Sul ciclo dell’azoto è stato scritto di tutto, qua è spiegato come si deve: https://www.mondodiscus.com/2007/09/il-ciclo-dellazoto-2/ Cerchiamo quindi di parlarne in maniera diversa dal solito.Come succede in tutti gli esseri viventi, le reazioni metaboliche nei batteri sono di sintesi, piccole molecole vengono utilizzate per la sintesi di grosse molecole, che necessitano di energia (anaboliche o endoergonomiche), o di demolizione, grosse molecole vengono demolite in altre di piccole dimensioni, che liberano energia (cataboliche o esoergonomiche).I batteri si possono dividere in due categorie:- Batteri eterotrofi che sfruttano il carbonio dei composti organici, fornito da altri organismi viventi, utilizzando l’energia liberata dalla demolizione delle stesse molecole organiche, svolgono ruoli ecologici dipendenti dagli altri viventi come il parassitismo, la simbiosi e il saprofitismo.- Batteri autotrofi che sono in grado di utilizzare fonti di carbonio inorganico per costruire le proprie strutture cellulari assieme ad un energia di tipo luminoso o derivante dalla demolizione di alcuni composti chimici, in base all’energia sfruttata vengono divise in ulteriori categorie:1) batteri fotosintetici: effettuano la fotosintesi in presenza di energia luminosa. 2) batteri chemiosintetici: sfruttano l’energia derivante da reazioni chimiche di tipo ossidoriduttivo a livello di alcuni composti presenti nel substrato, sono chiamati anche chemiolitotrofi poiché sfruttano composti inorganici come idrogeno, zolfo, ferro.Altre divisioni dei batteri, caratterizzate dalla presenza o assenza di ossigeno durante il metabolismo: - Batteri aerobi che vivono solo in presenza di ossigeno, utilizzato durante la respirazione aerobica come accettatore finale di elettroni. - Batteri anaerobi facoltativi, per essi non è necessaria la presenza di ossigeno, ma riescono a svilupparsi anche in suo presenza. -Batteri anaerobi obbligati, vivono solo in assenza di ossigeno, ottengono energia attraverso reazioni cataboliche come la fermentazione e la respirazione.Il metabolismo catabolico dei batteri avviene tramite fermentazione, respirazione aerobica o anaerobica. Le fermentazioni sono vie metaboliche alternative alla respirazione; l’acido piruvico, composto organico proveniente dalla demolizione iniziale del glucosio, non è del tutto demolito ed origina dei composti intermedi ricchi di energia, avente come accettatore finale di elettroni un composto organico, essendoci in questa reazione una parziale ossidazione delle molecole organiche iniziali e una parziale liberazione dell’energia in esse contenuta, l’energia disponibile è molto inferiore rispetto a quella della respirazione aerobica.La respirazione aerobica viene svolta da microrganismi aerobi e anaerobi facoltativi, è un processo attraverso il quale gli esseri viventi, utilizzando l’ossigeno dell’aria, riescono a demolire molecole organiche ricche di energia (zucchero), ossidandole e trasformandole in composti poveri di energia (acqua, anidride carbonica). L’accettatore finale di energia è l’ossigeno, la demolizione dei composti organici comporta la liberazione di un enorme quantità di energia.La respirazione anaerobica è compiuta da microrganismi che vivono in ambienti dove l’ossigeno scarseggia e che sono in grado di ridurre sostanze come il nitrato e il solfato, queste sostanze diventano gli accettatori di elettroni al posto dell’ossigeno.Alcuni batteri autotrofi possono compiere il processo fotosintetico e vengono chiamati foto autotrofi, si tratta però di una fotosintesi diversa da quella delle piante superiori e delle alghe, inoltre i batteri usano una clorofilla diversa, detta batterioclorofilla, che assorbe la luce nella regione dell’infrarosso tra i 680 e gli 870 nanometri e si trova in sistemi membranosi accollati alla membrana citoplasmatica. Un’altra differenza è la mancanza della fotolisi dell’acqua e quindi della produzione di ossigeno. La maggior parte di questi batteri infatti è di tipo anaerobico.Esistono batteri chemioautotrofi in grado di sfruttare l’energia prodotta dall’ossidazione di composti inorganici, senza l’intervento della luce e utilizzando l’anidride carbonica come fonte di carbonio.Tra i batteri chemiosintetici troviamo i batteri nitrificanti, fondamentali nel ciclo biogeochimico dell’azoto, alcuni ossidano l’ammoniaca a nitriti, altri i nitriti a nitrati, ed i solfo batteri che utilizzano come fonti energetiche composti inorganici dello zolfo come l’idrogeno solforato che viene ossidato a zolfo elementare. In due parole l’azoto organico biodegradabile è decomposto da batteri eterotrofi ad ammoniaca, alla loro morte la parte organica diviene a sua volta ammoniaca e queste due fonti, sommate all'ammoniaca già presente nell’acqua in entrata nel filtro, sono utilizzate per la crescita di nuovi organismi e convertite dai batteri autotrofi in nitrati.In acquario dobbiamo avere un sistema di depurazione diverso rispetto alla natura dato che la popolazione ittica è molto superiore, quindi anche la concentrazione degli inquinanti sarà molto maggiore, è necessario avere un efficace sistema di depurazione che trasformi le sostanze tossiche, prodotte dal metabolismo e dai residui di cibo, in sostanze non tossiche. Da qui la necessità di concentrare dei microrganismi, i vari ceppi di batteri nitrificanti, in un contenitore, il filtro biologico che permette l’ossidazione aerobica di cataboliti azotati, come ammoniaca/ammonio e nitriti, fino a nitrati.Nel filtro avviene la nitrificazione, cioè l’ossidazione biologica dei composti inorganici dell’azoto grazie ai batteri nitrificanti, che non sono presenti solo nei filtri degli acquariofili, ma anche nei depuratori dei reflui industriali e civili, in ambienta sia dolce che marino e nel suolo.Batteri NitrosomasBatteri Nitrospira Batteri Nitrobacter Nel filtro si attua l’ossidazione dei composti inorganici dell’azoto tramite i batteri autotrofi chemiolitotrofi (che trasformano le sostanze inorganiche in materiale cellulare complesso utilizzando la