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Aug 21, 2023

Efectos de la acidificación sobre la nitrificación y la emisión asociada de óxido nitroso en aguas estuarinas y costeras

Nature Communications volumen 14, Número de artículo: 1380 (2023) Cite este artículo 5487 Accesos a 25 detalles de Altmetric Metrics En el contexto de un nivel creciente de dióxido de carbono (CO2) atmosférico,

Nature Communications volumen 14, número de artículo: 1380 (2023) Citar este artículo

5487 Accesos

25 altmétrico

Detalles de métricas

En el contexto de un nivel creciente de dióxido de carbono (CO2) atmosférico, la acidificación de las aguas estuarinas y costeras se ve enormemente exacerbada por los aportes de nutrientes de origen terrestre, las surgencias costeras y los complejos procesos biogeoquímicos. Por lo tanto, una comprensión más profunda de cómo responden los nitrificantes a la intensificación de la acidificación es crucial para predecir la respuesta de los ecosistemas estuarinos y costeros y su contribución al cambio climático global. Aquí, mostramos que la acidificación puede disminuir significativamente la tasa de nitrificación pero estimular la generación de óxido nitroso (N2O) como subproducto en aguas estuarinas y costeras. Al variar la concentración de CO2 y el pH de forma independiente, se excluye el efecto beneficioso esperado del CO2 elevado sobre la actividad de los nitrificantes (efecto "fertilización con CO2") en condiciones de acidificación. Los datos del metatranscriptoma demuestran además que los nitrificadores podrían regular significativamente las expresiones genéticas asociadas con la homeostasis del pH intracelular para hacer frente al estrés de la acidificación. Este estudio destaca los fundamentos moleculares de los efectos de la acidificación sobre la nitrificación y las emisiones asociadas de N2O de gases de efecto invernadero, y ayuda a predecir la respuesta y la evolución de los ecosistemas estuarinos y costeros ante el cambio climático y las actividades humanas.

El dióxido de carbono (CO2) en la atmósfera ha ido aumentando debido a actividades humanas intensivas como la quema de combustibles fósiles, la producción de cemento, la deforestación y otros cambios en el uso de la tierra1. A nivel mundial, la concentración atmosférica media de CO2 ha alcanzado ya 413,2 ppm y se espera que supere las 800 ppm a finales del siglo XXI2,3. Aproximadamente el 40% del CO2 emitido durante la era industrial ha sido absorbido por los océanos4, provocando en consecuencia una reducción de aproximadamente 0,1 unidades de pH en el agua de mar superficial5,6. Se estima una nueva disminución de 0,2 a 0,3 unidades de pH para finales de este siglo, con graves consecuencias previstas para los organismos y ecosistemas sensibles6,7,8.

Los ecosistemas estuarinos y costeros son regiones dinámicas bajo la interacción de ríos, tierra y océanos9, que pueden proporcionar servicios ecosistémicos vitales para el bienestar humano10. Sin embargo, en el contexto de un nivel creciente de CO2 atmosférico, las aguas estuarinas y costeras sufren una acidificación más aguda que los océanos abiertos, bajo los efectos sinérgicos de los aportes de nutrientes de origen terrestre, las surgencias costeras y los complejos procesos biogeoquímicos (Figura complementaria 1). 11,12. Una de las mayores amenazas a los ecosistemas estuarinos y costeros en todo el mundo es el aporte excesivo de nutrientes antropogénicos de las cuencas hidrográficas10. La producción de fitoplancton inducida por la eutrofización puede dar lugar a una alta tasa de respiración en las aguas del fondo donde se deposita la materia derivada de las algas, lo que puede provocar una fuerte producción de CO213. Por lo tanto, la acidificación en aguas estuarinas y costeras puede intensificarse en gran medida por la intrusión episódica de agua aflorante con alto contenido de CO211,13,14, que puede afectar perjudicialmente los procesos biológicos y el funcionamiento de los ecosistemas estuarinos y costeros15,16,17,18,19,20,21. .

La nitrificación es un proceso crítico para el equilibrio de las reservas de nitrógeno reducido y oxidado, vinculando la mineralización con las vías de eliminación de nitrógeno de la desnitrificación y la oxidación anaeróbica de amonio22. Por tanto, desempeña un papel crucial en el ciclo global del nitrógeno, especialmente en los ecosistemas acuáticos eutróficos. Debido al lento crecimiento de los nitrificadores y su alta sensibilidad a las perturbaciones ambientales23, se prevé que la nitrificación se vea alterada por la acidificación acuática. Una complicación en la respuesta de los nitrificantes a la acidificación es que el aumento de la presión parcial de CO2 (pCO2) y la disminución del pH pueden tener efectos opuestos. Se espera que una condición de pCO2 más alta beneficie la nitrificación, ya que una mayor fuente de carbono puede promover el crecimiento de nitrificadores quimioautótrofos (fertilización con CO2)24,25,26,27. Por el contrario, la disminución concomitante del pH puede cambiar el equilibrio entre amoníaco (NH3) y amonio (NH4+) hacia una menor concentración de sustrato NH3 disponible para los oxidantes de amoníaco y, por lo tanto, inhibir la nitrificación25,28,29. Por tanto, la respuesta de los nitrificadores depende en gran medida del equilibrio de estos posibles efectos positivos y negativos. Sin embargo, se sabe poco sobre los efectos de los niveles proyectados de acidificación acuática sobre el metabolismo de los nitrificantes y los mecanismos subyacentes.

La nitrificación también es una vía importante para la producción de óxido nitroso (N2O)30,31,32,33, un gas de efecto invernadero, que tiene un forzamiento radiativo por mol >300 veces más fuerte que el CO2 y puede reaccionar con el ozono en la estratosfera34. El N2O puede ser producido enzimáticamente por bacterias oxidantes de amoníaco (AOB) mediante la conversión de hidroxilamina (NH2OH) en N2O35,36, o mediante desnitrificación con nitrificador [una reducción secuencial de nitrito (NO2-) a óxido nítrico (NO) y N2O]35. Recientemente también se caracterizó la conversión biótica de NH2OH a N2O por AOB a través del citocromo P46036. Por el contrario, se cree que la emisión de N2O asociada con la oxidación de NH3 por arqueas oxidantes de amoníaco (AOA) resulta principalmente de reacciones abióticas entre NH2OH y NO2- o NO32,37,38. Estudios anteriores sugirieron que el AOA produce menores rendimientos de N2O que el AOB durante la oxidación aeróbica del NH337,39. Además, se ha documentado que los oxidantes completos de amoníaco (comammox) presentan un menor rendimiento de N2O que el AOB, ya que el N2O se origina más bien a partir de la conversión abiótica de NH2OH por las bacterias comammox40,41. Sin embargo, aún no está claro cómo responderá la producción de N2O nitrificador a la acidificación acuática.

Aquí examinamos cómo la acidificación acuática afecta la tasa de nitrificación y las emisiones asociadas de N2O en el estuario del Yangtze y las aguas costeras adyacentes. También se llevan a cabo experimentos de manipulación para desacoplar los efectos individuales de una pCO2 elevada y un pH reducido. Los metatranscriptomas se analizan más a fondo para dilucidar la respuesta metabólica de los microbios nitrificantes mediante el seguimiento de la expresión de genes que responden a la acidificación. Esta investigación proporciona información sobre las interacciones mecanísticas entre la acidificación y la nitrificación y ayuda a predecir la futura evolución ecológica de los ecosistemas estuarinos y costeros.

Se lograron diferentes niveles de acidificación (pH reducido entre 0,10 y 1,05) mediante muestras de agua burbujeante recolectadas en seis sitios representativos (Yz1-Yz6) a lo largo del estuario del Yangtze y aguas costeras adyacentes con diferentes mezclas de aire: CO2 (Fig. 1, Tablas complementarias 1). y 2). Las tasas de nitrificación en estos sitios mostraron una respuesta idéntica a la acidificación: todas disminuyeron notablemente cuando se redujo el pH, independientemente del posible efecto beneficioso del CO2 elevado (Figura complementaria 2). Se detectó una disminución en las tasas de nitrificación (5,8–18,1%) con la reducción del pH incluso de 7,92–8,15 a 7,80–8,04 (la pCO2 aumentó en 122–172 μatm) (P <0,05). Las tasas de nitrificación disminuyeron entre ~11,1 y 34,1% cuando se duplicó la pCO2 (P <0,05). La disminución de las tasas de nitrificación estuvo fuertemente correlacionada con la reducción del pH del agua (P <0,05), según las curvas de acidificación-respuesta construidas (Fig. 2a). Las tasas de nitrificación disminuirían entre ~7,7% y 25,0% con una reducción promedio de aproximadamente 0,21 unidades de pH que se ha observado en aguas estuarinas y costeras de todo el mundo durante las últimas décadas (Figura 1 complementaria). Este efecto de inhibición de la acidificación sobre la tasa de nitrificación es consistente con lo observado previamente en océanos abiertos28,42. Si bien se informó que la tasa de nitrificación aumentaba a lo largo de un gradiente natural decreciente de pH en la Bahía de Narragansett43, probablemente se debía a una combinación de condiciones biogeoquímicas más que al efecto de la acidificación únicamente.

Las estaciones están marcadas con estrellas rojas.

a Tasas de nitrificación. Los datos muestran los cambios porcentuales de las tasas de nitrificación en los tratamientos acidificados en comparación con el control ambiental. Para todas las líneas, P <0,05. b Tasas de producción de N2O. Los datos muestran los cambios porcentuales de las tasas de producción de N2O en los tratamientos acidificados en comparación con el control ambiental. Para todas las líneas, P <0,05. Las barras de error representan SD (n = 3 muestras biológicamente independientes). ΔpH corresponde a la disminución entre el pH del agua antes y después de la acidificación. La curva de ajuste se obtuvo mediante el método de ajuste polinomial. Las ecuaciones y los valores de P para las curvas ajustadas se dan en la Tabla complementaria 3. Los datos de origen se proporcionan como un archivo de datos de origen.

