Aug 21, 2023
河口および沿岸水域における硝化およびそれに伴う亜酸化窒素排出に対する酸性化の影響
Nature Communications volume 14、記事番号: 1380 (2023) この記事を引用 5487 アクセス 25 Altmetric Metrics の詳細 大気中の二酸化炭素 (CO2) レベルの増加に関連して、
Nature Communications volume 14、記事番号: 1380 (2023) この記事を引用
5487 アクセス
25 オルトメトリック
メトリクスの詳細
大気中の二酸化炭素 (CO2) レベルの増加に伴い、陸地由来の栄養塩の流入、沿岸の湧昇、および複雑な生物地球化学的プロセスにより、河口および沿岸水域の酸性化が大幅に悪化しています。 したがって、硝化剤が酸性化の激化にどのように反応するかをより深く理解することは、河口および沿岸生態系の反応と地球規模の気候変動への寄与を予測するために重要です。 今回我々は、酸性化により硝化速度が大幅に低下するものの、河口水域や沿岸水域では副産物である亜酸化窒素（N2O）の生成が促進される可能性があることを示す。 CO2 濃度と pH を独立して変化させることにより、硝化剤の活性に対する CO2 上昇による予期される有益な効果 (「CO2 肥料」効果) が酸性化下では排除されます。 メタトランスクリプトームデータはさらに、硝化因子が酸性化ストレスに対処するために細胞内 pH 恒常性に関連する遺伝子発現を大幅に上方制御できることを示しています。 この研究は、硝化とそれに伴う温室効果ガスN2O排出に対する酸性化の影響の分子基盤を明らかにし、気候変動と人間の活動下での河口および沿岸生態系の反応と進化を予測するのに役立ちます。
大気中の二酸化炭素 (CO2) は、化石燃料の燃焼、セメント生産、森林伐採、その他の土地利用の変化などの集中的な人間活動により増加しています1。 世界の平均大気中 CO2 濃度は現在 413.2 ppm に達しており、21 世紀末までに 800 ppm を超えると予想されています2,3。 工業化時代に排出された CO2 の約 40% は海洋に吸収され 4、その結果、表層海水の pH 単位が約 0.1 単位低下します 5,6。 今世紀末には pH がさらに 0.2 ～ 0.3 単位低下すると推定されており、敏感な生物や生態系に深刻な影響が予想されます 6,7,8。
河口および沿岸の生態系は、川、陸地、海洋の相互作用の下にある動的な領域9であり、人間の幸福に不可欠な生態系サービスを提供することができます10。 しかし、大気中のCO2レベルの増加に伴い、河口および沿岸水域は、陸地由来の栄養塩投入、沿岸湧昇、および複雑な生物地球化学プロセスの相乗効果により、外洋よりも急激な酸性化に悩まされています（補足図1）。 11、12。 世界中の河口および沿岸生態系に対する最大の脅威の 1 つは、流域の人為的栄養素の過剰投入です10。 富栄養化によって引き起こされる植物プランクトンの生産は、藻類由来の物質が沈殿する底層水での高い呼吸速度をもたらす可能性があり、それが大量の CO2 生成を引き起こす可能性があります 13。 したがって、河口および沿岸水域の酸性化は、高 CO2 湧昇水の突発的な侵入によって大幅に強化される可能性があり 11,13,14、これは河口および沿岸生態系の生物学的プロセスや機能に悪影響を与える可能性があります 15,16,17,18,19,20,21 。
硝化は、還元窒素プールと酸化窒素プールのバランスにとって重要なプロセスであり、無機化を脱窒および嫌気性アンモニウム酸化の窒素除去経路に結び付けます22。 したがって、特に富栄養化した水生生態系では、地球規模の窒素循環において重要な役割を果たしています。 硝化剤の成長は遅く、環境変動に対する感受性が高いため 23、硝化は水中の酸性化によって妨げられると予想されます。 酸性化に対する硝化剤の反応における複雑な問題の 1 つは、CO2 分圧 (pCO2) の増加と pH の低下が相反する影響を与える可能性があることです。 炭素源の増加は化学合成独立栄養性硝化因子（CO2 肥料）の成長を促進する可能性があるため、より高い pCO2 条件は硝化に利益をもたらすことが期待されます 24、25、26、27。 対照的に、それに伴う pH の低下は、アンモニア (NH3) とアンモニウム (NH4+) の間の平衡を、アンモニア酸化剤に利用可能な基質 NH3 の濃度が低くなる方向にシフトさせ、それによって硝化を阻害する可能性があります 25,28,29。 したがって、硝化剤の反応は、これらの潜在的なプラス効果とマイナス効果のバランスに大きく依存します。 しかし、水中の酸性化の予測レベルが硝化剤の代謝に及ぼす影響やその根底にあるメカニズムについてはほとんど知られていません。
300-fold stronger radiative forcing per mole than CO2 and can react with ozone in the stratosphere34. N2O can be enzymatically produced by ammonia-oxidizing bacteria (AOB) via conversion of hydroxylamine (NH2OH) to N2O35,36, or via nitrifier denitrification [a sequential reduction of nitrite (NO2−) to nitric oxide (NO) and N2O]35. Recently, the biotic conversion of NH2OH to N2O by AOB through the cytochrome P460 was also characterized36. In contrast, N2O emission associated with NH3 oxidation by ammonia-oxidizing archaea (AOA) is believed to result mainly from abiotic reactions between NH2OH and NO2− or NO32,37,38. Previous studies suggested that AOA produce lower yields of N2O than AOB during aerobic NH3 oxidation37,39. In addition, it has been documented that complete ammonia oxidizers (comammox) exhibit a lower N2O yield than AOB, as N2O originates rather