CO2 per la sintesi) e traggono l’energia necessaria al loro metabolismo dall’ossidazione dell’ammoniaca prima e dei nitriti poi, usando l’ossigeno libero come accettare di elettroni, l’ammonio come fonte di azoto e di idrogeno, e bicarbonato di calcio e bicarbonato di potassio come fonte di carbonio, consumano 7.07 grammi di CaCO3 per ogni grammo di NH4+ ossidato.Sopratutto nelle vasche di nuova installazione succede che sul mangime avanzato si formi della muffa ed il mangime rimane integro per giorni, la formazione di muffa è causata dalla mancanza di fauna eterotrofa che inibisce anche lo sviluppo di altre specie batteriche, per cui aspettiamo invano il picco dell’ammoniaca che non arriva, questo succede perché deve ancora insediarsi la fauna eterotrofa che provvede alla degradazione delle proteine.La degradazione delle proteine e di altri composti organici azotati sono il risultato del metabolismo di un'ampia varietà di microrganismi, oltre a batteri anche di funghi e attinomiceti.Gli organismi come alcuni batteri, piante ed alghe che sono in grado di trasformare il carbonio inorganico (come i bicarbonati e la CO2) in composti organici, sono detti autotrofi (che si nutrono da soli), mentre gli organismi che non sono in grado di trasformare il carbonio inorganico in composti organici, sono detti eterotrofi (che non sono in grado di nutrirsi da soli).I nitrati derivano dalle proteine che di conseguenza sono la principale fonte di inquinamento dell’acquario, i carboidrati ed i lipidi invece vengono degradati in anidride carbonica ed acqua, non contribuendo quindi all’inquinamento del sistema acquario da composti azotati, ma esclusivamente da composti del carbonio come il DOC (Dissolved Organic Carbon). Gli eterotrofi tramite degli enzimi degradano le proteine in peptidi, poi in amminoacidi ed infine in ammoniaca/ammonio.Fra i batteri i più attivi sono alcuni clostridi, mentre un minor grado di attività si registra in specie dei generi Proteus e Pseudomonas. I clostridi si presentano come bastoncini, di solito mobili per mezzo di flagelli; talvolta immobili, formano endospore ovoidali, sono chemioorganotrofi ed alcune specie sono saccarolitiche, alcune proteolitiche, alcune sia saccarolitiche che proteolitiche, sono presenti comunemente nel suolo, nei sedimenti in ambiente di acqua dolce e marina e nel tratto intestinale di uomini e animali. Oltre alle proteine, una sorgente di azoto sono i rifiuti metabolici costituiti principalmente da composti azotati come l’urea, che tramite l’enzima ureasi viene trasformata in ammoniaca/ammonio.La reazione di ammonificazione è:H2NCONH2 + 2H2O → 2NH4⁺ + CO3⁻⁻ (urea + acqua → ammonio + carbonato)Il passaggio seguente è la nitrosazione, consiste nel passaggio da ammonio/ammoniaca a nitrito che si svolge in due fasi, il primo è la monossigenasi che prevede l’ossidazione da ammoniaca/ammonio allo stadio intermedio idrossilammina:NH4OH + 1/2 O2 → NH2OH + H2O (ammoniaca + ossigeno → idrossilammina + acqua)NH4⁺ + 1/2 O2 → NH2OH + H⁺ (ammonio + ossigeno → idrossilammina + ione idrogeno)La frazione di ammoniaca/ammonio dipende dal pH, in ambiente acido si forma lo ione ammonio che risulta molto meno tossico dell’ammoniaca.Il secondo passaggio è l’ossidazione dell’idrossilammina a nitrito grazie all’enzima citoplasmatico complesso idrossilamminadeidrogenasi, con il molibdeno come catalizzatore:NH2OH + O2 → HNO2 + H2O → H⁺ + NO2⁻ + H2O (idrossilammina + ossigeno → acido nitroso + acqua → ione idrogeno + ione nitrito + acqua).I principali ceppi batterici responsabili del passaggio appartengono ai generi Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosobulos, Nitrosospira. Questo primo processo esogeno di ossidazione produce quattro volte più energia rispetto al processo di ossidazione del nitrito, 84 kcalmol-1 contro 17.8 kcalmol-1, è irreversibile, consuma ossigeno e produce acidità. Una volta prodotto lo ione nitrito viene prodotto il substrato necessario per l’attività di un’altra classe di batteri finora inattivi, l’ultimo processo ossidativo del ciclo dell’azoto detto nitrazione è catalizzato dall’enzima nitro ossidasi e comporta l’ossidazione dell’azoto nitroso in azoto nitrico:NO2- + H2O → NO3- + 2H+I principali batteri responsabili del passaggio sono i Nitrospira, Nitrobacter, Nitrocystis, Nitrococcus. Anche questa reazione è possibile solamente in ambienti aerobici ed a differenza della precedente è reversibile in condizioni di anossia. L’azoto in forma ammoniacale e nitrosa è tossico, oltre che per i pesci, anche per i batteri nitrificanti (Sakairi 1996), la soglia di tossicità dell’ammoniaca non dissociata per i Nitrosomonas è 10 ppm, mentre per i Nitrobacter è di 0.1 ppm, quella dell’azoto nitroso NO2 è di 1 ppm (Saroglia 2001).Complessivamente le reazioni di ossidazione dell’ammoniaca a nitrati sono:NH4+ + 2O2 → 2H+ + NO3- + H2OConsiderando che parte dell’azoto è anche richiesto per la sintesi batterica sia dei ceppi Nitrosomas, che dei ceppi Nitrospira, siccome anche il carbonio utilizzato dai ceppi batterici per la sintesi della biomassa, le reazioni stechiometriche su basi teoriche e sperimentali che tengono conto di tutto sono:NH4+ + 1.83O2 + 1.98HCO3 → 0.021C5H7O2N + 0.98NO3- + 1.041H2O + 1.88H2CO3(ammoniaca + ossigeno + bicarbonati → biomassa cellulare + nitrati + acqua + acido carbonico)NH4+ + 1.90O2 + 2HCO3 → NO3- + 1.90CO2 + 0.10CH2O(ammoniaca + ossigeno + bicarbonati → nitrati + anidride carbonica + cellulee per poter avvenire sono necessari i seguenti equilibri stechiometrici calcolati per l’ossidazione completa di 1 grammo di azoto ammoniacale rispetto la precedente equazione a:Consumato                           ProdottoO2 = 4.18gr                             H+ = 1.98gralcalinità = 7.14gr            biomassa cellulare 0.17gr                                                      NO3- = 4.34gr                                                      H2O = 1.34gr                                                      H2CO3 (acido carbonico) = 8.59gre secondo la precedente equazione