Estudio de los efectos de variables asociadas al cambio climático

Estudio de los efectos de variables asociadas al cambio climático en la
diversidad y fotosíntesis fitoplanctónica del estuario del Río Chubut
Silvana R. Halac1,2, Virginia E. Villafañe1,3, Rodrigo J. Gonçalves1,3 y E. Walter Helbling1,3
1
Estación de Fotobiología Playa Unión (EFPU), Casilla de Correos N°15, (9103) Rawson, Chubut
2
Instituto Nacional del Agua, Centro de la Región Semiárida (INA-CIRSA), Córdoba
3
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET)
E-mail: [email protected]
RESUEMN: La alteración de factores climáticos, como la temperatura y la radiación solar (cambios en las
proporciones de radiación visible, PAR y ultravioleta, RUV) podría producir importantes consecuencias sobre el
desarrollo y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos al afectar las redes tróficas, y condicionar la
abundancia y la distribución de las especies.
Nuestro objetivo fue estudiar el efecto combinado de la radiación solar y de la temperatura sobre comunidades
fitoplanctónicas de la Patagonia Atlántica. Se realizaron tres experimentos consecutivos (Enero-Febrero 2010)
con muestras de agua provenientes del estuario del río Chubut (43º S 65º O), las cuales se colocaron en
contenedores transparentes a la radiación solar (25 L de capacidad). Las muestras se expusieron 10 días a la
radiación solar bajo tres tratamientos (PAB: PAR+UV-A+UV-B, 280-700 nm,; PA: PAR+UV-A, 315-700 nm o
P: sólo PAR, 400-700 nm). A partir del 4to día de exposición, se colectaron muestras de los contenedores y bajo
el tratamiento de radiación PAB se aplicaron dos tratamientos de temperatura durante tiempos cortos (hs):
temperatura control (18°C) y temperatura incrementada (23°C), tal como podría ocurrir hacia el año 2100.
Las comunidades fitoplanctónicas tuvieron un crecimiento exponencial, lo que se vio reflejado en una mayor
concentración de clorofila, abundancia de células y contenido de carbono orgánico. Se observó una variación
(respecto al estado inicial de la comunidad) en la distribución de tamaños y composición taxonómica debido a la
radiación. Cuando se evaluaron los efectos a corto plazo sobre el rendimiento fotosintético, éste fue mayor
solamente bajo el tratamiento de temperatura incrementada, y no por la radiación ni por la interacción entre
ambas variables.
Los cambios observados en la estructura y en el estado fisiológico de la comunidad fitoplanctónica
probablemente influyeron sobre el resto de la red trófica, debido a que representan la principal fuente de
energía. Por lo anterior, cabe esperar que ante condiciones de cambio climático, el funcionamiento y la respuesta
del sistema en estudio fuera afectado.
INTRODUCCIÓN
El clima desempeña una función clave como determinante de las características del ambiente, los recursos
naturales y, por ende, de la economía de las distintas regiones del planeta. Es por ello que el cambio climático
global – entendiéndose como tal las variaciones en el clima (especialmente debidas a las actividades antrópicas),
es un proceso que ha despertado el interés y la preocupación de la comunidad científica y política internacional.
El aumento de temperatura debido al incremento en la emisión de gases atmosféricos (e.g., CO2, CH4, etc.) como
así también el incremento en la radiación ultravioleta-B (280-315 nm; RUV-B) debido al adelgazamiento de la
capa de ozono, pueden tener importantes consecuencias que afectan el desarrollo y funcionamiento de los
ecosistemas, tal como puede observarse en los distintos reportes del Intergovermental Panel on Climate Change
(IPCC, http://www.ipcc.ch/) de las Naciones Unidas.
Los efectos del RUV más frecuentemente observados en el fitoplancton son la reducción del crecimiento y de la
fotosíntesis, debida principalmente al daño de ADN y proteínas que componen el fotosistema. Por otro lado, se
han determinado cambios en la fenología y distribución de especies marinas, que se han asociado con aumentos
en la temperatura del agua. Asimismo, se ha encontrado que el aumento de temperatura en lagos y ríos afecta la
abundancia y productividad, composición de la comunidad, fenología, distribución y migración, así como la
disminución de los tiempos de generación de las especies, lo que propiciaría la selección de las formas mejor
adaptadas a las nuevas condiciones ambientales (Domis et al. 2007).
Una de las líneas de investigación más importantes dentro de este campo es el estudio del efecto de los procesos
de cambio climático sobre la biodiversidad. Estos efectos pueden tener consecuencias importantes en las redes
tróficas, al condicionar la abundancia y distribución de las especies. En tal caso, el desarrollo de esta línea de
trabajo requiere de un conocimiento de base de la biodiversidad y de los factores físicos que puedan
condicionarla. Esto permite estudiar el efecto del cambio climático sobre estas comunidades para, luego,
desarrollar modelos predictivos que permitan evaluar las consecuencias de posibles cambios climáticos futuros.