La inhibición de la tasa de nitrificación por acidificación tendió a ser menor en las aguas superiores del estuario, donde los AOB eran los oxidantes de amoníaco dominantes, que en las regiones costeras adyacentes donde las comunidades oxidantes de amoníaco estaban dominadas por los AOA (Fig. 2a y Fig. complementaria 3). . Además de la heterogeneidad de las comunidades microbianas nitrificantes, esta variabilidad en la influencia de la acidificación en la tasa de nitrificación puede deberse a múltiples factores biogeoquímicos43. Especialmente, las concentraciones relativamente más altas de NH4+ en los estuarios superiores pueden mitigar los efectos inhibidores sobre la oxidación del amoníaco causado por la acidificación (Tabla complementaria 1). Consistentemente, la inhibición medida de la tasa de nitrificación por acidificación en las aguas estuarinas y costeras fue generalmente menor que en los mares oligotróficos donde se informó que las tasas de nitrificación disminuyeron entre un 3% y un 44% en respuesta a una disminución de 0,1 unidades de pH28,42. De hecho, la concentración de NH4+ se correlacionó negativamente con el efecto de inhibición de la acidificación sobre la tasa de nitrificación en diferentes hábitats que van desde estuarios hasta mar abierto (P <0,05)28,42,44 (Figura complementaria 4). Sin embargo, considerando el agravamiento más rápido y continuo de la acidificación en las aguas estuarinas y costeras debido a los efectos sinérgicos de la eutrofización inducida por la actividad humana y el elevado nivel atmosférico de CO211, su alteración en las tasas de nitrificación podría causar profundas consecuencias en los procesos de los ecosistemas estuarinos y costeros.

Basado en la respuesta de las tasas de nitrificación, ref. 28 especularon que la disminución de las tasas de nitrificación como resultado de la acidificación de los océanos podría reducir en gran medida la producción de N2O en mar abierto. Sin embargo, el impacto de la acidificación acuática en la producción de N2O puede desvincularse de su impacto en las tasas de nitrificación45. Por ejemplo, ref. 42 informaron recientemente que cuando se redujo el pH del agua de mar en el Pacífico Norte occidental, la producción de N2O aumentó significativamente mientras que las tasas de nitrificación se mantuvieron estables o incluso disminuyeron. Sin embargo, en su trabajo, la acidificación se manipuló añadiendo ácido fuerte (HCl). Aunque la adición de HCl puede elevar la pCO2 y reducir el pH, también altera la alcalinidad y da como resultado parámetros de carbonato diferentes en comparación con los esperados en el futuro, es decir, el carbono inorgánico disuelto (CID) aumenta bajo la acidificación acuática natural en lugar de permanecer sin cambios46. Además, las comunidades nitrificantes en diversos hábitats acuáticos pueden responder de manera diferente a la acidificación, ya que los mecanismos para la producción de N2O difieren entre los diferentes organismos nitrificantes32,38,40. Por lo tanto, es necesario evaluar la respuesta de la producción de N2O durante la nitrificación a la acidificación acuática en aguas estuarinas y costeras.

Al airear con aire estéril a diferentes niveles de CO247, que puede imitar mejor la acidificación acuática en curso, encontramos que las tasas de producción de N2O en todos los sitios de muestreo mejoraron significativamente mediante la acidificación (Figura complementaria 5). Incluso con una disminución del pH de ~0,1 unidad (7,92–8,15 a 7,80–8,04), se observó una promoción significativa de la producción de N2O (8,4–23,1%) al final de la incubación (P <0,05). Se construyeron curvas de acidificación-respuesta entre la disminución del pH y la emisión de N2O, mostrando un aumento significativo de las tasas de producción de N2O junto con el aumento de los niveles de acidificación (P <0,05) (Fig. 2b). Con una reducción promedio de aproximadamente 0,21 unidades de pH detectada en regiones estuarinas y costeras de todo el mundo, las tasas de producción de N2O durante la nitrificación podrían aumentar entre ~9,5 y 27,5% (Fig. 2b). Estos hallazgos respaldan nuestra hipótesis de que, al igual que otras perturbaciones ambientales, como la baja exposición al oxígeno y a sustancias tóxicas23,42,48, la acidificación puede aumentar la producción de N2O en aguas estuarinas y costeras, independientemente de si domina el AOB o el AOA. Por lo tanto, aunque los mecanismos para la producción de N2O difieren entre los diferentes organismos nitrificantes32,38,40, su tasa de producción de N2O podría aumentar con la reducción del pH. El aumento de la producción de N2O en condiciones acidificadas en aguas estuarinas y costeras es consistente con el del Pacífico Norte occidental42. Sin embargo, la ref. 44 documentaron la inhibición de la producción de N2O por la acidificación de los océanos en aguas marinas polares y templadas frías. Suponiendo que la nitrificación sea la principal vía de producción de N2O en su estudio, la respuesta de la producción de N2O a la acidificación sería diferente en los mares polares. Aunque los desnitrificadores heterótrofos también pueden contribuir a la producción de N2O, su contribución puede ser insignificante, ya que las firmas isotópicas naturales del N2O mostraron que la vía de reducción del NO2 (incluidas la desnitrificación con nitrificadores y la desnitrificación heterótrofa) contribuyó sólo entre el 0% y el 13,3% de la producción de N2O. N2O (Tabla complementaria 4). Además, las muestras de todos los sitios de estudio estaban bien oxigenadas [oxígeno disuelto (OD): 8,30–9,86 mg L-1; Tabla complementaria 1] y permaneció en niveles altos de OD durante la incubación (Tabla complementaria 2), lo que era poco probable que ocurriera para la desnitrificación heterótrofa. Estudios anteriores informaron que cuando la concentración de OD es superior a 0,06 mg L-1, la producción de N2O por desnitrificación heterótrofa se inhibe completamente49. Por tanto, la contribución de las bacterias desnitrificantes a la producción de N2O debería ser insignificante. Este estudio demuestra que la producción de N2O durante la nitrificación de nitrificadores dominados por AOB y AOA puede estimularse mediante la acidificación, lo cual es un paso importante para evaluar el impacto de la acidificación en curso sobre las emisiones de N2O en los complejos y dinámicos ecosistemas estuarinos y costeros. Si nuestros resultados fueran representativos y los nitrificadores contribuyeran a la mitad de las emisiones globales de N2O en estuarios y costas50,51 (Figura complementaria 6 y Tabla complementaria 5), ​​las emisiones de N2O derivadas de la nitrificación en estos ecosistemas aumentarían entre 0,05 y 0,15 Tg de N2O-N año. −1 en respuesta a una disminución promedio de 0,21 unidades de pH (Texto complementario 1), lo que representa entre el 0,7% y el 2,2% del total de emisiones antropogénicas de N2O a nivel mundial (6,9 Tg N2O-N año-1)52.

Nuestros resultados mostraron que la acidificación puede inhibir las tasas de nitrificación pero aumentar las emisiones de N2O en aguas estuarinas y costeras (Fig. 2). Sin embargo, el aumento de la pCO2 y la disminución del pH pueden tener efectos opuestos sobre los nitrificantes. Para distinguir los efectos individuales de una pCO2 elevada y un pH reducido, se construyeron una serie de sistemas de microcosmos abiertos de flujo continuo. La química del carbonato se manipuló burbujeando constantemente muestras de agua recolectadas del sitio Yz3 con aire ajustado con CO2 (400 μatm y 800 μatm) mientras se ajustaba el pH (7,8 y 8,1) con una solución ácida o básica estéril de acuerdo con un detector de pH en tiempo real (Figura complementaria .7). Los estados de equilibrio se alcanzaron en cuatro escenarios [pCO2 baja (400 μatm) y pH alto (8,1); pCO2 baja (400 μatm) y pH bajo (7,8); pCO2 alta (800 μatm) y pH bajo (7,8); pCO2 alto (800 μatm) y pH alto (8,1)] y permaneció estable durante el período de incubación (Tabla complementaria 6). Los resultados mostraron que las tasas de nitrificación disminuyeron significativamente a pH bajo, independientemente del nivel de pCO2 (Fig. 3a), lo que demuestra los efectos negativos del pH reducido en las tasas de nitrificación. Sin embargo, el efecto de una pCO2 elevada, que se espera que beneficie la nitrificación, parece depender del pH (Fig. 3a). Cuando el pH se mantuvo en el ambiente 8,1, se observó un efecto obvio de "fertilización con CO2" a medida que las tasas de nitrificación aumentaban a pCO2 alto (Fig. 3a). Por el contrario, en condiciones acidificadas (pH 7,8), la pCO2 elevada provocó una disminución inesperada en las tasas de nitrificación (Fig. 3a). Este patrón sugiere que, cuando los procesos metabólicos de los nitrificantes relacionados se ven afectados por un pH reducido, el aumento de pCO2 se convierte en un factor estresante aditivo. Estos resultados contrastan con la observación de las cianobacterias fijadoras de N2, que pueden beneficiarse de una pCO2 alta en condiciones de pH reducido53.

a Tasas de nitrificación. b Tasas de producción de N2O durante la nitrificación. Se construyeron cuatro escenarios: el control ambiental (400 μatm/pH 8,1, barras sólidas azules), el grupo acidificado (800 μatm/pH 7,8, barras sólidas rojas), reducción de pH únicamente (400 μatm/pH 7,8, barras abiertas rojas) y aumento únicamente de pCO2 (800 μatm/pH 8,1, barras abiertas azules). Diferentes letras minúsculas (a, b, cyd) encima de las columnas indican diferencias significativas entre los cuatro escenarios (P <0,05). Las barras de error representan SD (n = 3 muestras biológicamente independientes) y los puntos son puntos de datos correspondientes de las réplicas. Las diferencias significativas se determinaron mediante análisis de varianza unidireccional (ANOVA). Los datos de origen se proporcionan como un archivo de datos de origen.