from the abiotic conversion of NH2OH by comammox bacteria40,41. However, it is not yet clear how nitrifier N2O production will respond to aquatic acidification./p> 0.5; Fig. 5a), showing that the intracellular pH of the AOA may have also decreased with water pH./p>98 atom percent 15N, lower than 20% of ambient concentration) as a tracer and the accumulation of 15N in the NOx− (NO3− + NO2−) pools. During rate measurements, water pH was maintained stable via 0.2 M NaOH solution through the reactor’s acid–base automatic regulator, as protons (H+) can be released during the process of NH3 oxidation. Meanwhile, DO concentration was maintained saturated and pCO2 was maintained at the targeted level via a 100 mL h−1 gas flow, and the outflow gas was collected with gas sampling bags (Teflon®FEP, DuPont). Temperature was maintained at room temperature (25 °C) by an automatic heating plate and cold circulating water bath. During the incubation, pH, DO, and temperature were recorded in real time through the equipped pH sensor (Hamilton, Switzerland), DO sensor (Hamilton, Switzerland), and temperature sensor (Infors, Switzerland), respectively. The incubations were conducted in dark by covering the reactor tanks with opaque paper. Liquid samples (30 mL) were collected at the beginning and end of the 24 h incubation, with gas-tight syringes through a reserved sampling tube (clamped tightly after sampling) and filtered immediately (0.22 μm, Waterman). Part of the filtered water was used for measurements of NO3− and NO2−, while the other part was prepared for 15NOx− analysis using the “denitrifier method”67. In addition, another 30 mL water samples were collected for measurements of DIC, alkalinity, and pCO2. Meanwhile, gas samples were extracted using gas-tight syringes for CO2, N2O, and N2O isotope measurements. Before utilization, the reagent solutions were filter-sterilized (0.22 μm, Waterman), and the reactor tank and related materials were heat-sterilized (121 °C and 15 psi for 20 min) (the same below). All the experiments were conducted in triplicate. The nitrification rates were calculated using the following equation68:/p>98 atom percent 15N) was added to lower than 20% of ambient NH4+ concentrations. The carbonate chemistry was manipulated by steadily bubbling the water samples with 0.22 μm-filtered CO2 adjusted air (400 μatm for groups a and b, 800 μatm for groups c and d) while adjusting pH (7.8 for groups b and c, 8.1 for groups a and d) with sterile acid (0.1 M HCl) or base (0.2 M NaOH) solution via the reactor’s acid-base automatic regulator. Other reaction conditions (temperature, DO, gas flow rate, stirring speed, and dark condition) were the same as in the acidification experiments. Nitrification rates and N2O production rates were measured as described above during 24 h of incubation after equilibrium. All the experiments were conducted in triplicate./p>
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