Dado que la sensibilidad de las especies hacia distintos factores de estrés (ej.: radiación, temperatura) es
específica, es evidente que los efectos del cambio climático no pueden generalizarse en base a estudios
realizados con otros organismos y en otros sitios geográficos. Aunque se han realizado muchos trabajos
tendientes a evaluar los efectos de la radiación solar sobre organismos acuáticos de la zona Patagónica, la
mayoría de ellos se enfocaron en el impacto a corto plazo (hs), en particular, sobre procesos asociados a la
fotosíntesis y al daño en el material genético (ADN) (ver revisiones de Villafañe et al., 2001 y Helbling et al.,
2005). Sin embargo, pocos estudios analizaron los efectos a largo plazo (días), ya sea sobre la fotosíntesis o
sobre el crecimiento y estructura de comunidades fitoplanctónicas de la zona (Hernando et al., 2006; Marcoval et
al., 2008). Asimismo, a nuestro conocimiento, no existen hasta el momento estudios destinados a evaluar
conjuntamente los efectos de la radiación y de la temperatura aumentadas en la fotosíntesis del plancton de
regiones costeras Patagónicas. Por lo tanto, este trabajo es un importante aporte para contribuir al conocimiento
de estas posibles consecuencias del cambio global en el estuario del río Chubut.
El estuario del río Chubut (43 º S 65 º O) y su zona de influencia sobre el Océano Atlántico (Bahía Engaño)
presenta una gran variabilidad estacional físico-química debido a la interacción río - mar (Helbling et al., 1992).
Por otra parte, existen grandes diferencias taxonómicas a lo largo del año en las comunidades fitoplanctónicas,
(Villafañe et al., 2004; Barbieri et al., 2002). Asimismo, el área está expuesta a grandes variaciones en los
niveles de RUV no solo debido a cambios en el ángulo zenital, sino también por cambios en la concentración de
ozono estratosférico (Helbling et al., 2005). Estas variaciones físicas, químicas y biológicas hacen del área un
excelente laboratorio natural para estudiar el efecto de diversos factores de estrés sobre los sistemas acuáticos,
así como los procesos naturales involucrados. En particular, el objetivo principal de este trabajo fue evaluar el
efecto de la radiación ultravioleta (RUV, 280-400 nm) y su interacción con la temperatura sobre el crecimiento,
la estructura (composición taxonómica y distribución de tamaños) y fotosíntesis de comunidades fitoplanctónicas
del Estuario del Río Chubut.
METODOLOGÍA
Sitio de estudio / protocolo de muestreo y experimentación
Se realizaron tres experimentos en el período de Enero-Febrero del 2010 en la Estación de Fotobiología Playa
Unión (Rawson), con muestras de agua del Estuario del Rio Chubut (Rawson, Chubut; Fig. 1). Se establecieron
tres tratamientos de radiación: PAB, 280-700 nm (PAR+RUV-A+UV-B); PA, 315-700 nm (PAR+RUV-A); P,
400-700 nm (PAR), manteniéndose la temperatura del agua en un rango cercano a la temperatura promedio
superficial oceánica (TSO) para el sitio de estudio en verano: 18±1ºC. Los experimentos tuvieron una duración
de 8-10 días cada uno, y se repitieron tres veces de manera consecutiva. Se colocaron 25L de cada muestra en
bolsas de plástico transparente a la RUV (“microcosmos”) de las cuales un par no fue cubierto (tratamiento
PAB) y dos juegos de réplicas fueron cubiertas con los filtros correspondientes para los tratamientos PA
(Montagefolie, No. 10155099, Folex, Alemania) y P (Ultraphan, UV Opak, Digefra, Alemania). Los
“microcosmos” fueron mantenidos durante el tiempo experimental en un tanque de agua de 1000L de capacidad,
el cual funcionó como control de temperatura. Debido a que en la zona de estudio el verano es considerado una
época de “post-bloom”, y con el fin de evitar limitaciones en el crecimiento debido a la escasez de nutrientes, se
agregó al inicio de cada experimento, una mezcla de macronutrientes (NO32-, PO43- and SiO43- ) en una
concentración de medio f/2 (Guillard and Ryther, 1962). Se tomaron diariamente 50-100 mL de muestra para la
cuantificación de Clorofila a, carotenoides y compuestos que absorben en la RUV. Por otro lado, cada dos días
se recolectaron 50 mL de muestra para la identificación y cuantificación de especies. Las muestras fueron
fijadas inmediatamente con una solución de formaldehído (concentración final en la muestra = 0.4%) y
almacenadas en oscuridad. Se tomaron diariamente alícuotas de 5 ml tres veces al día (7AM, 1 PM y 8PM) para
la determinación de la actividad fotosintética.
Asimismo, se realizaron experimentos de corta duración
utilizando muestras de agua provenientes de los microcosmos, las cuales se colocaron en tubos de cuarzo no
cubiertos.
Dichos tubos se mantuvieron en dos baños termostáticos a dos temperaturas: control, 18°C y
aumentada: 23°C. Las muestran se expusieron durante aproximadamente 8 hs a radiación solar, midiendo la
actividad fotosintética
de manera continua
como se describe más
adelante.