La producción de N2O durante la nitrificación fue promovida en condiciones acidificadas (Fig. 2b), tanto por el pH reducido como por la pCO2 elevada (Fig. 3b). La promoción de la producción de N2O con pCO2 alto mientras se mantenía el pH ambiental fue inesperada (Fig. 3b), ya que esta condición fue beneficiosa para los nitrificadores (fertilización con CO2; Fig. 3a). Es posible que la producción de N2O como subproducto aumente junto con el aumento de las tasas de nitrificación. Sin embargo, esta posibilidad no puede explicar completamente el aumento de la emisión de N2O bajo la condición de elevación exclusiva de la pCO2 (pCO2 800 μatm/pH 8,1), ya que la promoción de la tasa de producción de N2O fue significativamente mayor que la tasa de nitrificación (Fig. 3). En condiciones de acidificación natural (una elevación de la pCO2 concomitante con la reducción del pH), se puede esperar la mayor promoción de la emisión de N2O, cuando se combinan los efectos de la reducción del pH y la elevación de la pCO2 (Fig. 3b). Este es el primer intento de desacoplar los efectos individuales de una pCO2 elevada y un pH reducido sobre la tasa de nitrificación y las emisiones de N2O asociadas en ambientes acuáticos acidificados, proporcionando información sobre el mecanismo subyacente de la acidificación acuática que afecta a los nitrificadores. Sus efectos individuales se distinguieron con éxito basándose en nuestros sistemas de incubación de pH automáticos y de flujo de aire continuo construidos. Anteriormente se especuló que los niveles crecientes de pCO2 pueden causar un efecto positivo sobre la actividad de los nitrificadores quimioautótrofos54. Por el contrario, en condiciones acidificadas, una pCO2 elevada puede inhibir aún más la tasa de nitrificación y promover la emisión indeseable de N2O como subproducto. Por lo tanto, los efectos negativos de la acidificación acuática sobre las transformaciones microbianas del nitrógeno y su retroalimentación al cambio climático global son probablemente más intensos de lo que se pensaba anteriormente (Figura complementaria 8).

Como respuesta molecular importante al estrés de la acidificación, los nitrificadores pueden ajustar las expresiones genéticas mediante redes de señalización intracelular55, lo que puede reflejarse aún más en una tasa de nitrificación reducida y una mayor producción de N2O. Sin embargo, aún se desconoce la respuesta transcripcional de las comunidades nitrificantes a la acidificación acuática. La secuenciación del metatranscriptoma se puede utilizar para interrogar la expresión diferencial de genes implicados en el metabolismo fisiológico de las comunidades nitrificantes en condiciones acidificadas23. Sin embargo, los intentos anteriores de adquirir metatranscriptomas basados ​​en experimentos de acidificación a corto plazo fracasaron porque no había suficiente ARNm con buena integridad y pureza, lo que podría deberse a la extrema inestabilidad del ARNm y la complejidad de las muestras ambientales23. Más importante aún, los nitrificantes representan solo una pequeña fracción de las comunidades microbianas complejas en aguas estuarinas y costeras (<5%; Figura complementaria 9), por lo que es difícil extraer suficientes transcripciones nitrificantes para revelar completamente el metabolismo fisiológico de los nitrificantes. Por lo tanto, se instaló una serie de simuladores ambientales de flujo continuo con muestras de agua del sitio Yz3 para imitar la acidificación a largo plazo y enriquecer los nitrificadores. El pH y la pCO2 en los controles ambientales se mantuvieron en aproximadamente 8,1 y 400 μatm, respectivamente, mientras que se estabilizaron en aproximadamente 7,8 y 800 μatm, respectivamente, en los tratamientos acidificados. Después de aproximadamente 25 días, los simuladores operados continuamente exhibieron reacciones de nitrificación estables (Figura complementaria 10) y predominio de comunidades nitrificantes (que representan el 44,6 % y el 45,5 % en los controles ambientales y tratamientos acidificados, respectivamente) (Figuras complementarias 11, 12). . Las bacterias nitrificantes in situ se enriquecieron simultáneamente y los miembros originales en el medio ambiente (Nitrosomonas y Nitrospira) siguieron siendo dominantes. Sin embargo, el número de células de AOA no aumentó mucho en los enriquecimientos nitrificantes y, por lo tanto, el cultivo de AOA se realizó adicionalmente con estreptomicina para inhibir las bacterias nitrificantes. Después de 50 días de incubación, la abundancia relativa de AOA aumentó del 1,1% al 11,2%, mientras que las bacterias nitrificantes fueron indetectables (Figura complementaria 13). Para estos cultivos de enriquecimiento nitrificante, se observaron tasas de nitrificación significativamente reducidas y emisiones estimuladas de N2O en los tratamientos acidificados (Figuras complementarias 14, 15), un patrón consistente con el de las muestras de agua de campo. Aunque la manipulación del enriquecimiento cambia las comunidades microbianas ambientales originales, los enriquecimientos nitrificantes son representativos para investigar la respuesta transcripcional de los nitrificadores a la acidificación en aguas costeras y estuarinas complejas.

Según los análisis metatranscriptómicos (Tabla complementaria 7), la acidificación inducida por CO2 puede afectar significativamente los metabolismos fisiológicos de los nitrificantes a nivel transcripcional, ya que los genes involucrados en las transformaciones de nitrógeno, la homeostasis del pH citosólico, la generación de energía y la fijación de CO2 estaban todos en gran medida regulados por acidificación (Figs. 4a – c, 5a – c). La expresión de la subunidad potencialmente activa del gen de la monooxigenasa de amoníaco (amoA) de AOB se reguló negativamente en un 66% para los tratamientos acidificados (Fig. 4a). La reacción en cadena de la polimerasa cuantitativa en tiempo real (qPCR) también demostró que la expresión del gen amoA bacteriano estaba significativamente regulada negativamente en condiciones acidificadas (P <0,01; Tabla complementaria 9). Consistentemente, las expresiones de amoB bacteriana (subunidad B de amoníaco monooxigenasa, también sugerida como subunidad catalítica56) y amoC (subunidad C de amoníaco monooxigenasa) disminuyeron en un 68 y un 69%, respectivamente, después de la acidificación (Fig. 4c). Además, la expresión del gen de la hidroxilamina deshidrogenasa (hao) se redujo en un 61% (P < 0,01), mientras que las expresiones de los genes de la nitrito oxidorreductasa nxrA y nxrB se redujeron en un 76 y un 61% (P < 0,01), respectivamente, en condiciones normales. condiciones acidificadas (Fig. 4c y Tabla complementaria 9). Según los datos transcripcionales de AOA, la expresión de amoA arqueal también se reguló negativamente (24%) en condiciones acidificadas (P <0,05) (Fig. 5a y Tabla complementaria 9). Además, las transcripciones de amoC de arqueas se redujeron en un 43%, mientras que la expresión de amoB de arqueas se mantuvo sin cambios bajo la acidificación (Fig. 5c). En general, las transcripciones de genes funcionales involucradas en la oxidación gradual de NH3 a nitrato (NO3-) generalmente se regularon negativamente en condiciones acidificadas, lo que coincide con la reducción de las tasas de nitrificación (Fig. 2a).

a Modelo esquemático que representa los efectos de la acidificación en la expresión de genes implicados en la oxidación gradual de NH3 (NH3 → NH2OH → NO → NO2− → NO3−), la producción de N2O, la generación de energía y la homeostasis del pH citosólico de las bacterias nitrificantes. La membrana está dividida por una línea de puntos, ya que la oxidación de nitritos no suele ocurrir en el mismo organismo que la oxidación de amoníaco, con la excepción del comammox Nitrospira descubierto recientemente. El cambio en veces (FC) en la expresión genética relativa se calculó comparando las muestras acidificadas con el control ambiental. Los números romanos se refieren al complejo enzimático I (NADH deshidrogenasa), complejo III (complejo citocromo bc1), complejo IV (citocromo c oxidasa) y complejo V (ATP sintasa) en la cadena respiratoria. Las flechas azules punteadas muestran el movimiento de los electrones. E, enzima desconocida. b Efectos de la acidificación sobre la expresión de genes implicados en la fijación de CO2 a través de los ciclos de Calvin y del ácido tricarboxílico reductor (rTCA). Los colores en el centro de los pictogramas de proteínas indican el grado de regulación positiva o negativa de las transcripciones de genes que codifican estas proteínas. Los colores en la periferia de los pictogramas de proteínas corresponden a los colores de las barras en (c). c FC de transcripciones que codifican proteínas se muestran en (a) y (b). Las definiciones de las abreviaturas se muestran en la Tabla complementaria 8. Los datos de origen se proporcionan como un archivo de datos de origen.

a Modelo esquemático que representa los efectos de la acidificación en la expresión de genes implicados en la oxidación de NH3, la producción de N2O, la generación de energía y la homeostasis del pH citosólico del AOA. El cambio en veces (FC) en la expresión genética relativa se calculó comparando las muestras acidificadas con el control ambiental. Los números romanos se refieren al complejo enzimático I (NADH deshidrogenasa), complejo III (b-pcy), complejo IV (pcy-aa3) y complejo V (ATP sintasa) en la cadena respiratoria. Las flechas azules punteadas muestran el movimiento de los electrones. b Efectos de la acidificación sobre la expresión de genes implicados en el ciclo 3-hidroxipropionato/4-hidroxibutirato. Los colores en el centro de los pictogramas de proteínas indican el grado de regulación positiva o negativa de las transcripciones de genes que codifican estas proteínas. Los colores en la periferia de los pictogramas de proteínas corresponden a los colores de las barras en (c). c FC de transcripciones que codifican proteínas se muestran en (a) y (b). Las definiciones de las abreviaturas se muestran en la Tabla complementaria 8. Los datos de origen se proporcionan como un archivo de datos de origen.

Por el contrario, las transcripciones de genes que codifican la óxido nítrico reductasa bacteriana nitrificante (formadora de N2O, ni) se regularon positivamente por la acidificación (Fig. 4a). Las expresiones de los genes norB, norC, norD y norQ de AOB se regularon positivamente en 2,5, 16,2, 0,7 y 0,2 veces, respectivamente (Fig. 4c y Tabla complementaria 9). Estos resultados proporcionan evidencia molecular de la estimulación observada de la emisión de N2O en condiciones acidificadas. Aunque enzimas alternativas también podrían haber contribuido a las emisiones bacterianas nitrificantes de N2O, como el citocromo c554 (codificado por cycA)57, el citocromo c'-β (codificado por cytS)58 y el citocromo P46036, en este estudio no se observaron transcripciones de estas proteínas. . En contraste con la expresión dramáticamente aumentada de los genes de la óxido nítrico reductasa, las transcripciones de la nitrito reductasa (formadora de NO, nirK) de las bacterias nitrificantes se regularon negativamente en un 43% en los tratamientos acidificados en comparación con el control ambiental (P <0,05). (Fig. 4c y Tabla complementaria 9), lo que implica que la reducción de NO2 por bacterias nitrificantes podría haber sido inhibida por la acidificación. Por lo tanto, la mayor emisión de N2O en condiciones acidificadas no se debió a la vía de desnitrificación de los nitrificadores bacterianos. Aunque se sugirió que la reacción híbrida abiótica era la principal fuente de rendimiento de N2O de las arqueas32,37,38, se especuló que enzimas presuntas como la hidroxilamina oxidorreductasa de cobre (Cu-HAO) y la supuesta nitroxil oxidorreductasa estaban involucradas en la producción de N2O de AOA59. Sin embargo, no se observaron transcripciones de estas presuntas proteínas (Fig. 5a). Además, la nitrito reductasa de cobre de arqueas (nirK) puede funcionar como HAO similar a una bacteria para oxidar NH2OH a N2O, o puede estar involucrada en la producción de N2O de AOA mediante la desnitrificación con nitrificador59. Sin embargo, la respuesta transcripcional del gen archaeal nirK puede no ser la causa principal del aumento de la emisión de N2O durante la acidificación, ya que la expresión de archaeal nirK estaba ligeramente regulada a la baja (Fig. 5c). Por el contrario, las transcripciones del presunto gen norQ de óxido nítrico reductasa de arqueas se regularon positivamente en 0, 2 veces en condiciones acidificadas (Fig. 5c). Considerando que, debido a la comprensión limitada de las vías de producción de N2O impulsadas por los AOA, es necesario dilucidar más el mecanismo molecular de la elevación de la emisión de N2O mediada por los AOA bajo acidificación.