b:Consumato                           ProdottoO2 = 4.33gr                             H+ = 1.98gralcalinità = 7.14gr            biomassa cellulare 0.21gr                                                      NO3- = 4.43gr                                                      H2O = 3.73gr                                                      CO2 = 5.97grL’ossidazione dell’azoto ammoniacale come si nota determina una riduzione dell’alcalinità carbonatica con produzione di protoni, cellule batteriche, nitrato, acqua ed acido carbonico.Considerando la prima reazione si consumano 4.18gr di ossigeno per ossidare 1 gr di azoto ammoniacale, si ha una diminuzione di alcalinità corrispondente a 8.63gr di HCO3-, che equivale a 7.07gr di CaCO3, e nello stesso tempo si producono ioni H+ acidi, conseguentemente si ha una tendenza all’abbassamento del pH quando l’alcalinità iniziale dell’acqua, intesa nel nostro caso come KH, non è sufficientemente elevata da tamponare l’acidità prodotta durante la nitrificazione.Il pH e l’alcalinità carbonatica sono tra i parametri che influenzano maggiormente l’efficienza dei batteri nitrificanti. Relativamente al primo fattore, il range di tolleranza è compreso tra 6÷9, ma possono resistere a valori di pH sia inferiori che maggiori (5÷10); il campo ottimale è in ambiente neutro/alcalino (7-8) (Kumar e Nicholas, 1983). L’efficienza si riduce proporzionalmente quando il pH scende sotto 7.Il pH del sistema si abbassa in seguito alla produzione di protoni, e se non viene regolarmente controllato si porterà su valori incompatibili con la buona attività del biofiltro (Summerfelt e Sharrer, 2004).Il tempo medio di generazione dei batteri nitrificanti è di circa 10/12 ore ed è in relazione con la concentrazione del substrato disponibile nel sistema (Saroglia, 2001) , le attività nitrificanti sono esaltate dalle alte temperature mentre le basse temperature, sebbene non arrestino il processo, ne determinano un rallentamento, il range termico ottimale allo sviluppo dei nitrificanti è tra 25÷35°C, una diminuzione di 6°C dimezza la velocità di crescita massima della biomassa batterica.A parità di condizioni generali, il rendimento delle specie batteriche presenti nei biofiltri sarà maggiore quindi in condizioni termofile piuttosto che a basse temperature.E’ stato dimostrato inoltre che in condizioni di portata e carico organico stabile, l’efficienza della nitrificazione è maggiore, è chiaro che “esperimenti” di modifica della portata del filtro e cambi d’acqua frequenti vanno a discapito della nitrificazione e devono essere eseguite nel maniera meno invasiva possibile.Essendo la nitrificazione un processo aerobico, l’ossigeno disciolto è un fattore limitante per fortuna facilmente controllabile, una buona attività nitrificante è garantita con una concentrazione di 5/6ppm, mentre è inibita a sotto le 2ppm.Un fattore poco importante è la concentrazione salina, direttamente collegata alla conduttività dell’acqua, concentrazioni fino a 5gr/l non creano problemi all’efficienza batterica.Per avere un’idea della concentrazione salina, e per possibili conversioni tra le varie scale di durezza:1° tedesco di durezza (1° d)          = 10mg/l CaO1° inglese di durezza (1° e)           = 14.3 mg/l CaCO31° francese di durezza (1° f)          = 10mg/l CaCO3fattori di conversione 1° d = 1.25° e = 1.78° f = 0.178mmol/lUn fattore trascurato invece è l’illuminazione, nei filtri biologici bisogna evitare che la luce, ossidando il citocromo-C batterico, inibisca lo sviluppo dei batteri nitrificanti, principalmente dei nitrosanti, bisogna di conseguenza provvedere ad oscurare il settore del filtro che contiene i supporti biologici.I supporti biologici vengono definiti a bassa densità quelli che hanno uno sviluppo superficiale da 100÷400 m2/m3, e ad alta densità quelli con uno sviluppo superficiale 400÷2000 m2/m3 (Saroglia 2001).I sinterizzati sono un gruppo a parte perché lo sviluppo superficiale varia enormemente a seconda delle porosità aperte, per chi volesse approfondire questo argomento ci sono due articoli specifici nel portale.In letteratura è nota (Ramadori R. e Tandoi V.) anche una nitrificazione eterotrofa, cioè realizzata da microrganismi che necessitano di carbonio organico per la crescita (Arthrobacter, Pseudomonasaeruginosa, Hansenula mrakii, Aspergillus flavus), che però avviene con una cinetica di due, tre ordini di grandezza inferiore a quella chemolitotrofa, di conseguenza è quasi ininfluente.leggi la seconda parte:L' Influenza del Carbonio 

La nitrificazione é fortemente inibita dalla presenza di sostanza organica e della flora batterica eterotrofa in competizione con i batteri nitrificanti per l’ossigeno e per lo spazio.Negli impianti d’acquacoltura in sistema chiuso le concentrazioni di sostanza organica (sia disciolta che particellata) e di ammoniaca sono strettamente dipendenti dalle caratteristiche zootecniche (biomassa allevata, indice di conversione dell’alimento, tasso di alimentazione e tipologia di alimento, fisiologia della specie allevata, efficienza della filtrazione meccanica, ecc.). Ciò porta ad avere un rapporto C/N (carbonio organico/azoto inorganico) stabile e relativamente ben definito, che può essere controllato e gestito.Di seguito i risultati di una ricerca per studiare e quantificare l’influenza del rapporto C/N (carbonio/azoto) del substrato in ingresso nei biofiltri sia sull’efficienza della filtrazione biologica, sia sull’abbondanza dei batteri eterotrofi nei filtri biologici usati in acquacoltura.L’esperimento è stato condotto utilizzando quattro filtri biologici pilota identici, riempiti con un supporto filtrante microporoso chimicamente inerte. Il supporto è stato esposto per due mesi ad un flusso continuo di acqua arricchita di ammoniaca al fine di favorire colonizzazione da parte di un biofilm multispecifico nitrificante.Ai sistemi sono stati imposti diversi livelli di C/N agendo sulle concentrazioni di sostanza organica e ammoniaca.Le analisi chimiche dell’acqua per i nutrienti (ammoniaca, nitriti