Figura 1. Ubicación del sitio de estudio: Región de la Patagonia (área enmarcada) y posición relativa de la Provincia de
Chubut (área sombreada). La zona de muestreo y localidad donde se realizaron los experimentos (Playa Unión, 43º S, 65º
O) se señalan en el recuadro superior derecho.
Determinaciones y mediciones:
Intensidad de radiación natural y temperatura del agua
La intensidad de la radiación fue monitoreada de manera continua durante los períodos experimentales, usando
un radiómetro de banda ancha (ELDONET, Alemania) que mide RUV-B (280–315 nm), RUV-A (315–400 nm)
y PAR (400–700 nm) cada un segundo y promedia los datos por intervalo de minuto. La temperatura del agua en
los tanques fue medida a lo largo de los experimentos usando termómetros digitales (frecuencia aproximada de
medición: 2 horas) mientras que dentro de los baños termostáticos fue controlada y ajustada automáticamente a
lo largo del experimento con sensores conectados a cada canal de temperatura del baño termostático (Frío 21,
Argentina).
Pigmentos y compuestos que absorben RUV
El contenido de pigmentos y compuestos que absorben RUV se determinó a partir de la filtración de 50-100 ml
de muestra en filtros Whatman GF/C (25 mm) y de la extracción de los mismos en metanol absoluto. La
absorbancia se midió desde 250 a 700 nm usando un espectrofotómetro de barrido (Hewlett Packard, modelo HP
8453e) y el contenido de Clorofila a (Clor a) y de carotenoides fue calculada usando las ecuaciones de Porra
(2002); la concentración de los compuestos que absorben RUV fue estimada a partir del pico a 337 nm (Helbling
& col., 1996).
El mismo extracto se utilizó para obtener una medición extra de Clor a por métodos
fluorométricos utilizando un fluorómetro Turner Designs (modelo TD 700) (Holm-Hansen et al., 1965).
Crecimiento, composición taxonómica y distribución de tamaños de la comunidad
La identificación y cuantificación de especies se realizó en una cámara Fuchs-Rosenthal (Marienfeld, Alemania)
utilizando un microscopio compuesto (Zeiss, modelo D-7082, Alemania). Las muestras se tiñeron con una gota
de Rosa de Bengala para distinguir mejor entre la materia orgánica y el detritus (Villafañe & Reid, 1995) y se
observaron bajo un aumento de 250 y 400X, contándose al menos 100 células (±10) de la especie más
abundante. Se calculó la concentración de células (en células. ml-1) por especie, género, clase o grupo de tamaño
identificados. La biomasa (en ugC.l-1) fue estimada a partir del cálculo de los biovolúmenes, para lo cual se
midieron las dimensiones de cada espécimen (al menos 5 ejemplares de c/u) y se asimiló a la forma geométrica
correspondiente (Hillebrand & col., 1999). Posteriormente se realizó la transformación a carbono orgánico
según Strathmann (1967). Las tasas de crecimiento a partir de la abundancia celular y biomasa se calcularon
según la siguiente fórmula:
µ = ∆ lnN / tn = (ln Nf-lnN0) / tn
donde N0
y
(1)
Nf son las densidades celulares (o biomasa) para el primer y último día de la fase exponencial,
respectivamente, y tn es el número de días transcurridos desde el tiempo inicial al final.
La distribución de tamaños se estudió considerando las dos clases de tamaño que se distinguieron bajo las
técnicas de microscopía óptica: nanoplancton (5-20 µm) y microplancton (≥20 µm), tanto a partir de los
biovolúmenes como del cálculo del área celular con fotografías digitales tomadas por microscopía óptica. Para
cada muestra se obtuvieron de 40 a 200 imágenes de campos que contenían varias células, las cuales fueron
analizadas con el programa Image J (Abramoff & col., 2004) para obtener el área de las células al principio y
final de la fase exponencial.
Rendimiento fotosintético
La evolución de la actividad fotosintética fue estudiada a partir de las mediciones de la eficiencia fotoquímica
efectiva del fotosistema II (PSII; ∆F/F m) o yield (Y). Este parámetro indica la proporción de centros de reacción
fotoquímicamente activos y fue determinado midiendo la emisión de fluorescencia in vivo de la Clor a con un
fluorómetro de amplitud modulada (Water-ED PAM, Walz, Alemania). La eficiencia fotoquímica efectiva o
yield fue calculado según Genty & col., (1989):
Y= ∆F/F´m= ( F´m – Ft ) / F´m
(2)
donde F´m es la máxima intensidad de fluorescencia de clor a en una célula inducida por un pulso de luz
saturante (5300 µmol fotones m-2 s-1 en 0.8 s) en presencia de luz, y Ft el estado de fluorescencia inducido por
una luz tenue en células adaptadas a la luz.
Análisis estadísticos
Los tratamientos de radiación se realizaron por duplicado y todos los resultados fueron expresados como la
media con su respectivo rango medio. Con el fin de determinar las diferencias en las tasas de crecimiento entre
los tratamientos de radiación y en el rendimiento fotosintético entre tratamientos de radiación y de temperatura,
se aplicaron tests ANOVA de una vía. Por otro lado, se utilizó un ANOVA de dos vías para la determinación de
las interacciones entre ambas variables de estudio (Statistica 7.0, StatSoft, Inc., Tulsa, USA). Se consideró para
ambos tests un límite de confianza del 95% (Zar, 1984).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Condiciones de radiación y temperatura
Las condiciones de PAR y RUV durante el período experimental, presentaron un típico patrón de valores
relativamente altos al mediodía y bajos durante la mañana y la tarde (Fig 2).