Se informó que el pH intracelular de las cianobacterias disminuye junto con el pH del agua en condiciones acidificadas53. Si este es el caso de los nitrificadores, es posible que necesiten generar más fuerza motriz de protones (PMF), que es necesaria para la síntesis de trifosfato de adenosina (ATP)60. Sin embargo, las transcripciones de genes involucradas en las enzimas unidas a la membrana que translocan protones de las bacterias nitrificantes enriquecidas se regularon negativamente en los tratamientos acidificados (Log2FC <-1) (Fig. 4a). Las transcripciones de bacterias nitrificantes del gen NADH-quinona oxidorreductasa (nuo) del complejo I, el gen de la ubiquinol-citocromo c reductasa (pet) del complejo III y el gen de la citocromo c oxidasa del complejo IV se regularon negativamente en un 60%, 57% y 61%. %, respectivamente, en condiciones acidificadas (Fig. 4c). Por lo tanto, con base en estos datos, no podemos distinguir si el pH citoplasmático de las bacterias nitrificantes se redujo bajo el grado de acidificación impuesto. Sin embargo, se obtuvo una información importante al investigar las transcripciones de genes que codifican las adenosina trifosfatasas productoras de energía (ATPasas). La familia de ATPasa bacteriana comprende complejos proteicos unidos a membrana responsables de la síntesis de ATP utilizando un PMF a través de la membrana o del establecimiento de PMF utilizando la energía liberada por la hidrólisis del ATP61,62. Según los datos metatranscriptómicos, las transcripciones de genes que codifican las ATPasas bacterianas de tipo V, que funcionan como bombas de protones dependientes de ATP, se regularon positivamente (hasta 11,5 veces más) en condiciones acidificadas (Fig. 4c). Este resultado sugiere una necesidad cada vez mayor de bacterias nitrificantes para bombear protones citoplasmáticos para mantener la homeostasis del pH y el gradiente de H+ bajo una reducción de ~0,3 unidades de pH. De manera similar, las transcripciones del gen archaeal nuo del complejo I, el gen cox de la citocromo c oxidasa del complejo IV y los genes atp de la ATPasa tipo V de archaeal se regularon significativamente (Log2FC> 0,5; Fig. 5a), lo que muestra que el pH intracelular de la El AOA también puede haber disminuido con el pH del agua.

En condiciones acidificadas, podría producirse una creciente demanda de energía para la translocación de sustratos a través de las membranas, porque las transcripciones de genes que codifican los correspondientes transportadores del casete de unión de ATP estaban reguladas positivamente (con un máximo de 11 veces de regulación positiva, Figs. 4c y 5c). Estos resultados sugieren que una mayor parte de la energía derivada de la oxidación de NH3 o NO2- puede haber sido asignada para hacer frente al estrés de acidificación, como para mantener la homeostasis del pH citosólico y el transporte de sustrato. Sin embargo, la producción total de ATP probablemente se redujo, ya que la acidificación inhibió significativamente las tasas de nitrificación. Además, las transcripciones de genes que codifican ATPasas bacterianas de tipo F, que funcionan como ATP sintasas impulsadas por PMF, fueron reguladas negativamente por la acidificación (con una reducción promedio del 63%, Fig. 4c). Sin embargo, la expresión de genes asociados con el mecanismo de concentración de carbono que satura la enzima carboxilante, ribulosa bifosfato carboxilasa oxidasa (Rubisco), se reguló negativamente en condiciones acidificadas (Log2FC <-1; Fig. 4a), lo que sugiere un requerimiento energético reducido. para el enriquecimiento de CO263 (Texto complementario 2). Este mecanismo de regulación puede explicar el efecto observado de "fertilización con CO2" bajo pCO2 alto pero bajo el nivel de pH ambiental (800 μatm/pH 8.1) (Fig. 3a), ya que probablemente se ahorró y reasignó más energía a otros procesos celulares. Sin embargo, la energía ahorrada debido a la fuente elevada de carbono pareció ser menor en comparación con las perturbaciones causadas por la acidificación, ya que se observaron efectos significativamente negativos en condiciones acidificadas (800 μatm/pH 7,8) (Fig. 3a). En conjunto, estos resultados sugieren que la acidificación puede conducir a una menor producción de ATP y a la reasignación de esta energía para apoyar el mantenimiento celular en lugar de impulsar el crecimiento quimioautótrofo. De hecho, la tasa de crecimiento de las bacterias nitrificantes dominantes se redujo en los tratamientos acidificados (reducción de ~ 25% y 27% para Nitrosomonas y Nitrospira, respectivamente) (Figuras complementarias 16a, b). Se observaron más pruebas a nivel transcripcional, ya que las transcripciones de genes implicadas en la fijación de CO2 [ciclo de Calvin para Nitrosomonas y ciclo reductor del ácido tricarboxílico para Nitrospira] estaban ubicuamente reguladas a la baja (Texto complementario 3, Fig. 4b,c)25,27. Sin embargo, las transcripciones de genes involucradas en la vía de fijación de carbono de 3-hidroxipropionato / 4-hidroxibutirato de AOA, que es energéticamente más favorable24,26, generalmente estaban reguladas positivamente en condiciones acidificadas (Fig. 5b, c). De acuerdo con estos resultados, se detectó una abundancia relativamente mayor de AOA en los tratamientos acidificados (P <0.05) (Fig. 16c complementaria), debido principalmente al crecimiento quimioautotrófico de Nitrosopumilus (el género AOA dominante) cuya abundancia relativa también aumentó en condiciones acidificadas ( P < 0,05) (Figura 6a). Por lo tanto, la acidificación acuática podría cambiar la red de oxidantes de amoníaco hacia una proporción cada vez mayor de AOA sobre AOB. Esta variación también podría ser causada por una mayor afinidad por NH3 del AOA22,64 y la reducida disponibilidad de NH3 en condiciones acidificadas25. Sin embargo, la ref. 44 informaron que la composición del conjunto de AOA no era sensible a la acidificación del océano, posiblemente porque el período de incubación (menos de una semana) en su estudio no fue lo suficientemente largo como para causar un recambio significativo en el conjunto.

a Abundancia relativa de microbios nitrificantes basada en la secuenciación del gen 16S rRNA con cebadores universales capaces de detectar tanto bacterias como arqueas dentro de las mismas bibliotecas de secuenciación. El gráfico insertado muestra la abundancia relativa de arqueas oxidantes de amoníaco (Nitrosopumilus y Nitrososphaera). Un asterisco simple denota una diferencia significativa en P < 0,05, mientras que un asterisco doble denota una diferencia significativa en P < 0,01. La barra de error representa SD (n = 3 muestras biológicamente independientes) y los puntos son puntos de datos correspondientes de las réplicas. b La proporción de transcripciones de genes nitrificantes clave de comammox según los datos de secuenciación del metatranscriptoma. Las líneas horizontales en los gráficos de cuadros indican el medio, las estrellas representan la media. Los cuadros muestran los percentiles 25 y 75, los bigotes muestran un rango de percentiles 5 al 95 y las curvas muestran la distribución de los valores. Un solo asterisco denota una diferencia significativa en P <0,05 (n = 6 genes). Las diferencias significativas se determinaron mediante análisis de varianza unidireccional (ANOVA). Los datos de origen se proporcionan como un archivo de datos de origen.

Además, las comunidades de bacterias nitrificantes se vieron afectadas por la acidificación (Fig. 6a). La abundancia relativa de Nitrosomonas (la AOB dominante) disminuyó en los tratamientos acidificados (P <0,05), mientras que la de Nitrospira [la bacteria oxidante de nitrito (NOB) dominante, incluido el comammox] aumentó (P <0,05). Este aumento general de la proporción de Nitrospira sobre los oxidantes de amoníaco conocidos indica una proporción creciente de comammox en condiciones acidificadas. De hecho, la abundancia del gen comammox amoA fue mayor en los tratamientos acidificados (P <0,05) (Figura complementaria 16d). Además, según los datos del metatranscriptoma, se detectaron transcripciones del gen comammox más altas en los tratamientos acidificados (0,78–11,59% del total de transcripciones de genes obtenidas involucradas en la oxidación gradual de NH3 a NO3−) en comparación con el control ambiental (solo 0,03–0,89 %, P <0,05) (Fig. 6b y Fig. 17 complementaria). Curiosamente, el aumento fue mayor para las transcripciones de genes involucrados en la oxidación de NH3 a NO2- (amo y hao) que para los involucrados en la oxidación de NO2- (nxr) (Fig. 6b), lo que sugiere la posibilidad de que parte del comammox solo sirva para como oxidantes de amoníaco parciales, en lugar de completos, en condiciones acidificadas. Sin embargo, aún se requieren más investigaciones para probar esta hipótesis. Estos datos demuestran que la acidificación acuática tiene un profundo impacto en las comunidades nitrificantes y su metabolismo fisiológico en los ecosistemas estuarinos y costeros.

