg ha -1. Hungria y col. (2010) también obtuvieron incrementos en el rendimiento de maíz del orden del 27%, correspondientes a 743 kg ha -1.

Según Hungria (2011), los efectos de la inoculación de semillas de maíz sobre el rendimiento de grano dependen de las características genéticas de las plantas y cepas (bacterias) además de las condiciones ambientales. En este sentido, la interacción entre genotipos con cepas eficientes de bacterias es el hecho clave para el éxito de la fijación biológica de N en gramíneas (Lana et al., 2012), y puede explicar la variación en el aumento del rendimiento de grano de maíz verificada en el literatura.

El rendimiento de grano de maíz aumentó como resultado de la inoculación con A. brasilense se han atribuido comúnmente a múltiples mecanismos, que incluyen, entre otros, la síntesis de fitohormonas (por ejemplo, auxina, citoquinina y giberelina), mejora en la nutrición y el uso de N, mejora en los parámetros fotosintéticos de las hojas, atenuación / minimización del estrés y control de algunos agentes patógenos (Bashan y de-Bashan, 2010). En el presente estudio, las principales evaluaciones que fueron influenciadas positivamente por la inoculación fueron LCI, diámetro del tallo, longitud de la mazorca y EUN, lo que se reflejó positivamente en el aumento del rendimiento de grano de maíz, y consecuentemente aumento de la rentabilidad con la producción de maíz cuando se inocula con A. brasilense.

En el tema del análisis económico, los COT más altos de los tratamientos con aplicación de urea con NBPT e inoculación con A. brasilense se deben al costo de estos insumos agrícolas. El precio promedio pagado por los agricultores fue de USD $ 599,33 y $ 673,40 por tonelada de urea y urea con NBPT, respectivamente. Para la inoculación con A. brasilense, el gasto fue de alrededor de USD $ 3,37 por dosis, y se utilizaron dos dosis por hectárea en ambos cultivos de maíz, totalizando USD $ 6,74. Como la urea con NBPT no condujo a un aumento en el rendimiento de grano, el OP tampoco se vio favorecido, sin embargo, la inoculación con A. brasilense aumento del rendimiento de grano en 15.7% en el promedio de los 2 años de cultivo, y debido al bajo costo de adquisición y aplicación (solo 0.71% de TOC USD $ 6.74 por ha), resultó en un aumento en OP con la producción de maíz, independientemente de la fuente de N y tasa aplicada.

Teniendo en cuenta el costo de las tasas de N aplicadas y el OP proporcionado por ellas, la aplicación de 100 kg ha -1 de N como fuente de urea asociada con A. brasilense brindó mayor rentabilidad en la producción de maíz (US $ 360,84), mientras que en ausencia de inoculación, la mayor rentabilidad se obtuvo sin fertilización nitrogenada (US $ 174,88), diferencia de 106,34% en el PO, reiterando la importancia de la inoculación con A. brasilense aumentando la EUN, el rendimiento de grano y la rentabilidad con el cultivo de maíz.

Brasil es el tercer productor y el segundo exportador de maíz del mundo, con alrededor de 16,5 millones de hectáreas cultivadas (CONAB, 2018). Así, a partir del aumento de rentabilidad obtenido por la inoculación con A. brasilense en el cultivo de maíz, la adopción de esta tecnología por parte de los agricultores y debido al gran volumen y área de producción, es posible incrementar las ganancias obtenidas con esta actividad en el orden de millones de dólares por año, impactando positivamente la producción agrícola brasileña. sistema. Esto puede extrapolarse a las condiciones tropicales en el futuro y extenderse a varios países, beneficiando a la agricultura mundial.

Los resultados obtenidos demuestran un beneficio en el rendimiento de grano de maíz en función de la inoculación de semillas con A. brasilense. En función de bajo costo económico, facilidad de aplicación, atóxico para el medio ambiente, y con un alto potencial de respuesta del cultivo de maíz, aún con la aplicación de dosis de N consideradas altas para BNF, la inoculación con A. brasilense probablemente sea una tecnología cada vez más utilizada por los agricultores.


Ver el vídeo: Ciclo del Nitrógeno - Nitratos vs Urea (Julio 2022).


Comentarios:

  1. Zulkiramar

    Creo que esta es una frase brillante.

  2. Gayle

    en casa con una mente curiosa :)

  3. Kuan-Yin

    Lamento mucho que no pueda ayudar a nada. Espero, para ti aquí, ayudará. No se desesperen.

  4. Kuruvilla

    Ni siquiera sé qué decir

  5. Kasar

    No hablé eso.

  6. Aubry

    Anteriormente, pensé lo contrario, gracias por su ayuda en este asunto.



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