M1
PAR (W.m -2)
500
400
M2
M3
A
300
200
100
0
20
UV-A (W.m -2)
60
22
24
26
28
30
32
22
24
26
28
30
32
22
24
26
28
30
32
34
36
38
40
42
44
34
36
38
40
42
44
34
36
38
40
42
44
46
48
50
52
54
46
48
50
52
54
46
48
50
52
54
B
40
20
0
20
UV-B (W.m-2)
1.6
C
1.2
0.8
0.4
0
20
Día Juliano 2010
Figura 2. Radiación solar en Playa Unión, Chubut (43º S, 65º O) durante los experimentos llevados a cabos en los períodos
de: 20-31 de Enero (Días Julianos 20-31), (M1); 5-13 de Febrero (Días Julianos 36-44), (M2); y 15-22 de Febrero (Días
Julianos 46-53), (M3). La irradiancia (en W m-2) se muestra para: A) PAR, 400-700 nm B) UV-A, 315-400 nm y C) UV-B,
280-315 nm.
Con algunas excepciones, los valores de máxima intensidad de PAR, UVA y UV-B fueron muy similares entre
los días de experimentación (500; 58 y 1,4 W.m-2 respectivamente). La combinación de altos valores de
irradiancia con períodos diurnos largos, típicos del verano austral, resultaron en altas dosis diarias de radiación
(Helbling & col., 2005). Debido a que las comunidades fitoplanctónicas estuvieron expuestas bajo dichas
condiciones de alta radiación solar y bajo una capa de agua delgada, los resultados de estos experimentos
representan el peor “escenario” posible, como por ejemplo, si las células estuvieran en la superficie del agua y no
pudieran desplazarse hacia capas más profundas con condiciones de menor irradiancia.
Crecimiento de la comunidad
En los tres experimentos, el crecimiento de las comunidades fitoplanctónicas se vio reflejado en un aumento de
la concentración de clorofila (Fig. 3a), de abundancia de células (Fig. 3b) y de contenido de carbono orgánico
(Fig. 3c). Aunque las tendencias descriptas fueron observadas en los tres experimentos, y debido a que durante
M1 se perdieron algunas réplicas, el análisis de los resultados se realizó con menor cantidad de datos (M2 y
M3). Dentro de los principales patrones de respuesta identificados, se destaca un crecimiento exponencial en
todas las variables, similar al que se observa en condiciones de bloom y de condiciones fisiológicas óptimas.
Con pocas excepciones, y en general, este crecimiento fue similar entre los experimentos y no se observaron
efectos significativos de la RUV en ninguno de los experimentos y variables medidas (Fig. 3).
En general, las tasas de crecimiento (Tabla 1) fueron altas, debido principalmente a la adición de nutrientes, lo
que ya ha sido observado en estudios de largo plazo realizados con comunidades de la zona (Helbling & col.,
2005; Marcoval & col., 2008). Asimismo, la ausencia de efectos de RUV en el crecimiento (ausencia de
diferencias significativas entre los tratamientos de radiación, Tabla 1 y Fig. 3) observada en este estudio, es un
resultado común en experimentos de largo plazo (Roy & col., 2006; Ferreyra & col., 2006). Sin embargo,
cuando se comparan las tasas de crecimiento (µ) calculadas a partir de diferentes variables así como cuando se
comparan entre experimentos, se hacen evidentes algunas diferencias. Por ejemplo, durante M2, la µ calculada a
partir de Clor a fue menor que la que se calculó por medio de la abundancia y del carbono orgánico, mientras
que en M3 ocurrió lo contrario (Tabla 1). El incremento de la Clor a de una manera más rápida o más lenta que
las otras variables, sugiere una fotoaclimatación diferencial de las comunidades a lo largo de los experimentos.
Por un lado, la concentración de Clor a por célula aumenta debido al efecto del autosombreado producido por el
incremento exponencial de células; con mayor contenido de Clor a, las células pueden continuar captando
eficientemente la luz y mantener el crecimiento exponencial.
Por otro lado, el tamaño influye en la
concentración del pigmento: Las células más grandes tienen una menor relación superficie/volumen, por lo que
necesitan más Clor a por célula en comparación a células de menor tamaño (Falkowski, 1981).
M2
Clor-a (µg.l-1)
100
A
80
PAB
PA
P
60
40
20
1x10 5
Abundancia (cél.l-1)
M3
10
B
5
8x10 4
6x10 4
4x10
4
2x10
4
0
Biomasa (µg C. l-1)
10 4
8x10
C
3
6x10 3
4x10 3
2x10 3
36
38
40
42
44
46
48
50
52
Día Juliano 2010
Figura 3. Crecimiento de las comunidades fitoplanctónicas de Bahía Engaño durante los experimentos M2 y M3 en base a:
A) Contenido de clorofila a; B) Concentración celular; y C) Contenido de Carbono autotrófico. Los tratamientos de
radiación se muestran con diferentes colores: verde, P, azul, PA, y rojo, PAB. Las líneas verticales en las barras indican el
rango medio. Nótese las escalas diferentes para cada variable presentada.