En conclusión, nuestros hallazgos sugieren que la acidificación acuática en curso debido a los efectos sinérgicos de la eutrofización inducida por la actividad humana y el CO2 atmosférico elevado podría alterar un vínculo vital del ciclo del nitrógeno y aumentar la producción del poderoso gas de efecto invernadero N2O en aguas estuarinas y costeras. Contrariamente a nuestras expectativas, la pCO2 elevada no mostró un efecto de "fertilización con CO2" sobre los nitrificadores quimioautótrofos en condiciones acidificadas. Los nitrificantes responden significativamente a la acidificación a nivel transcripcional y regulan en gran medida las expresiones genéticas asociadas con la homeostasis del pH intracelular para hacer frente al estrés de la acidificación. Estos resultados proporcionan información importante sobre el mecanismo subyacente de la acidificación que afecta la nitrificación y las emisiones de N2O asociadas, y proponemos que una mayor acidificación en las aguas estuarinas y costeras puede alterar el ciclo del nitrógeno y acelerar el calentamiento global al estimular la emisión de N2O.

El río Yangtze es el río más grande del continente euroasiático en virtud de su descarga de agua y también es el tercer río más largo del mundo. La cuenca del río Yangtze se caracteriza por un rápido desarrollo económico y una alta densidad de población. Debido a las intensas actividades humanas, se ha vertido una cantidad significativa de N reactivo en el estuario del Yangtze y en la zona costera adyacente, lo que ha provocado una grave contaminación por N y una rápida acidificación del agua65. Por lo tanto, se seleccionó el estuario del Yangtze como área de estudio para investigar las respuestas de la tasa de nitrificación y las emisiones de N2O asociadas a la acidificación acuática. Para lograr este objetivo, se seleccionaron seis sitios de muestreo representativos (Yz1 a Yz6) a lo largo del gradiente estuarino desde la desembocadura del estuario hasta su área costera adyacente.

En este estudio, se recolectaron aguas cercanas al fondo, que típicamente exhiben una nitrificación más activa y una acidificación más severa65,66, de estos sitios durante el crucero de marzo de la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China en 2020, utilizando botellas Niskin-X montadas en un conductividad. -perfilador de temperatura-profundidad (CTD) (Sea-Bird 911 plus) (Fig. 1). La profundidad del agua, la salinidad, el pH y la OD se registraron con un perfilador CTD, un medidor de pH (Thermo Orion 3-Star) y el método de Winkler. Parte del agua de cada sitio se conservó en oscuridad a 4 °C para experimentos de acidificación posteriores. Mientras tanto, se filtraron inmediatamente cantidades conocidas de submuestras con filtros estériles de tamaño de poro de 0,22 μm (Waterman), y los filtrados se conservaron para análisis de nutrientes mientras que las membranas se conservaron cuidadosamente a -20 °C para su posterior extracción de ADN (Métodos complementarios). También se conservó una cantidad adicional de submuestra del sitio Yz3 a 4 °C en la oscuridad para experimentos posteriores de manipulación a largo plazo.

Los experimentos de acidificación se llevaron a cabo en una serie de sistemas de manipulación de flujo continuo (construidos en base a biorreactores, Infors, Suiza, con muestras de agua de 4,0 L y espacio de cabeza de 1,0 L) burbujeando continua y suavemente muestras de agua con aire sintético humidificado y filtrado de 0,22 μm. (79% N2 y 21% O2): mezclas de CO2 (20 mL min-1, controladas con precisión por medidor de flujo másico). Las burbujas de aire de entrada:CO2 se dispersaron suavemente en el cuerpo de agua mediante dos agitadores que se instalaron en la parte inferior y encima del flujo de aire de entrada (~30 rpm), para homogeneizar el sistema de agua y equilibrar las fases líquida y gaseosa. Después del equilibrio, se recogió gas del espacio de cabeza de los reactores utilizando jeringas herméticas para analizar las firmas isotópicas naturales de N2O para revelar las vías de producción de N2O (Métodos complementarios). Posteriormente, las tasas de nitrificación se determinaron mediante la adición de 15NH4Cl (>98 por ciento de átomos de 15N, inferior al 20% de la concentración ambiental) como trazador y la acumulación de 15N en las piscinas de NOx- (NO3- + NO2-). Durante las mediciones de velocidad, el pH del agua se mantuvo estable mediante una solución de NaOH 0,2 M a través del regulador automático ácido-base del reactor, ya que se pueden liberar protones (H+) durante el proceso de oxidación del NH3. Mientras tanto, la concentración de OD se mantuvo saturada y la pCO2 se mantuvo en el nivel objetivo mediante un flujo de gas de 100 ml h-1, y el gas de salida se recogió con bolsas de muestreo de gas (Teflon®FEP, DuPont). La temperatura se mantuvo a temperatura ambiente (25 °C) mediante una placa calefactora automática y un baño de agua con circulación fría. Durante la incubación, el pH, la OD y la temperatura se registraron en tiempo real a través del sensor de pH equipado (Hamilton, Suiza), el sensor de OD (Hamilton, Suiza) y el sensor de temperatura (Infors, Suiza), respectivamente. Las incubaciones se realizaron en oscuridad cubriendo los tanques del reactor con papel opaco. Se recogieron muestras líquidas (30 ml) al principio y al final de las 24 h de incubación, con jeringas herméticas a través de un tubo de muestreo reservado (sujetado firmemente después del muestreo) y se filtraron inmediatamente (0,22 μm, Waterman). Parte del agua filtrada se utilizó para mediciones de NO3− y NO2−, mientras que la otra parte se preparó para el análisis de 15NOx− utilizando el “método desnitrificador”67. Además, se recogieron otras muestras de agua de 30 ml para medir la DIC, la alcalinidad y la pCO2. Mientras tanto, se extrajeron muestras de gas utilizando jeringas herméticas para mediciones de isótopos de CO2, N2O y N2O. Antes de su utilización, las soluciones de reactivo se esterilizaron por filtración (0,22 μm, Waterman) y el tanque del reactor y los materiales relacionados se esterilizaron térmicamente (121 °C y 15 psi durante 20 min) (lo mismo a continuación). Todos los experimentos se realizaron por triplicado. Las tasas de nitrificación se calcularon utilizando la siguiente ecuación68:

donde Rnitrificación es la tasa de nitrificación (nmol L−1 h−1), \({R}_{t0}{{{NO}}_{X}}^{-}\)y \({R}_{ t}{{{NO}}_{X}}^{-}\) son las proporciones de 15N en el conjunto \({{{NO}}_{X}}^{-}\) medidas en el punto inicial. (t0) y tiempo final (t) de la incubación, respectivamente. \({\left[{{{NO}}_{X}}^{-}\right]}_{t0}\) y \({\left[{{{NO}}_{X}}^ {-}\right]}_{t}\) son las concentraciones de \({{{NO}}_{X}}^{-}\) en el tiempo inicial (t0) y final (t) del incubación, respectivamente. \({\left[{\!\,}^{14}{{{NH}}_{4}}^{+}\right]}\) y \([{\,\!}^{15 }{{{NH}}_{4}}^{+}]\) representa la concentración ambiental de \({{{NH}}_{4}}^{+}\) y la concentración final de \({\, \!}^{15}{{{NH}}_{4}}^{+}\) concentración después de la adición del trazador de isótopos estables, respectivamente.

Las tasas de producción de N2O se calcularon con base en el aumento de masa 45 y 46 N2O (\({\,\!}^{45}N_{2}\) y \({\,\!}^{46}N_{2 }\)) durante los experimentos69:

donde \({R}_{{N}_{2}O}\) es la tasa de producción de N2O (pmol N2O-N L−1 h−1). F es la fracción de 15N en el conjunto de sustrato (\({{{NH}}_{4}}^{+}\)), como se describe anteriormente. \({{\,\!}^{45}N_{2}}O_{t0}\) y \({{\,\!}^{45}N_{2}}O_{t}\) indican la cantidad de \({\,\!}^{45}N_{2}O\) en el tiempo inicial (t0) y final (t) de la incubación, respectivamente. \({{\,\!}^{46}N_{2}}O_{t0}\) y \({{\,\!}^{46}N_{2}}O_{t}\) son la cantidad de \({\,\!}^{46}N_{2}O\) en el tiempo inicial (t0) y final (t) de la incubación, respectivamente. V representa el volumen de muestra de agua (L).

Para distinguir los efectos potenciales del aumento de pCO2 y la disminución del pH sobre las tasas de nitrificación y la producción asociada de N2O bajo acidificación, se construyeron una serie de sistemas de manipulación de flujo de aire continuo de manera similar a los experimentos de acidificación. Brevemente, se construyeron cuatro grupos de sistemas de simulación: (a) 400 μatm/pH 8,1 (el grupo de control ambiental), (b) 400 μatm/pH 7,8 (solo reducción del pH, manteniendo la pCO2 al nivel ambiental), (c) 800 μatm/pH 7,8 (el grupo de acidificación), (d) 800 μatm/pH 8,1 (aumento de pCO2 únicamente, manteniendo el pH al nivel ambiental) (Figura complementaria 7). Se agregaron 4 litros de las muestras de agua recolectadas del sitio Yz3 por reactor y se agregó 15NH4Cl (>98 por ciento de átomos de 15N) a menos del 20 % de las concentraciones ambientales de NH4+. La química de los carbonatos se manipuló haciendo burbujear constantemente las muestras de agua con aire ajustado con CO2 filtrado a 0,22 μm (400 μatm para los grupos a y b, 800 μatm para los grupos cy d) mientras se ajustaba el pH (7,8 para los grupos b y c, 8,1 para los grupos a y d) con solución estéril de ácido (HCl 0,1 M) o base (NaOH 0,2 M) a través del regulador automático ácido-base del reactor. Otras condiciones de reacción (temperatura, OD, caudal de gas, velocidad de agitación y condición de oscuridad) fueron las mismas que en los experimentos de acidificación. Las tasas de nitrificación y las tasas de producción de N2O se midieron como se describió anteriormente durante 24 h de incubación después del equilibrio. Todos los experimentos se realizaron por triplicado.