e nitrati) sono state condotte come descritto da Treguer e La Corre (1974). L’efficienza di filtrazione è stata valutata come TAN (Total Ammonia Nitrogen) removal rate utilizzando la seguente formula: TAN removal rate (g/m3 giorno) = in – out × Q / V dove in e out rappresentano la concentrazione dell’ammoniaca e dello ione ammonio in entrata ed in uscita del filtro (N-NH4 g/m3), Q il flusso dell’acqua (m3/giorno) e V il volume del supporto filtrante (m3). La densità batterica eterotrofa è stata valutata tramite CFU (Colony Forming Units).I risultati di questo studio preliminare hanno dimostrato una perdita nell’efficienza di filtrazione (TAN removal rate) del 58% quando il rapporto C/N passa da 0 a 0,5. Benché la diminuzione dell’efficienza risulti meno evidente all’aumentare del rapporto C/N (Fig. 1) i risultati sono significativamente differenti fra tutti i C/N testati (P=0,01). La diminuzione del TAN removal rate viene ulteriormente evidenziata dalla diminuzione della produzione di nitrati.L’incremento del rapporto C/N porta ad un aumento della flora batterica eterotrofa fissata sul supporto filtrante che passa da 4,9×102 CFU/grammo di supporto filtrante (C/N 0) a 4,4×104 CFU/grammo di supporto filtrante (C/N 2), mentre i batteri rilasciati dal filtro passano da 4,9×102 CFU/ml a 3×105 CFU/ml (P = 0,014)Esiste, dunque, una relazione lineare fra la biomassa fissata sul supporto filtrante e quella che si libera dai filtri.Risulta interessante notare come il filtro, quando sottoposto ad un arricchimento con un C/N 0, si comporti anche da filtro meccanico trattenendo batteri e solidi sospesi, mentre quando il C/N aumenta i filtri diventano produttori di biomassa batterica.ConclusioniL’efficienza di filtrazione dei filtri biologici pilota si è rivelata, nel complesso, paragonabile a quella di filtri biologici di dimensioni maggiori utilizzati negli allevamenti, in cui in rapporto C/N è mediamente di 0,8. L’effetto inibitore della sostanza organica, messo in evidenza da Zhu e Chen (1999, 2001) utilizzando il saccarosio, è stato confermato in questo lavoro anche per quanto riguarda la sostanza organica, particellata.Il processo di nitrificazione risulta sicuramente inibito dall’aumento della biomassa batterica eterotrofa che compete con i batteri nitrificanti, per lo spazio e per l’ossigeno, ma anche per l’ammoniaca (nitrificazione eterotrofa).I batteri eterotrofi moltiplicandosi migliaia di volte più velocemente di quelli nitrificanti, se supportati da una adeguata quantità di carbonio, possono svilupparsi nelle parti superficiali del biofilm, rendendo difficile la diffusione dei soluti attraverso la matrice esopolisaccaridica verso gli strati inferiori, dove si trovano ibatteri nitrificanti.I risultati ottenuti in questo lavoro preliminare hanno permesso di aumentare i dati disponibili riguardo gli effetti della sostanza organica nei filtri biologici e, dunque, di integrare tali informazioni per il dimensionamento dei filtri biologici negli allevamenti.Inoltre, i dati di densità batterica sono stati inseriti in un modello di funzionamento del compartimento batterico nei RAS, attualmente in fase di sviluppo.Michaud, A. Lo Giudice, V. Bruni, J.P. BlanchetonDipartimento di Biologia Animale ed Ecologia Marina, Università di MessinaLeggi anche:Il Ciclo dell'azoto 2.0: in pratica

Le reazioni di nitrificazione sono effettuate da vari ceppi di batteri nitrificanti che sono batteri chemiosintetici, autotrofi obbligati strettamente aerobi, usano direttamente CO2 come sorgente di carbonio, mentre le sostanze organiche sono per loro generalmente tossiche. Vivono nel suolo e nelle acque, prediligendo i luoghi calcarei e non acidi, a pH molto acidi vengono fortemente inibiti o addirittura bloccati, il pH deve essere pH>5,5, la temperatura ideale è 25÷30°C. Ossidano NH3 a NO2- (nitrosazione), e NO2- a NO3- (nitrazione) ricavandone energia sufficiente per la sintesi di composti organici. I due processi di nitrosazione e di nitrazione vengono denominati nel loro insieme nitrificazione. I batteri nitrificanti si dividono in due gruppi: un gruppo ossida NH3 a NO2- passando per l'intermedio idrossilammina NH2OH (batteri nitrosi, tra i quali quelli dei generi Nitrosomonas e Nitrosocystis), un altro ossida NO2- a NO3- (batteri nitrici tra i quali quelli dei generi Nitrospira, Nitrobacter e Nitrococcus).Il filtro biologico deve poi essere preparato adeguatamente come popolazione batterica prima dell’immissione dei pesci, ci sono diverse tecniche più o meno affidabili, dall’inserimento del classico pizzico di mangime, al cucchiaio di latte, dal metodo molto usato in Francia di mettere in vasca una cozza, alla preparazione più affidabile in assoluto, cioè aggiungendo aceto o vodka, ammoniaca o cloruro di ammonio e nitrito di sodio o di potassio; c’è anche il metodo di mettere un bicchiere di urina nell’acquario, il metodo è assolutamente affidabile, anche se il rapporto C/N è elevato, ma le controindicazioni etico ambientali sono evidenti, il partner moglie/marito potrebbe avere delle comprensibili obiezioni e non essere d’accordo con tale metodo di avvio.Il pizzico di mangime o il cucchiaio di latte va bene per acquari da 40 litri dove andranno inseriti 4 guppy, 5 neon e 2 Corydoras, tale infatti è il mangime necessario giornalmente a questi pochi e piccoli pesci; ma se si prevede di inserire un branco di discus con una ventina di Petitella o di cardinali, due M. ramirezi ed un gruppo di Cory, e se si trattasse di un acquario di Ciclidi del Malawi adulti, di un branco di scalari, ma perché no anche di un laghetto con Koi, il discorso evidentemente cambia completamente, il carico di rifiuti metabolici azotati emessi giornalmente da questa popolazione ittica è enormemente maggiore del carico di composti azotati emessi dai pochi pesci della vasca da 40 litri, bisogna prevedere in anticipo quale sarà il carico di composti azotati che il filtro dovrà smaltire giornalmente per prepararlo adeguatamente, pena le classiche tragedie che si leggono poi sul web tipo “aiuto, nitriti”, o “il filtro non funziona”, oppure “nitriti, cosa devo fare”, quante volte lo abbiamo letto? Troppe, e purtroppo lo si legge ancora.Nemmeno il tempo da solo è sufficiente per preparare il filtro come serve, aspettare i canonici 40 giorni senza fornire ai batteri nitrificanti il “nutrimento” necessario è solamente una perdita di tempo, i batteri sono autoliminati in base al carico di composti azotati che hanno a disposizione, se non si fornisce loro il “nutrimento” necessario non si sviluppano nella quantità necessaria.Se avviamo il filtro con il pizzico di mangime, nel filtro ci saranno solamente i batteri nitrificanti in grado di svolgere il ciclo dell’azoto e smaltire il carico di composti azotati derivanti da quel pizzico, che sarà mezzo grammo e che corrisponde alla quantità di cibo necessaria ai 4 guppy, 5 neon e 2 Cory, ma un branco di discus, o di Ciclidi del Malawi, o le Koi per fare degli esempi, necessitano di 10/20 grammi di granulato al giorno, che è 20 o 40 volte tanto rispetto al pizzico, e tutto quel mangime in più si trasforma in ammoniaca ed in nitriti che il filtro non può smaltire perché non ci sono i batteri necessari a completare il ciclo dell’azoto.Da tenere presente che la tossicità a lungo termine dell’ammoniaca nell’acqua, sia dolce che salata, è di 0.0011 mg/l, ciò significa che a pH=7.0 c’è lo 0.55% di ammoniaca ed il 99.45% di ammonio, con 0.3 mg/l di ammoniaca letta con i test abbiamo 0.0017 mg/l di ammoniaca, basta poco per raggiungere la soglia di tossicità.A pH=6.0 invece servono dieci volte tanto di ammoniaca letta al test perché solo lo 0.05% è sotto forma di ammoniaca, ma a pH=8.0 bastano 0.03 mg/l di ammoniaca letta al test per avere 0.002 mg/l di ammoniaca dato che il 5.21% è sotto la forma più tossica ed il 94.79% è sotto forma di ammonio.La tossicità letale CL50 96h è di 0.89 mg/l, cioè con 0.89ppm di ammoniaca il 50% dei pesci muore entro 96 ore, quindi in normale acqua di rubinetto che mediamente ha pH di circa 8.0, con 15 mg/l di ammoniaca letta al test i pesci muoiono in 4 giorni.Per i nitriti il limite di tossicità a lungo termine in acqua dolce è di 0.0054 mg/l e CL50 96h è 0.09 mg/l per la trota iridea, che è sicuramente meno resistente dei normali pesci per acquario, ma per dare un’idea della pericolosità di un avvio del filtro fatto male.Per accelerare la maturazione del filtro, ma soprattutto per farla adeguata al branco di pesci che andrà immesso in vasca nello stesso momento, il metodo ormai usato da noi di MD da parecchi anni, ci sono articoli del 2012 che ne parlano, è quello di inserire ammoniaca non profumata e senza detergenti, e se possibile anche nitrito di sodio, spieghiamo quanto e come.Consideriamo che un discus del diametro del corpo di 12/13 cm (circa 15 cm con la coda) pesa circa 150 gr, necessita giornalmente di 1.5 gr di granulato, ma siccome i pesci appena immessi non mangiano a pieno regime, consideriamo la dose al 50%, quindi 0.75 gr di granulato, che equivalgono a circa 2 cc di ammoniaca al 5%, che è quella maggiormente reperibile in commercio, oppure 0.35 cc di ammoniaca concentrata al 32/33% reperibile in farmacia.Si aggiunge gradatamente ammoniaca (NH4OH nella forma idrata acquistabile in bottiglia) fino ad arrivare alla concentrazione in vasca di circa 3÷5 mg/l, indicativamente servono circa 16 cc di ammoniaca al 5%, o circa 2.4 cc di ammoniaca concentrata al 32/33% ogni 100 litri di acqua dell’acquario, la quantità è indicativa perché l’ammoniaca NH3 è un gas, che assorbito in acqua diventa NH4OH, ma la concentrazione difficilmente è sempre corrispondente a quella dichiarata.Per il nitrito di sodio NaNO2 lo si recupera sotto forma di polvere in farmacia, o da un produttore di salumi dato che è il conservante anti botulino (Clostridium botulinum) per gli insaccati, si sciolgono in un pò di acqua circa 600 mg di nitrito di sodio ogni 100 litri di acqua dell’acquario e si versa in vasca, la concentrazione sarà di circa 4 mg/l.E’ poi utile aggiungere anche una fonte di carbonio organico per gli eterotrofi, bastano 2/3 cucchiai di aceto bianco, meglio se di mele, ogni 100 litri.Per rendere bene l’idea di come funziona il metodo, sotto ci sono tre grafici relativi ai vari metodi di avvio, il primo è relativo al vecchio ed inaffidabile con il pizzico di mangime, o con il cucchiaio di latte, la quantità di batteri che si insediano nel filtro è irrisoria:La differenza tra il secondo ed il terzo metodo, quindi con ammoniaca o con ammoniaca e nitrito di sodio, è solamente il tempo necessario, nel metodo di avvio “completo” tutti i ceppi batterici cominciano ad avviarsi contemporaneamente e da subito.Dopo la prima immissione di ammoniaca, e possibilmente anche di nitrito, si aspetta finche l’ammoniaca comincia a calare, a quel punto basta mantenere costante la concentrazione di ammoniaca a circa 1÷2 mg/l con aggiunte giornaliere di ammoniaca per fornire ai batteri nitrosanti il carico di azoto ammoniacale necessario al loro mantenimento.Quando successivamente anche i nitriti saranno azzerati significa che anche i ceppi dei batteri nitratanti si sono insediati nel filtro, a quel punto in base ai pesci che andranno immessi bisogna calcolare la quantità di ammoniaca necessaria per lo sviluppo dei ceppi nitrosanti e nitratanti che ci servono per concludere l’attivazione del filtro.Esempio: se si prevede di mettere un branco di 10 discus da 12/13 cm il filtro dovrà smaltire 10 x 2 cc = 20 cc di ammoniaca al 5% al giorno, se per mantenere la concentrazione di 1÷2 mg/l servivano 10 cc al giorno, si aumenta gradatamente la dose giornaliera di ammoniaca del 20% fino ad arrivare ai 20 cc necessari, quindi il giorno dopo che anche i nitriti sono azzerati si aggiungono 12 cc di ammoniaca, il giorno dopo 14 cc, poi 16 cc e così via fino ad arrivare ai 20 cc che ci servono, o per meglio dire che serviranno al filtro per non fare intossicare i pesci.Naturalmente se oltre ai 10 discus ci saranno anche 30 cardinali, 10 Cory e una coppia di M. ramirezi servirà un po’ di