Tabla 1. Tasas de crecimiento (µ; d-1) durante los experimentos M2 y M3, determinadas a partir de mediciones de Clor a,
concentración celular y estimaciones de Carbono autotrófico.
PAB
Clor a
(µg.l-1)
P
Tasas de crecimiento (µ; d-1)
Concentración celular
(cél.ml-1)
PAB
P
Carbono autotrófico
(µg C.l-1)
PAB
P
M2
0.76±0.01
0.76±0.06
0.88±0.09
0.79±0.04
0.84±0.14
0.75±0.15
M3
0.94±0.02
0.90±0.03
0.73±0.08
0.73±0.11
0.70±0.07
0.76±0.03
Distribución de tamaños y composición taxonómica
El análisis del área celular en M2 y M3 indicó que la mayor parte de la comunidad fitoplanctónica inicial
(>60%) estaba compuesta por células con un área <100 µm (nanoplancton; Fig 4A y 4C). La frecuencia
acumulada de tamaño celular de la comunidad final, mostró un cambio hacia tamaños menores, en los dos
tratamientos de radiación de M2 (Fig 4B), siendo más pronunciado en el tratamiento P. En cambio en M3 (Fig.
4D) se observó una respuesta diferente comparando los tiempos inicial y final, con un cambio hacia tamaños
mayores sólo en PAB. Otros estudios han reportado que las células pequeñas tienden a dominar la comunidad
después de exposiciones a RUV (Mostajir et al., 1999); sin embargo, en este estudio las diferencias en el cambio
de tamaño celular probablemente se relacionan más con la condición inicial de la comunidad fitoplanctónica de
cada microcosmos. El análisis realizado a partir de las observaciones microscópicas, demuestra una tendencia
general de disminución en la proporción de microplancton desde el tiempo inicial al final, en ambos
experimentos (datos no mostrados), siendo esta disminución más pronunciada en M2 que en M3, lo que se
relaciona con el cambio hacia células más pequeñas en M2 (Fig. 4B).
1
1
A
0.8
M2 B
0.6
0.8
Frecuencia acumulada
0.4
0.2
0
0
0
400
800
1200
M3 D
1
C
0.8
400
06
1
T0
Tf P
Tf PAB
0.6
0.8
0.4
0.2
400
0
06
0
400
800
1200
Tamaño (mm-2)
Figura 4. Frecuencia acumulada del tamaño (en µm2) al principio (T0) y al final de la fase exponencial de crecimiento para
M2 (A), y M3 (C). En (B) y (D) se muestra una vista detallada de los rangos de tamaño donde se observaron diferencias.
Los tratamientos de radiación se muestran en diferentes colores: P, verde y PAB, rojo: el tiempo inicial (T0) se indica en
negro.
Los cambios en la distribución de tamaños están asociados normalmente a cambios en la composición
taxonómica hacia grupos más resistentes o mejor aclimatados. Varios estudios han reportado estos efectos en
períodos de tiempo largos y en particular para la zona de la Patagonia (Hernando & col. 2006; Helbling & col.,
2005 y Marcoval & col., 2008). Asimismo, y aunque en este estudio no se examinaron, los cambios en la
presión de pastoreo pueden influir sobre la distribución de tamaños del fitoplancton (Lewandowska & Sommer
2010). En particular, se ha demostrado que los ciliados y otras especies de zooplancton son sensibles a la RUV
(Sommaruga 2003), por lo que las diferencias de cambio de tamaños observadas entre los tratamientos de
radiación, podrían asociarse a estos efectos.
Con el fin de explorar con más detalle los cambios en composición específica, se estudió la contribución de los
tres principales grupos taxonómicos: diatomeas, flagelados (clorofitas y criptofitas) y dinoflagelados; en general,
sólo se observaron efectos negativos de la RUV sobre los flagelados, mientras que los dinoflagelados
presentaron valores de biomasa más altos bajo el tratamiento PAB (datos no mostrados). Algunos estudios
previos (Hernando & San Román, 1999; Hernando & col., 2005) obtuvieron resultados similares con respecto a
la sensibilidad de los flagelados a la RUV.
M2
Abundancia (%)
100
80
60
40
20
0
36
37
38
39
40
Diatomeas PAB
Dinoflagelados PAB
Flagelados PAB
41
42
43
Diatomeas P
Dinoflagelados P
Flagelados P
M3
Abundancia (%)
100
80
60
40
20
0
46
47
48
49
50
Día Juliano 2010
51
52
53
Figura 5. Contribución relativa (%) de diatomeas, flagelados y dinoflagelados a la concentración celular total durante los
experimentos M2 y M3. Los tratamientos de radiación se muestran en verde, P y en rojo, PAB; los grupos taxonómicos se
identifican según la leyenda.