Otros dos grupos de sistemas de manipulación se configuraron de manera similar con muestras de agua del sitio Yz3 para experimentos de acidificación a largo plazo: (a) 400 μatm/pH 8,1 (grupo de control) y (b) 800 μatm/pH 7,8 (grupo de acidificación). La pCO2 y el pH en el cuerpo de agua se manipularon mediante burbujeo continuo con aire ambiente humidificado y filtrado con 0,22 μm (400 μatm, grupo a) o aire enriquecido con CO2 (800 μatm, grupo b), con el pH estabilizado en 7,8 u 8,1, respectivamente. . Durante los experimentos de acidificación a largo plazo, se complementó y mantuvo NH4+ en concentraciones cercanas a la ambiental (por debajo de 10 μM) en los reactores (Figura 10 complementaria). Después de que se consumió aproximadamente la mitad del NH4+, se usaron muestras de agua del sitio esterilizadas por filtración con concentraciones adecuadas de NH4+ como medio de cultivo y se suministraron a un caudal de 1 L día-1 a todos los reactores. Se utilizó una solución esterilizada de NaOH 0,2 M para neutralizar el H+ liberado en el proceso de nitrificación. El OD se mantuvo saturado y la temperatura se mantuvo a 25 °C como se describió anteriormente. Durante la incubación, se recogieron muestras líquidas (10 ml) de los reactores todos los días y se filtraron inmediatamente (0,22 μm, Waterman) para medir NH4+, NO3- y NO2-. También se recogieron 2 ml del gas del espacio de cabeza cada día utilizando jeringas herméticas para los análisis de N2O y CO2. Se recogió una cantidad conocida de muestra cada varios días y se sedimentó mediante centrifugación (20.000 g, 5 min). Los pellets se utilizaron inmediatamente para la extracción de ADN y los posteriores ensayos de pirosecuenciación y qPCR (Métodos complementarios, Tabla complementaria 10). También se recogieron submuestras cada semana para medir las tasas de nitrificación y producción de N2O. Al final de un mes de incubación, las muestras se recolectaron, se sedimentaron (20.000 g durante 5 minutos, a menos de 2 °C) y se criopreservaron inmediatamente en nitrógeno líquido para análisis metatranscriptómicos posteriores.

Para el enriquecimiento de AOA, se instaló un biorreactor nitrificante de flujo continuo (Infors, Suiza) con un volumen de trabajo de 4,0 L con muestras de agua dulce del sitio Yz3. Se suministró continuamente agua del sitio esterilizada por filtración suplementada con NH4+ (~10 μM) y estreptomicina (~50 mg/L, para inhibir las bacterias nitrificantes70,71) a un caudal de ~0,5 L día-1. La concentración de OD se mantuvo saturada mediante lavado continuo con aire. El pH se mantuvo en 8,1 con una solución de KHCO3 0,2 M a través del regulador automático ácido-base del reactor. Las incubaciones se realizaron en la oscuridad y la temperatura se mantuvo a 25 °C como se describió anteriormente. Durante la incubación, se recogieron muestras líquidas del reactor y se filtraron inmediatamente utilizando filtros de tamaño de poro de 0,22 μm (Waterman) para medir NH4+, NO3- y NO2-. Además, se recolectaron muestras (20.000 g, 5 min) para la extracción de ADN y la posterior pirosecuenciación para monitorear el enriquecimiento de AOA (Métodos complementarios). Después de 50 días de incubación, se recogió el cultivo de enriquecimiento de AOA para medir las tasas de nitrificación y emisión de N2O.

Las muestras líquidas recolectadas de los reactores se centrifugaron (6000 g, 5 min) para recolectar la biomasa enriquecida con nitrificación27. Luego, la biomasa precipitada en el fondo del tubo de centrífuga se lavó tres veces usando agua del sitio esterilizada por filtro y se resuspendió en ella antes de las mediciones de velocidad. Posteriormente, se transfirieron 100 µl de esta suspensión a viales de vidrio herméticos (120 ml) en los que se burbujearon suficientemente 10 ml de agua fresca del sitio esterilizada por filtro con NH4+ (concentración final de ~10 µM) con aire ajustado con CO2 (400 µatm o 800 μatm). Durante la incubación, el pH se mantuvo en el nivel objetivo mediante la adición de ácido 3-(N-morfolino)propanosulfónico (MOPS, pH ajustado a 8,1 o 7,8, concentración final de 20 mM)23. Los viales se incubaron en oscuridad a 25 °C en un agitador orbital (30 rpm). En cada intervalo de muestreo (0, 5, 8, 12 y 24 h), se sacrificaron tres réplicas y se extrajeron 2 ml del gas del espacio de cabeza para análisis de CO2 y N2O. El pH y la OD objetivo se confirmaron utilizando un medidor de pH Mettler-Toledo y un medidor OXY S/N 4164 con un sensor de aguja de oxígeno (Unisense), respectivamente. Mientras tanto, se filtraron inmediatamente 5 ml de suspensión en cada vial (0,22 μm, Waterman) para mediciones de NOx-. Las tasas de nitrificación se estimaron sobre la base de los cambios lineales en las concentraciones de NOx con el tiempo23. La inhibición de la actividad de nitrificación se expresó como el porcentaje de reducción de la tasa de nitrificación en los tratamientos acidificados en comparación con el control ambiental. El efecto de la acidificación sobre la emisión de N2O se determinó en función del cambio porcentual de la concentración de N2O (en el espacio libre de los viales de vidrio) en los tratamientos acidificados en relación con el control ambiental23.

El ARN total se extrajo de controles ambientales por triplicado (400 μatm/pH 8,1) y tratamientos acidificados (800 μatm/pH 7,8) utilizando el kit EZNA® Soil RNA (Omega Bio-tek, Norcross, GA, EE. UU.) al final de la incubación. El ADN genómico residual se eliminó con el kit Turbo DNA-free (Ambion) y se verificó adicionalmente mediante PCR utilizando los cebadores 515F (5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′) y 909R (5′-CCCCGYCAATTCMTTT RAGT-3′) para descartar contaminación del ADN23. La pureza, integridad y concentración del ARN extraído se midieron utilizando Agilent2100 (Agilent) y Nanodrop2000 (Thermo). Luego se eliminó el ARN ribosómico (ARNr) mediante el kit de eliminación de ARNr Ribo-Zero (Epicentre) para adquirir ARNm calificado, que se utilizó para análisis de qPCR (métodos complementarios) y secuenciación de metatranscriptomas.

Se construyeron bibliotecas de ADNc metatranscriptómico con el kit de preparación de muestras de ARN TruSeq (Illumina) y se secuenciaron en una plataforma Illumina HiSeq4000 después de que se agruparan individualmente muestras de ARNm por triplicado de los controles ambientales y los tratamientos acidificados72. La calidad de las lecturas sin procesar se verificó mediante FastQC y se recortó mediante SeqPrep (https://github.com/jstjohn/SeqPrep). Posteriormente, las lecturas sin procesar se filtraron por calidad utilizando Sickle (https://github.com/najoshi/sickle) y secuencias con bases ambiguas (N), baja calidad (por debajo de 20) y longitudes inferiores a 50 pares de bases (pb). fueron descartados. SortMeRNA (http://bioinfo.lifl.fr/RNA/sortmerna/) se utilizó además para detectar y eliminar lecturas de rRNA. Las lecturas limpias de ARNm de alta calidad resultantes se ensamblaron utilizando el sistema de ensamblaje Trinity de novo (se eliminaron los cóntigos de menos de 200 pb)73. Se utilizó MetaGeneMark (http://exon.gatech.edu/meta_gmhmmp.cgi) para predecir marcos de lectura abiertos (ORF), y los de más de 100 pb se tradujeron en secuencias de aminoácidos. Los cóntigos no redundantes (95% de identidad; 90% de cobertura) se obtuvieron mediante el software CD-HIT (//www.bioinformatics.org/cd-hit/). Los niveles de expresión de las transcripciones se calcularon mediante kallisto (https://pachterlab.github.io/kallisto/) y se informaron como TPM (transcripciones por millón de kilobase). El cambio en veces (FC) en la expresión genética relativa se calculó comparando los tratamientos acidificados con el control ambiental. Las afiliaciones taxonómicas de las transcripciones se asignaron mediante agrupación al mejor resultado en la base de datos NR (BLASTP, valor e ≤ 10-5). Las funciones potenciales se asignaron en función de la mejor homología con las proteínas dentro de la base de datos KEGG (Enciclopedia de genes y genomas de Kyoto) (BLASTP, valor e ≤ 10-5). El árbol de máxima verosimilitud se construyó con IQ-TREE74 con 1000 bootstraps ultrarrápidos y luego se visualizó y anotó mediante iTOL (árbol interactivo de la vida)75.

Las concentraciones de CO2 y N2O se controlaron mediante cromatografía de gases (GC-2014, Shimadzu, Kyoto, Japón). Las proporciones de isótopos de N2O (m/z = 44, 45, 46) se analizaron mediante espectrometría de masas de proporciones de isótopos (IRMS, Delta V Advantage, Thermo Fisher Scientific, Bremen, Alemania). Las firmas isotópicas naturales de N2O (δ15Nbulk, δ15Nα y δ18O) para revelar las vías de producción de N2O se analizaron en IRMS (Delta V Plus, Thermo Fisher Scientific, Bremen, Alemania). Las concentraciones de NH4+, NO3− y NO2− se midieron colorimétricamente utilizando un analizador de nutrientes de flujo continuo (Skalar SANplus, Skalar Analytical BV, Breda, Países Bajos) con límites de detección de 0,3 μM para NH4+-N y 0,05 μM para NO2−-N. y NO3--N. La concentración de DIC se analizó mediante acidificación y posterior cuantificación del CO2 liberado (coulómetro de carbono, UIC-INC, América). La alcalinidad y la pCO2 se calcularon mediante el programa CO2SYS76, sobre la base de mediciones de pH y DIC utilizando las constantes de disociación del ácido carbónico de ref. 77 que fueron reacondicionados en diferentes formas funcionales por la ref. 78.

Los análisis estadísticos se realizaron utilizando SPSS versión 19.0 para Windows (SPSS Inc., Chicago, IL, EE. UU.). Se identificaron diferencias significativas entre los grupos tratados de manera diferente mediante un análisis de varianza unidireccional (ANOVA) seguido de la prueba de honestidad de Tukey. Se construyeron curvas ajustadas no lineales (ajuste polinómico) utilizando Origin 2022b para explorar las respuestas de la nitrificación y las tasas de producción de N2O asociadas a diferentes niveles de acidificación. Los resultados se consideraron significativos cuando P <0,05.

Más información sobre el diseño de la investigación está disponible en el Resumen del informe de Nature Portfolio vinculado a este artículo.

Todos los datos de secuencia y la información de muestras están disponibles en la base de datos del Archivo de lectura de secuencias (SRA) del Centro Nacional de Información Biotecnológica (NCBI) con los números de acceso de BioProject PRJNA876082. Todos los datos necesarios para evaluar las conclusiones del artículo están presentes en el artículo y/o en los materiales complementarios. Los datos originales se proporcionan con este documento.