più di ammoniaca, altri 4 cc in questo caso, quindi l’avvio sarà terminato quando il filtro smaltirà 24 cc di ammoniaca al 5% al giorno.Le aggiunte di ammoniaca vanno fatte fino al giorno prima dell’immissione dei pesci, e naturalmente uno o due giorni prima dell’immissione va fatto anche un sostanzioso cambio di acqua con acqua stabulata ed alla stessa temperatura per abbassare i nitrati che inevitabilmente ci saranno.Dopo che il filtro è pronto i pesci vanno inseriti tutti assieme, o perlomeno va inserito il gruppo di pesci più grandi e più numeroso, non si possono inserire i 30 cardinali e dopo una settimana i 10 discus o gli scalari altrimenti il filtro soffre perché il carico di composti azotati emesso dai pochi pesci presenti in quella settimana non è in grado di supportare tutti i batteri nitrificanti che erano attivi nel filtro al termine dell’avvio, e se i batteri muoiono è come se l’avvio non fosse stato fatto. Adesso che il filtro è pronto, bisogna mantenerlo attivo al massimo delle sue potenzialità.La fauna eterotrofa è in competizione con i batteri nitrificanti, in caso di carico organico definito come BOD (acronimo di domanda biochimica di ossigeno o Biochemical Oxygen Demand) molto elevato rispetto ai composti azotati non ossidati (definito come TKN in onore del suo scopritore Johan Kjeldahl, acronimo di azoto totale di Kjeldahl o Total Kjeldahl Nitrogen) abbiamo una sensibile diminuzione dei nitrificanti.Capita che in vecchi acquari funzionanti egregiamente da anni, l’acqua diventa lattiginosa e nei casi peggiori può emanare un cattivo odore, se il carico organico aumenta considerevolmente gli etrotrofi prendono il sopravvento sui nitrificanti e data la maggiore velocità di crescita degli eterotrofi rispetto ai nitrificanti, può diventare un problema serio.Il biofilm è stratificato, lo strato esterno soffre di meno delle limitazioni diffusionali ma è più esposto al distacco, sopravvivono le specie eterotrofiche che crescono più rapidamente, gli autotrofi nitrificanti crescono più lentamente e si ritrovano più in profondità dove sono più protetti dal distacco, le limitazioni diffusionali dei vari ceppi batterici ed il consumo di O2 per l’ossidazione del BOD possono rendere limitante l’ossigeno per i nitrificanti e diminuisce l’efficacia del filtro.Tanto maggiore è lo spessore del biofilm, e maggiore sarà la sua possibilità di distacco, quindi il flusso attraverso il filtro va calcolato adeguatamente per impedirne l’inspessimento, cosa già discussa in un altro articolo.Bisogna sapere poi che il biofilm non è eterno, mediamente ha una vita di 10÷15 giorni, poi si rinnova, ma deve essere in grado di poterlo fare, come si nota dal grafico della crescita della popolazione batterica nella curva batteri/tempo si distinguono quattro fasi, ciascuna caratterizzata da una certa velocità di rinnovo della popolazione.Nel tratto A-B di latenza all’inizio la velocità di crescita è quasi zero, nella fase esponenziale B-C (fase logaritmica) la velocità di crescita raggiunge il valore massimo, poi c’è la fase stazionaria C-D dove sostanzialmente la crescita è uguale a zero, ed infine la fase di letalità (fase endogena) nella quale la crescita ha un valore negativo.Nella crescita della popolazione batterica non sempre esiste una fase di latenza e la sua durata è molto variabile, quando le sostanze nutritive non vengono rinnovate, la crescita esponenziale continua solo per un certo tempo, la sua diminuzione è legata all’accumulo di prodotti metabolici tossici od al progressivo esaurirsi dei composti azotati necessari al nutrimento batterico, a qual punto subentra la fase stazionaria e successivamente la letalità, motivo per cui l’ammoniaca deve essere aggiunta fino al giorno prima dell’arrivo dei pesci.Durante la fase di crescita logaritmica le sostanze nutritive vengono consumate rapidamente, compresa la sostanza organica biodegradabile BOD per cui i batteri cominciano ad utilizzare il polisaccaride glycocalyx che costituisce il biofilm causandone quindi il distacco, quando il biofilm è sufficientemente ridotto i batteri presenti che nel frattempo sono accresciuti come numero, risultano più strettamente associati generando una positiva diminuzione dello spessore del biofilm stesso (cosa spiegata in un altro articolo) , ma gli effetti negativi del distacco e della disgregazione del biofilm superano gli effetti positivi.Un inoculo saltuario con prodotti seri che contengano davvero ceppi batterici nitrificanti attivi è quindi sicuramente positivo, si provvede ad un ricambio continuo dei batteri nitrificanti evitando sia la fase di letalità, sia che gli eterotrofi prendano il sopravvento.Anche l’effetto del pH sul processo di ossidazione biologica è importante per l’influenza che ha sulle reazioni enzimatiche, in un sistema eterogeneo si cerca di mantenere il pH nel campo 6.5÷8.5 in modo da ottimizzare queste reazioni, un rapido cambio del pH fa diminuire in maniera importante l’attività biochimica delle colonie batteriche.Il pH ha poi un effetto selettivo nei confronti dei microrganismi, man mano che si scende nel campo acido i funghi competono fino a prendere progressivamente il sopravvento con pH<5.0÷5.5.I funghi sono organismi multicellulari strettamente aerobici di tipo eterotrofo che per svilupparsi hanno bisogno di un substrato organico, non sono in grado di compiere la fotosintesi e devono nutrirsi di sostanze elaborate da altri organismi, il corpo vegetativo è costituito da un intreccio di filamenti ramificati detto ife che costituiscono il micelio, secernono vari enzimi che penetrano nel substrato organico e lo digeriscono, i prodotti della digestione vengono poi assorbiti dalle ife, non hanno bisogno di luce, non richiedono molto ossigeno , sopravvivono anche a pH molto acidi e sono in grado di attaccare e degradare sostanze organiche come la cellulosa.Quelli che interessano maggiormente nella depurazione delle acque sono funghi di dimensioni microscopiche dell’ordine di 2÷4 µm, contrariamente ai batteri hanno la capacità di