Por otro lado, la respuesta de los dinoflagelados parece estar más relacionada al tamaño, ya que especies que
alcanzan aprox. 50 µm (ej: Proorocentrum micans), serían menos sensibles a la RUV que las más pequeñas
como Gymnodinium chlorophorum (5 μm) y Heterocapsa triquetra (20 μm), (Helbling & col., 2008). Sin
embargo, la tendencia más pronunciada en ambos experimentos fue el aumento significativamente mayor en la
biomasa de las diatomeas, en comparación con los flagelados y dinoflagelados, lo que provocó el reemplazo de
una comunidad dominada por los flagelados por una dominada por diatomeas (Fig 5). Asimismo, la tendencia de
disminución de flagelados fue más pronunciada en las muestras expuestas a RUV (Fig. 5). Cabe destacar que al
final de los experimentos, la diatomea céntrica Thalassiossira spp. (10-20 µm de diámetro) fue la dominante en
M2 (PAB y P), mientras que en M3 hubo una co-dominancia entre Thalassiossira spp. (10-20 µm) y
Thalassiossira spp. (>20 µm) (datos no mostrados).
Fotoaclimatación y respuesta fotoquímica
Uno de los mecanismos de aclimatación a RUV más conocidos es la producción de compuestos que absorben en
la RUV (principalmente los aminoácidos tipo micosporinas, MAAs).
En general, los niveles de MAAs
reportados para comunidades de la Patagonia son bajos (Barbieri & col, 2002; Villafañe & col., 2004, Marcoval
& col., 2008), pero algunas especies de dinoflagelados como Proorocentrum micans son capaces de sintetizar
MAAs en altas concentraciones después de exposiciones prolongadas a la RUV (Helbling & col., 2008; Halac &
col., datos no publicados); algunas diatomeas de la zona también tienen la capacidad de sintetizar altas
cantidades de dichos compuestos (Lagunas & col., datos no publicados), especialmente las céntricas (Helbling &
col., 1996). En general, se ha demostrado que la síntesis de estos compuestos es más efectiva en células grandes,
ya que en aquellas pequeñas la producción de los mismos resulta energéticamente muy costosa (García-Pichel,
1994). En este estudio no se observaron cambios significativos en la concentración de los compuestos que
absorben en RUV en M2 (datos no mostrados), probablemente debido a la dominancia de especies de diatomeas
pequeñas (≤ 20µm). Por el contrario, durante M3 se observó un aumento significativo de estos compuestos (Fig.
6A), pero no hubo diferencias entre los tratamientos de radiación. Probablemente, la síntesis de MAAs por parte
de Thalassiossira ssp. (>20 µm), fue promovida por PAR y RUV, como un mecanismo de protección a las altas
irradiancias.
El contenido de MAAs aumentó de manera significativa al final de M3 (Fig. 6B) debido
probablemente a la alta contribución de esta especie a la biomasa total.
La eficiencia fotoquímica efectiva disminuyó a lo largo del tiempo en los tres experimentos (Fig. 7A). Sin
embargo, la diferencia del yield de la mañana entre el tiempo inicial y final del tratamiento PAB, fue mayor en
M2 que en M1 y M3 (Fig. 7A). La diferencia en la respuesta fotosintética entre los diferentes experimentos,
podría deberse a la ausencia / presencia de compuestos MAAs. Nuestro estudio demuestra que aquellas
muestras aclimatadas a RUV durante tres días (M3, PAB), presentaron una mejor respuesta cuando fueron
expuestas a la radiación total (ciclo diurno) que aquellas aclimatadas a P (Fig. 7 B-C). Es decir, las comunidades
expuestas a la RUV no disminuyeron su eficiencia fotosintética, y mostraron mejor desempeño ante la RUV en
Densidad Optica * (µg Clo a)-1
comparación a aquellas aclimatadas solo a PAR. Al respecto, probablemente otros mecanismos de
0.300
A
0.250
0.200
0.150
0.100
0.050
0.000
250
300
350
400
450
500
550
600
650
700
750
Densidad Optica337nm*(µg Clo a)-1
Longitud de onda (nm)
B
0.1
0.01
0.001
46
47
48
49
50
51
52
Día Juliano 2010
Figura 6. A) Espectro de absorción al inicio (T0) y al final del experimento M3; T0 se muestra en líneas punteadas. B)
Compuestos que absorben en la RUV en relación al contenido de Clor a (OD337 por µg Clor a-1) a lo largo del experimento.
Los tratamientos de radiación son mostrados en diferentes colores: P (verde), PA (azul) y PAB (rojo).
fotoaclimatación a la RUV no analizados en este estudio, favorecieron un mejor rendimiento fotoquímico de las
muestras aclimatadas a RUV+PAR. Por otro lado, el efecto del aumento de la temperatura en esta respuesta fue
positivo, con un yield 10% más alto a 23°C en comparación a 18°C (Fig. 7 B-C), sin encontrarse efectos
interactivos entre ambos factores de estudio. Al respecto, otros autores reportan ausencia de efectos de la
temperatura o RUV sobre la eficiencia fotosintética, sugiriendo que existen mecanismos compensatorios entre
grupos algales (Lionard et al., 2012). Por lo anterior, los cambios en la estructura de la comunidad, permitirían
llegar a un estado fisiológico óptimo para la respuesta a factores de estrés. Probablemente, las diferencias
observadas después del período de aclimatación, se relacionen con dichos mecanismos.