Hong, CP y cols. Impulsores globales y regionales de las emisiones relacionadas con el uso de la tierra en 1961-2017. Naturaleza 589, 554–561 (2021).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Organización Meteorológica Mundial, Estado del clima global 2021: Informe provisional de la OMM. OMM-Nº 1290 (2022).

IPCC, Carbono global y otros ciclos y retroalimentaciones biogeoquímicas, en el cambio climático 2021: la base de la ciencia física. Contribución del Grupo de Trabajo I al Sexto Informe de Evaluación del Panel Intergubernamental sobre Cambio Climático, Masson-Delmotte, V. et al. Editores. (Prensa de la Universidad de Cambridge, 2021).

Gruber, N. y col. El sumidero oceánico de CO2 antropogénico de 1994 a 2007. Science 363, 1193–1199 (2019).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Caldeira, K. & Wickett, ME Carbono antropogénico y pH del océano. Naturaleza 425, 365 (2003).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Botté, ES et al. Cambios en el potencial metabólico del microbioma de la esponja bajo la acidificación del océano. Nat. Comunitario. 10, 4134 (2019).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Hoegh-Guldberg, O. et al. Arrecifes de coral bajo rápido cambio climático y acidificación de los océanos. Ciencia 318, 1737-1742 (2007).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Cavicchioli, R. y col. Advertencia de los científicos a la humanidad: microorganismos y cambio climático. Nat. Rev. Microbiol. 17, 569–586 (2019).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Bianchi, TS & Allison, MA Los estuarios frente al delta de grandes ríos como “registradores” naturales del cambio ambiental global. Proc. Acad. Nacional. Ciencia. Estados Unidos 106, 8085–8092 (2009).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Doney, SC La creciente huella humana en la biogeoquímica costera y de mar abierto. Ciencia 328, 1512-1516 (2010).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Scanes, E., Scanes, PR y Ross, PM El cambio climático calienta y acidifica rápidamente los estuarios australianos. Nat. Comunitario. 11, 1803 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Cai, WJ y cols. Impulsores naturales y antropogénicos de la acidificación en grandes estuarios. Ana. Rev. Mar. Ciencias. 13, 23–55 (2021).

Artículo ADS PubMed Google Scholar

Laurent, A. y col. Acidificación de las aguas costeras inducida por la eutrofización en el norte del Golfo de México: conocimientos sobre el origen y los procesos a partir de un modelo físico-biogeoquímico acoplado. Geofís. Res. Letón. 44, 946–956 (2017).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Waldbusser, GG & Salisbury, JE Acidificación del océano en la zona costera desde la perspectiva de un organismo: múltiples parámetros del sistema, dominios de frecuencia y hábitats. Ana. Rev. Mar. Ciencias. 6, 221–247 (2014).

Artículo PubMed Google Scholar

Teixidó, N. et al. Functional biodiversity loss alargo natural CO2 gradientes. Nato. Común. 9, 5149 (2018).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Su, XX y col. Estimulación de la emisión de N2O mediante desnitrificación bacteriana impulsada por la acidificación en sedimentos estuarinos. Globo. Cambiar Biol. 27, 5564–5579 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Cyronak, T., Schulz, KG, Santos, IR y Eyre, BD Acidificación mejorada de los arrecifes de coral globales impulsada por retroalimentaciones biogeoquímicas regionales. Geofís. Res. Letón. 41, 5538–5546 (2014).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Cai, WJ y cols. Las reacciones redox y la débil capacidad amortiguadora provocan la acidificación en la Bahía de Chesapeake. Nat. Comunitario. 8, 369 (2017).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Su, JZ et al. Acidificación de la Bahía de Chesapeake amortiguada por el ciclo de minerales carbonato espacialmente desacoplados. Nat. Geociencias. 13, 441–447 (2020).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Bednaršek, N. et al. Graves efectos biológicos de la actual acidificación de los estuarios en el mar de Salish, que varía estacionalmente. Ciencia. Medio ambiente total. 765, 142689 (2021).

Artículo ADS PubMed Google Scholar

Wu, L. y col. Efectos de la acidificación acuática en la eliminación de nitrógeno mediada por microbios en ambientes estuarinos y costeros. Reinar. Ciencia. Tecnología. 56, 5939–5949 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Martens-Habbena, W., Berube, PM, Urakawa, H., de la Torre, JR y Stahl, DA La cinética de oxidación del amoníaco determina la separación de nichos de arqueas y bacterias nitrificantes. Naturaleza 461, 976–979.

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Zheng, YL y cols. Efectos de las nanopartículas de plata sobre la nitrificación y la producción asociada de óxido nitroso en ambientes acuáticos. Ciencia. Adv. 3, e1603229 (2017).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Berg, IA, Kockelkorn, D., Buckel, W. y Fuchs, GA Vía de asimilación autótrofa de dióxido de carbono de 3-hidroxipropionato/4-hidroxibutirato en Archaea. Ciencia 318, 1782-1786 (2007).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Ward, BB Nitrificación en sistemas marinos, en Nitrogen in the Marine Environment, págs. 199–261 (Elsevier, Amsterdam, 2008).

Walker, CB y cols. El genoma de Nitrosopumilus maritimus revela mecanismos únicos de nitrificación y autotrofia en crenarchaea marina distribuida globalmente. Proc. Nat. Acad. Ciencia. Estados Unidos 107, 8818–8823 (2010).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Daims, H. et al. Nitrificación completa por bacterias Nitrospira. Naturaleza 528, 504–509 (2015).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Beman, JM y cols. Disminuciones globales en las tasas de nitrificación oceánica como consecuencia de la acidificación de los océanos. Proc. Acad. Nacional. Ciencia. Estados Unidos 108, 208–213 (2011).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Zeebe, RE y Wolf-Gladrow, D. CO2 en agua de mar: equilibrio, cinética, isótopos. en Elsevier Oceanography Series 65 págs. 269–270 (Elsevier, Amsterdam, 2001).

Ishii, S. y col. Identificación de vías clave de producción de óxido nitroso en gránulos nitrificantes parciales aeróbicos. Reinar. Microbiol. 16, 3168–3180 (2014).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Santoro, AE El nitrificador que lo hace todo. Ciencia 351, 342–343 (2016).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Santoro, AE, Buchwald, C., McIlvin, MR y Casciotti, KL Firma isotópica del N2O producido por arqueas marinas que oxidan el amoníaco. Ciencia 333, 1282-1285 (2011).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Hutchins, DA & Capone, DG El ciclo del nitrógeno marino: nuevos desarrollos y cambio global. Nat. Rev. Microbio. 20, 401–414 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Ravishankara, AR, Daniel, JS y Portmann, RW Óxido nitroso (N2O): la sustancia dominante que agota la capa de ozono emitida en el siglo XXI. Ciencia 326, 123-125 (2009).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Kozlowski, JA, Price, J. & Stein, LY Revisión de las vías productoras de N2O en la bacteria oxidante de amoníaco Nitrosomonas europaea ATCC 19718. Appl. Reinar. Microbiol. 80, 4930–4935 (2014).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Caranto, JD, Vilbert, AC y Lancaster, KM El citocromo P460 de Nitrosomonas europaea es un vínculo directo entre la nitrificación y la emisión de óxido nitroso. Proc. Acad. Nacional. Ciencia. Estados Unidos 113, 14704–14709 (2016).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Stieglmeier, M. et al. Producción aeróbica de óxido nitroso mediante la formación de híbridos N-nitrosantes en arqueas que oxidan amoníaco. ISME J. 8, 1135-1146 (2014).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Kozlowski, JA, Stieglmeier, M., Schleper, C., Klotz, MG y Stein, LY Vías e intermediarios clave necesarios para la quimiolitotrofía aeróbica obligada dependiente de amoníaco en bacterias y Thaumarchaeota. ISME J. 10, 1836–1845 (2016).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Hink, L., Nicol, GW & Prosser, JI Archaea produce menores rendimientos de N2O que las bacterias durante la oxidación aeróbica de amoníaco en el suelo. Reinar. Microbiol. 19, 4829–4837 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Kits, KD y col. Bajo rendimiento y origen abiótico del N2O formado por el nitrificador completo Nitrospira inopinata. Nat. Comunitario. 10, 1836 (2019).

Artículo ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Han, P. y col. Producción de N2O y NOy por la bacteria comammox Nitrospira inopinata en comparación con oxidantes de amoníaco canónicos. Agua Res. Rev. 190, 116728 (2021).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Breider, F. y col. Respuesta de la tasa de producción de N2O a la acidificación de los océanos en el Pacífico Norte occidental. Nat. Subir. Cambio 9, 954–958 (2019).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Fulweiler, RW, Emery, HE, Heiss, EM y Berounsky, MV Evaluación del papel del pH en la determinación de las tasas de nitrificación de la columna de agua en un sistema costero. Estuario. Costa 34, 1095-1102 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Rees, AP, Brown, IJ, Jayakumar, A. y Ward, BB La inhibición de la producción de N2O por la acidificación de los océanos en aguas polares y templadas frías. Res. de aguas profundas. pt. II 127, 93-101 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Frame, CH, Lau, E., Nolan, EJ IV, Goepfert, TJ & Lehmann, MF La acidificación mejora la producción híbrida de N2O asociada con microorganismos acuáticos que oxidan el amoníaco. Frente. Microbiol. 7, 2104 (2017).

Artículo PubMed PubMed Central Google Scholar

Gattuso, JP Enfoques y herramientas para manipular la química de los carbonatos. en: Guía de mejores prácticas para la investigación y la presentación de informes de datos sobre la acidificación de los océanos, págs. 41 a 51 (Unión Europea, Luxemburgo, 2010).

Schulz, KG, y Ramos, JB, Zeebe, RE y Riebesell, U. Experimentos de perturbación de CO2: similitudes y diferencias entre el carbono inorgánico disuelto y las manipulaciones de la alcalinidad total. Biogeociencias 6, 2145–2153 (2009).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Zhu, X., Burger, M., Doane, TA y Horwath, WR Las vías de oxidación del amoníaco y la desnitrificación con nitrificador son fuentes importantes de N2O y NO en condiciones de baja disponibilidad de oxígeno. Proc. Nat. Acad. Ciencia. Estados Unidos 110, 6328–6333 (2013).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Dalsgaard, T. y col. El oxígeno a niveles nanomolares suprime reversiblemente las tasas de proceso y la expresión genética en anammox y la desnitrificación en la zona mínima de oxígeno frente al norte de chile. mBio 5, e01966–14 (2014).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Murray, RH, Erler, DV y Eyre, BD Flujos de óxido nitroso en ambientes estuarinos: respuesta al cambio global. Globo. Chang. Biol. 21, 3219–3245 (2015).