resistere anche in condizioni di scarsa umidità, si sviluppano per spore e quindi riescono a resistere anche per lunghi periodi in ambienti non adatti, per poi riprendere la loro vitalità una volta ristabilite le condizioni ambientali a loro favorevoli.I funghi partecipano ai processi depurativi aerobici e sono presenti soprattutto nel biofilm.Da tenere presente che alcuni di questi funghi possono essere patogeni nei confronti di pesci deboli.E’ importante anche l’influenza del pH sulla denaturazione delle proteine a valori inferiori a 5.0, basta pensare che le cellule batteriche hanno una composizione prevalentemente proteica si intuisce che la condizioni di elevata acidità portano alla loro morte.Una cosa molto importante quanto semplice, e che spesso viene considerata in maniera sbagliata a causa di vecchie leggende metropolitane, l'ossigeno. La saturazione dell'ossigeno serve per fare funzionare ottimamente tutto il sistema acquario, i pesci sopravvivono con 4ppm di ossigeno, vivono con 6ppm, stanno alla grande con 7÷8ppm, stesso discorso per il classico filtro ossidante, i batteri ossidano i composti azotati fino a nitrati solo in presenza di ossigeno, in una vasca popolata con pesci e piante, le piante non sono assolutamente in grado di mantenere elevata la saturazione di ossigeno, il tubo di mandata del filtro posto sotto il livello dell'acqua non è in grado di apportare l'ossigeno necessario al sistema acquario, oltre tutto in una vasca normo popolata dopo un pò spesso si forma la classica pellicola biancastra oleosa sulla superficie formata da batteri in una matrice di polisaccaridi che rallenta ulteriormente lo scambio gassoso tra l'acqua e l'aria. Quindi diamo ossigeno al nostro sistema acquario, più c'è n'è, e meglio è. Passiamo adesso a calcolare quanta superficie filtrante ci serve.Non dimentichiamo che le proteine sono composte per il 16% da azoto, 1 gr di mangime al 40% di proteine contiene 64 mg di azoto, per cui si generano 78 mg di ammoniaca e/o 283 mg di nitrati, quindi 10 mg di qual mangime al giorno in una vasca da 400 litri corrispondono a 50 mg/l di nitrati alla settimana.Tutto questo non considerando il valore biologico VB dell’azoto e delle proteine, che andrebbe calcolato in base all’azoto inserito, derivante dalla proteina grezza, e calcolando l’azoto assorbito e l’azoto trattenuto al netto di quelli eliminati sotto forma di azoto fecale ed azoto urinario, si calcola:VB = N ingerito – ( N fecale + N urinario) / N ingerito - N fecaleLa formula in realtà esprime un Valore Biologico Apparente in quanto andrebbe depurato da 2 fonti di azoto endogene che non hanno direttamente a che fare con la quota digerita e con la quota assorbita dell’azoto alimentare, l’azoto fecale metabolico (N.F.M.) e l’azoto urinario endogeno (N.U.E.), quindi:Bilancio dell’azoto = ( proteine ingerite / 6.25 ) – ( N urinario – X )dove 6.25 è il rapporto considerando il 16% di azoto nelle proteine, ed X sono le perdite di azoto sommando l'azoto urinario, l'azoto fecale e le perdite di azoto da altre vie (squame, muco, ecc).La quantità di proteine assunte con la dieta dipende dal bilancio dell'azoto, l'equilibrio nel bilancio dell'azoto significa che l'azoto assunto giornalmente con la dieta bilancia quello perso, nel pesce sano il bilancio è nullo, in caso di malattia o denutrizione diventa negativo a causa del catabolismo proteico causato da sostanze note come citochine infiammatorie, durante la crescita il bilancio tende ad essere positivo.Per semplicità calcoliamo il bilancio dell’azoto partendo dalla quantità di azoto presente nelle proteine che come detto è del 16%.Per pesci giovani in accrescimento la quantità di cibo giornaliera è il 2% della massa corporea, mentre per i pesci adulti la quantità viene dimezzata al 1% della massa, i dati per i filtri a letto mobile tipo percolatori umidi indicano 10 m2 come superficie di biofilm necessaria alla nitrificazione di 50 gr di mangime al 40% di proteine.Questo dato è valido solo per filtri percolatori in condizioni ottimali utilizzati in impianti di ittiocoltura per pesci destinati ad uso alimentare.Nei filtri per acquari l’efficienza viene dimezzata, quindi per 25 gr di granulato servono 10 m2 di biofilm, naturalmente in condizioni ottimali, e una tale superficie dipende dal materiale filtrante utilizzato e dalla gestione del biofilm, i cannosint per esempio teoricamente dispongono di una superficie elevatissima, circa 37 m2/l, ma solo se lo spessore del biofilm è ridotto altrimenti il rendimento è di poco superiore ai vecchi cannolicchi ceramici che hanno una superficie di 1.26 m2/l; usando male i cannosint possiamo comunque ottenere circa 2 m2/l , quindi per 2,5 kg di pesci adulti che mangiano 25 gr al giorno di granulato al 40% di proteine servono 5 litri di cannosint.Il dato è incredibilmente più basso rispetto ai mega filtri che vengono utilizzati dagli acquariofili in genere, ma come dico spesso serve un grande filtro, non un filtro grande, perché se il rapporto C/N è elevato, se il pH è acido, se l’ossigeno non è sufficiente, se il flusso è basso ed il biofilm si inspessisce, se i cannosint sono coperti da sporco o da fanghi, se gli eterotrofi hanno sostituito parte dei nitrificanti, se la durezza temporanea non è sufficiente, se il filtro è illuminato, cambia tutto ed allora si che serve un filtro grande.Per rendersi conto della cosa basta una semplice osservazione, il volume dei filtri esterni e la capacità dichiarata dal produttore, un filtro esterno per vasche da 800 litri viene utilizzato per vasche da 400 litri, anzi ne vengono utilizzati due per sicurezza, quadruplicando di conseguenza la capacità filtrante, quindi o gli acquariofili in genere utilizzano dei margini di sicurezza elevati (diciamo così), o tutti gli ingegneri che progettano i filtri esterni sono degli incompetenti (difficile da credere).