M2
M1
A
M3
0.7
0.6
Yield
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
24
26
28
30
32
34
36
38
18°C
B
40
42
Día Juliano 2010
44
46
48
50
52
54
23°C
C
100
Y (% of T0)
80
60
40
20
10
12
14
16
Hora del día (h)
18
20
10
12
14
16
Hora del día (h)
18
20
Figura 8. A) Eficiencia fotoquímica efectiva (yield) durante los experimentos M1, M2 y M3 a tres horas del día: 7AM,
1PM y 8PM. B-C) Ciclo diurno del yield en muestras tomadas de M3 y colocadas en dos baños termostáticos a 18°C (B) y
a 23°C (C). Los tratamientos de radiación a los que fueron aclimatados en los microcosmos, son mostrados con diferentes
líneas y colores: continuas y rojo, PAB; discontinuas y verde, P. Las líneas verticales en los símbolos indican el rango
medio.
CONCLUSIONES
Los efectos de la RUV a mediano plazo (días) fueron más evidentes en la composición taxonómica que en el
crecimiento total de la comunidad, afectando negativamente al grupo de los flagelados, que disminuyeron su
contribución en mayor proporción en presencia de RUV. Por otro lado, la distribución de tamaños de la
comunidad fitoplanctónica se relacionó con la aclimatación al espectro total de la radiación, y no exclusivamente
a la RUV. Entre las estrategias de fotoaclimatación, se presentó el aumento del contenido de Clor a por célula y
la producción de MAAs, en el grupo de células de mayor tamaño (microplancton,
≥ 20 µm
). El mejor
desempeño fotosintético de las comunidades aclimatadas a RUV, indicaría que aquellas expuestas a esta
radiación en la columna de agua durante períodos de tiempo prolongados (ej., capa superficial durante
estratificación), tendrían ventaja en relación a otras que se encontraran en capas más profundas. Además, el
efecto positivo producido por el aumento de la temperatura sobre la fotosíntesis, sería otro de los factores que
propiciaría un mejor desempeño de comunidades presentes en las capas superficiales, ante condiciones de
cambio climático (ej. incremento de RUV y temperatura). Tanto los cambios en la estructura como en la
fisiología de de la comunidad fitoplanctónica, podría tener consecuencias importantes en la energía disponible
dentro la red trófica, y por lo tanto, desencadenar una cambio en la respuesta del sistema estudiado frente a
condiciones de cambio climático.
Agradecimientos- Agradecemos a V. Fiorda y E. Heimsch por su apoyo técnico durante los experimentos y al personal de
la estación Marítima Comersonii en Puerto Rawson por la ayuda en la recolección de muestras. Este trabajo fue
financiado por la Agencia Nacional de Promoción Científica y Tecnológica (PICT2007-01651, Argentina) y es parte de la
tesis doctoral de SRH, quien se encuentra becada por el Instituto Nacional del Agua y la Agencia Nacional de Promoción
Científica y Tecnológica en el marco del Programa de Formación de Doctores en Áreas Tecnológicas Prioritarias (PFDT).
REFERENCIAS
Abramoff MD, Magelhaes PJ & Ram SJ (2004). Image processing with ImageJ. Biophotonics International, 11,
pp. 36-42
Barbieri ES, Villafañe VE & Helbling EW (2002). Experimental assessment of UV effects upon temperate
marine phytoplankton when exposed to variable radiation regimes. Limnology and Oceanography, 47, pp. 16481655
Domis LNS, Mooij WM & Huisman J (2007) Climate-induced shifts in an experimental phytoplankton
community: a mechanistic approach Hydrobiologia 584, pp. 403-413
Falkowski PG (1981). Light shade adaptation and assimilation numbers. Journal of Plankton Research 3, pp.
203-216
Ferreyra GA, Mostajir B, Schloss IR, Chatila K, Ferrario ME, Sargian P, Roy S, Prod'homme J & Demers S
(2006) Ultraviolet-B Radiation Effects on the Structure and Function of Lower Trophic Levels of the Marine
Planktonic Food Web Photochemistry and Photobiology, 82, pp. 887–897
Garcia-Pichel F (1994). A model for internal self-shading in planktonic organisms and its implications for the
usefulness of ultraviolet sunscreens. Limnology and Oceanography, 39, pp. 1704-1717
Genty B, Briantais J & Baker NR (1989). The relationship between the quantum yield of photosynthetic electron
transport and quenching of chlorophyll fluorescence. Biochimica et Biophysica Acta 990, pp. 87-92
Guillard RRL & Ryther JH (1962). Studies of marine planktonic diatoms. I. Cyclotella nana Hustedt, and
Detonula confervacea (Cleve) Gran. Canadian Journal of Microbiology, 8, pp. 229-239
Helbling EW, Santamarina JM, Villafañe VE (1992) Chubut river estuary (Argentina): Estuarine variability
under different conditions of river discharge. Revista de Biología Marina y Oceanografía (Valparaíso) 27, pp.