Artículo ADS PubMed Google Scholar

Seitzinger, SP, Kroeze, C. & Styles, RV Distribución global de emisiones de N2O de sistemas acuáticos: emisiones naturales y efectos antropogénicos. Quimiosfera 2, 267–279 (2000).

CAS Google Académico

Stocker, TF y cols. IPCC Cambio climático 2013: La base de la ciencia física. Contribución del Grupo de Trabajo I al quinto informe de evaluación del panel intergubernamental sobre cambio climático (Cambridge Univ. Press, 2013).

Hong, HZ et al. Los complejos efectos de la acidificación de los océanos sobre la destacada cianobacteria Trichodesmium fijadora de N2. Ciencia 356, 527–531 (2017).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Hutchins, DA, Mulholland, MR & Fu, FX Ciclos de nutrientes y microbios marinos en un océano enriquecido con CO2. Oceanografía 22, 128-145 (2009).

Artículo de Google Scholar

de Nadal, E., Ammerer, G. & Posas, F. Control de la expresión genética en respuesta al estrés. Nat. Rev. Genet. 12, 833–845 (2011).

Artículo PubMed Google Scholar

Lawton, TJ, Ham, J., Sun, TL y Rosenzweig, AC Conservación estructural de la subunidad B en la superfamilia de monooxigenasa de amoníaco/metano monooxigenasa de partículas. Proteínas 82, 2263–2267 (2014).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Upadhyay, AK, Hooper, AB y Hendrich, MP Actividad NO reductasa del tetrahema citocromo C554 de Nitrosomonas europaea. Mermelada. Química. Soc. 128, 4330–4337 (2006).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Stein, LY Estudio de las vías de producción de N2O en bacterias. Métodos Enzimol. 486, 131-152 (2011).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Wu, L. y col. Una revisión crítica sobre la producción de óxido nitroso por arqueas oxidantes de amoníaco. Reinar. Ciencia. Tecnología. 54, 9175–9190 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Spero, MA, Aylward, FO, Currie, CR y Donohue, TJ Análisis filogenómico y función fisiológica prevista de la NADH translocadora de protones: quinona oxidorreductasa (complejo I) en bacterias. mBio 6, e00389–15 (2015).

Artículo PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhou, L. y Sazanov, LA Estructura y plasticidad conformacional de la ATPasa tipo V/A de Thermus thermophilus intacta. Ciencia 365, eaaw9144 (2019).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Wang, BZ y cols. La expansión del hábitat de Thaumarchaeota se correlaciona con la transferencia horizontal de operones ATPasa. ISME J. 13, 3067–3079 (2019).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Badger, MR & Bek, EJ Múltiples formas de Rubisco en proteobacterias: su importancia funcional en relación con la adquisición de CO2 por el ciclo de la broca. J. Exp. Bot. 59, 1525-1541 (2008).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Zhang, Y. et al. La adaptación del nitrificador al bajo flujo de energía controla el inventario de nitrógeno reducido en el océano oscuro. Proc. Acad. Nacional. Ciencia. Estados Unidos 117, 4823–4830 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Guo, XH y col. Variabilidad estacional y proyección futura de la acidificación de los océanos en la plataforma marítima oriental de China frente al estuario de Changjiang. Frente. Marzo ciencia. 8, 770034 (2021).

ADS del artículo Google Scholar

Wang, WT y cols. Tasas de nitrificación y asimilación de nitratos en el estuario del río Changjiang y aguas adyacentes basadas en el método de dilución de isótopos de nitrógeno. Cont. Resolución de estante. 163, 35–43 (2018).

ADS del artículo Google Scholar

Sigman, DM y cols. Un método bacteriano para el análisis isotópico de nitrógeno de nitrato en agua de mar y agua dulce. Anal. Química. 73, 4145–4153 (2001).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Lu, YH y cols. Nuevos conocimientos sobre la partición de nichos y la función ecológica de las arqueas oxidantes de amoníaco en un ecosistema estuarino subtropical. Biogeociencias 17, 6017–6032 (2020).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Santoro, AE et al. Nitrificación y producción de óxido nitroso en las aguas costeras del Pacífico Sur tropical oriental. Globo. Biogeoquímica. Ciclos 35, e2020GB006716 (2020).

Anuncios Google Scholar

Qin, W. y col. Los aislados de arqueas marinas que oxidan el amoníaco muestran mixotrofia obligada y una amplia variación ecotípica. Proc. Nat. Acad. Ciencia. Estados Unidos 111, 12504–12509 (2014).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Rodríguez, J. et al. Enriquecimientos limitados en nutrientes de nitrificantes de consorcios de rendimiento del suelo de AOA afiliado a Nitrosocosmicus y NOB afiliado a Nitrospira. Frente. Microbiol. 12, 671480 (2021).

Artículo PubMed PubMed Central Google Scholar

Cai, YF, Zheng, Y., Bodelier, PLE, Conrad, R. & Jia, ZJ Los metanótrofos convencionales son responsables de la oxidación atmosférica del metano en los arrozales. Nat. Comunitario. 7, 11728 (2016).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Grabherr, MG et al. Ensamblaje del transcriptoma de longitud completa a partir de datos de RNA-Seq sin un genoma de referencia. Nat. Biotecnología. 29, 644–652 (2011).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Nguyen, LT, Schmidt, HA, von Haeseler, A. & Minh, BQ IQ-TREE: un algoritmo estocástico rápido y eficaz para estimar filogenias de máxima verosimilitud. Mol. Biol. Evolución. 32, 268–274 (2015).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Letunic, I. & Bork, P. Árbol interactivo de la vida (iTOL) v4: actualizaciones recientes y nuevos desarrollos. Ácidos nucleicos res. 47, W256–W259 (2019).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Pierrot, D., Lewis, E. y Wallace, D. CO2SYS (Centro de análisis de información sobre dióxido de carbono, 2006).

Mehrbach, C., Culberson, CH, Hawley, JE y Pytkowicz, RM Medición de las constantes de disociación aparente del ácido carbónico en agua de mar a presión atmosférica. Limnol. Oceanogr. 18, 897–907 (1973).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Dickson, AG y Millero, FJ Una comparación de las constantes de equilibrio para la disociación del ácido carbónico en medios de agua de mar. Res. de aguas profundas 34, 1733–1743 (1987).

Artículo ADS CAS Google Scholar

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Este trabajo cuenta con el apoyo de la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (Nos. 41725002 [LJH], 41971105 [YLZ], 42222605 [YLZ], 42030411 [LJH], 42249903 [LJH], 41671463 [LJH] y 41730646 [ML] ), los Programas Nacionales Clave de Investigación y Desarrollo Fundamentales de China (Nº 2016YFA0600904) [LJH], y el Fondo del Director del Laboratorio Clave de Ciencias de la Información Geográfica (Ministerio de Educación), Universidad Normal del Este de China (Subvención N° KLGIS2022C03) [YLZ] . Se recolectaron muestras durante los cruceros de investigación abiertos al estuario del Yangtze (NORC2020-03 y NORC2023-302). Agradecemos a WS Gardner y Silvia E. Newell por la discusión y revisión del manuscrito.

Estos autores contribuyeron igualmente: Jie Zhou, Yanling Zheng.

Laboratorio Estatal Clave de Investigación Estuarina y Costera, Estación de Investigación y Observación del Ecosistema de Humedales Estuarinos del Delta del Yangtze, Universidad Normal del Este de China, Shanghai, 200241, China

Jie Zhou, Yanling Zheng, Lijun Hou, Zhirui An, Feiyang Chen, Bolin Liu, Hongpo Dong, Xia Liang, Xiaofei Li y Dengzhou Gao

Facultad de Ciencias Geográficas, Universidad Normal del Este de China, Shanghai, 200241, China

Yanling Zheng, Li Wu, Lin Qi, Ping Han, Guoyu Yin, Yi Yang, Ye Li y Min Liu

Laboratorio Clave de Ciencias de la Información Geográfica (Ministerio de Educación), Universidad Normal del Este de China, Shanghai, 200241, China

Yanling Zheng, Li Wu, Lin Qi, Ping Han, Guoyu Yin, Yi Yang, Ye Li y Min Liu

Laboratorio clave de análisis de big data espacio-temporal y aplicación de recursos naturales en megaciudades, Ministerio de Recursos Naturales, Shanghai, 200241, China

Yanling Zheng, Ping Han, Guoyu Yin, Yi Yang, Ye Li y Min Liu

Instituto de Ciencias Marinas de la Universidad de Texas en Austin, Port Aransas, TX, 78373, EE. UU.

Zhanfei Liu

Instituto Noruego para la Investigación del Agua, Thormøhlensgt 53D, 5006, Bergen, Noruega

Richard Bellerby

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También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

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También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

YLZ, LJH y ML concibieron la investigación. JZ, YLZ, LJH, ZRA, FYC, BLL, LW y LQ realizaron la investigación. JZ, YLZ, LJH, HPD, PH, GYY, XL, YY, XFL, DZG, YL, ZFL, RB y ML analizaron los datos. JZ, YLZ, LJH, RB y ML escribieron el artículo.

Correspondencia a Yanling Zheng, Lijun Hou o Min Liu.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Nature Communications agradece a Yong-guan Zhu y a los demás revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Los informes de los revisores pares están disponibles.

Nota del editor Springer Nature se mantiene neutral con respecto a reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso Abierto Este artículo está bajo una Licencia Internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, compartir, adaptación, distribución y reproducción en cualquier medio o formato, siempre y cuando se dé el crédito apropiado a los autores originales y a la fuente. proporcione un enlace a la licencia Creative Commons e indique si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la normativa legal o excede el uso permitido, deberá obtener permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Zhou, J., Zheng, Y., Hou, L. et al. Efectos de la acidificación sobre la nitrificación y la emisión asociada de óxido nitroso en aguas estuarinas y costeras. Nat Comuna 14, 1380 (2023). https://doi.org/10.1038/s41467-023-37104-9

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Recibido: 16 de septiembre de 2022

Aceptado: 28 de febrero de 2023

Publicado: 13 de marzo de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-023-37104-9

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