73-90.
Helbling EW, Chalker BE, Dunlap WC, Holm-Hansen O & Villafañe VE (1996). Photoacclimation of antarctic
marine diatoms to solar ultraviolet radiation. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 204, pp. 85101
Helbling EW, Barbieri ES, Marcoval MA, Gonçalves RJ & Villafañe VE (2005). Impact of solar ultraviolet
radiation on marine phytoplankton of Patagonia, Argentina. Photochemistry and Photobiology, 81, pp. 807-818
Helbling EW, Buma AGJ, Van de Poll W, Fernández Zenoff MV& Villafañe VE (2008). UVR-induced
photosynthetic inhibition dominates over DNA damage in marine dinoflagellates exposed to fluctuating solar
radiation regimes. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 365, pp. 96-102
Hernando MP & San Román N (1999). Preliminary data on chronic effects of ultraviolet radiation on the growth
of some phytoplankton species of the Beagle Channel, Argentina. Scientia Marina, 63, pp. 81-88
Hernando MP, Malanga G & Ferreyra GA (2005). Oxidative stress and antioxidant defenses generated by solar
UV in a sub-Antarctic marine phytoflagellate. Scientia Marina, 68, pp. 287-295
Hernando MP, Schloss I, Roy S & Ferreyra G (2006). Photoacclimation to long-term ultraviolet radiation
exposure of natural sub-Antarctic phytoplankton communities: Fixed surface incubations versus mixed
mesocosms. Photochemistry and Photobiology, 82, pp. 923-935
Hillebrand H, Dürselen CD, Kirschtel D, Pollingher U & Zohary T (1999). Biovolume calculation for pelagic
and benthic microalgae. Journal of Phycology, 35, pp. 403-424
Holm-Hansen O, Lorenzen CJ, Holmes RW & Strickland JDH (1965). Fluorometric determination of
chlorophyll. Journal du Conseil International pour Le Exploration de la Mer 30, pp. 3-15
Lewandowska A & Sommer U (2010) Climate change and the spring bloom: a mesocosm study on the influence
of light and temperature on phytoplankton and mesozooplankton. Marine Ecology Progress Series 405, pp. 101111
Lionard M, Roy S, Tremblay-Létourneau M & Ferreyra GA (2012). Combined effects of increased UV-B and
temperature on the pigment-determined marine phytoplankton community of the St. Lawrence Estuary. Marine
Ecology Progress Series 445, pp. 219–234
Marcoval MA, Villafañe VE & Helbling EW (2008). Combined effects of solar ultraviolet radiation and
nutrients addition on growth, biomass and taxonomic composition of coastal marine phytoplankton communities
of Patagonia. Journal of Photochemistry and Photobiology, B: Biology, 91, pp. 157-166
Mostajir B, Demers S, de Mora S, Belzile C, Chanut J-P, Gosselin M, Roy S, Villegas PZ, Fauchot J, Bouchard
JN, Bird D, Monfort P & Levasseur M (1999). Experimental test of the effect of ultraviolet-B radiation in a
planktonic community. Limnology and Oceanography, 44, pp. 586-596
Porra RJ (2002). The chequered history of the development and use of simultaneous equations for the accurate
determination of chlorophylls a and b. Photosynthesis Research, 73, pp. 149-156
Roy S, Mohovic B, Gianesella SMF, Schloss IR, Ferrario ME & Demers S (2006). Effects of enhanced UV-B on
pigment-based phytoplankton biomass and composition of mesocosm-enclosed natural marine communities
from three latitudes. Photochemistry and Photobiology, 82, pp. 909-922
Sommaruga R (2003) UVR and its effects on species interactions. En: Helbling W, Zagarese H (eds) UV effects
in aquatic organisms and ecosystems, Vol 1. Comprehensive Series in Photochemistry & Photobiology. The
Royal Society of Chemistry, Cambridge, pp. 485−508
Strathmann RR (1967). Estimating the organic carbon content of phytoplankton from cell volume or plasma
volume. Limnology and Oceanography, 12, pp. 411-418
Villafañe VE & Reid FMH (1995). Métodos de microscopía para la cuantificación del fitoplancton. En:Alveal,
K, Ferrario ME, Oliveira EC, Sar E (eds) Manual de Métodos Ficológicos. Universidad de Concepción,
Concepción, Chile, pp. 169-185
Villafañe VE, Helbling EW & Zagarese HE (2001) Solar ultraviolet radiation and its impact on aquatic systems
of Patagonia, South America. Ambio 30, pp.112-117
Villafañe VE, Barbieri ES & Helbling EW (2004). Annual patterns of ultraviolet radiation effects on temperate
marine phytoplankton off Patagonia, Argentina. Journal of Plankton Research, 26, pp. 167-174
Villafañe VE, Janknegt PJ, de Graaff M, Visser RJW, van de Poll WH, Buma AGJ & Helbling EW (2008).
UVR-induced photoinhibition of summer marine phytoplankton communities from Patagonia. Marine Biology,
154, pp. 1021-1029
Zar JH (1984). Biostatistical Analysis, Prentice Hall, Englewood Cliffs, NJ.