Rapporto Redfield, che detto così può sembrare il titolo di un film, ha origini nel 1934 quando lo statunitense Alfred C. Redfield (1890÷1983) scoprì che il rapporto tra il carbonio, l’azoto ed il fosforo nello zooplancton e nell’acqua è costante ed in maniera completa può essere scritto 106 C / 16 N / 1 P / 0.01 (Fe, Zn, Mn) / 0.001 (Cu, Mo, Co, ecc), espresso in numero di atomi, molecole o ioni. La definizione Redfield viene spesso applicata nel caso della classificazione di bacini idrici in base al livello trofico (presenza di nutrienti), può essere ultraoligotrofico, oligotrofico, mesotrofico, distrofico, eutrofico, ipertrofico. Queste informazioni sono importanti per comprendere l’equilibrio dell’ecosistema acquario e poterlo mantenere senza alghe, per le piante terrestri il rapporto di Redfield è importante solamente in termini di garanzia di crescita ottimale, ma l’effetto del Redfield per le piante acquatiche in presenza di alghe diventa importante dato che considera il rapporto di carbonio, azoto e fosforo necessario per la vita, il rapporto 106 C / 1 P è uguale sia per le piante terrestri, che per le piante acquatiche, ma si sa che la necessità di N su terra è maggiore in quanto le piante necessitano di più proteine per creare una struttura rigida dello stelo/tronco, essendo quindi la domanda di N inferiore per le piante acquatiche, la domanda relativa di P è maggiore perché è equamente distribuito tra le forme terrestri ed acquatiche, quindi nei bacini idrici naturali il fattore limitante è il P, in acquario spesso è l’opposto. Solo a titolo informativo, in base a questi studi risulta che per le piante in acquario il rapporto di Redfield corretto sarebbe 106 C / 13 N / 1 P, questa formula è pochissimo usata, quindi nemmeno noi la terremo in considerazione. Una concentrazione carente, nell’ambiente, di un solo elemento del rapporto di Redfield è sufficiente per limitare la crescita delle micro/macroalghe secondo la legge di Liebig. Conoscere e gestire il rapporto Redfield può portare ad una corretta gestione dell’acquario e mantenere sotto controllo le alghe, la soluzione infatti è il corretto rapporto molare Redfield C/N/P=106/16/1, cioè 106 atomi di carbonio, 16 di azoto e 1 di fosforo, di seguito alcuni sviluppi completi della formula base che si ottengono con la fotosintesi: 106CO2 + 16HNO3 + H3PO4 + 122H2O (CH2O)106 (NH3)16 (H3PO4) 138O2 (biomassa) 106CO2 + 16NH3 + H3PO4 + 106H2O C106H263O110N16P4 (biomassa acquatica) 106CO2 + 16HNO3 + H3PO4 + 78H2O C106H175O42N16P4 (fitoplancton) 106CO2 + 16NH3 + H3PO4 + 61H2O C106H173O65N16P4 (biomassa algale) come si vede a seconda dei testi cambia il risultato finale, ma il rapporto C/N/P=106/16/1 è costante. Calcolandolo in grammi e semplificando diventa C/N/P=41/7.2/1 (in peso) basato sulla quantità di carbonio, nitrati e fosfati in acquario, se non riusciamo ad abbassare un valore, può bastare alzare l’altro, semplice o folle? Folle è per esempio utilizzare resine selettive per assorbire nitrati e fosfati, il risultato è che con zero nitrati e/o fosfati si mettono in difficoltà le piante ma non le alghe, che in alcuni casi sono in grado di assimilare l’azoto atmosferico e continuano a nutrirsi di sostanze organiche, per giunta trovano disponibili quantità maggiori di microelementi che le piante in sofferenza non sono in grado di assimilare. In Olanda per la lotta alle alghe blu (ciano batteri) invece che cambiare acqua, aggiungono composti azotati, un fertilizzante che non contenga composti azotati sotto forma di ammoniaca per esempio. Diversi ricercatori hanno utilizzato il rapporto Redfield (RR) per capire quale sia l’influenza dei diversi valori sulla presenza di vari tipi di alghe, un articolo di Bulgakov spiega che con un RR alto prosperano le alghe verdi, con RR basso invece proliferano le alghe blu, l’ideale è il rapporto N/P=16/1, il che significa RR=16. Oltre agli antibiotici, esiste anche una variante alla lotta delle alghe blu tramite l’oscuramento della vasca per una settimana, all’estero c’è anche chi preleva le alghe blu dalla vasca e le mette nel filtro al buio, i cianobatteri assorbono l’azoto atmosferico dall’aria, mettendoli al buio muoiono e rilasciano l’azoto precedentemente assorbito in vasca con il risultato che RR aumenta. Va tenuto presente che la crescita dei cianobatteri dipende anche da molti altri fattori, come le condizioni idrodinamiche e di luce e la struttura della catena alimentare. Per l’individuazione del fattore nutritivo limitante va esaminato il rapporto N/P, nel fitoplancton il rapporto molare medio N/P è 16/1, che in termini di peso equivale a 7,2/1, per le cianoficee il rapporto in peso è N/P = 9/1, per le cloroficee il rapporto in peso è N/P = 10/1, per le diatomee, crisoficee e silicoflagellati che necessitano di silicio C/N/Si/P=106/16/15÷16/1 (il contenuto di silice nelle diatomee può variare dal 22% al 47% del peso secco - Lewin e Guillard 1963; Hildebrand et al. 2012), per le macroalghe C/N/P=550/30/1, se il rapporto N/P nell’acqua è superiore a quello indicato sopra, si afferma che il fosforo è il fattore limitante la crescita algale e l’azoto in eccesso presente nelle acque non può essere utilizzato dalle alghe. Secondo la teoria si afferma che la crescita delle alghe dipende sia dai nutrienti presenti in acqua, che dalla loro proporzione, se c’è molto fosforo e poco azoto (dando per scontato che in acquario tutto l’azoto sia sotto forma di nitrato) le piante e le alghe crescono finché si esaurisce l’azoto che secondo la legge di Liebig diventa il fattore limitante per la crescita, viceversa se c’è molto azoto, il fattore limitante è il fosforo, è chiaro che le piante e le varie specie di alghe hanno il loro RR ottimale, le alghe blu prediligono bassi RR, le alghe verdi prediligono alti RR, in mezzo c’è la zona di transizione nella quale le piante hanno il sopravvento, questa è la zona che dobbiamo mantenere, come dal grafico sotto: Qual è il metodo per combattere le alghe basato sul Redfield? Semplice, cercando di rendere inospitale l’acquario per le alghe di cui soffre. Se ci sono alghe blu significa che proporzionalmente c’è tanto fosforo e poco azoto (basso rapporto N/P), se forniamo meno fosforo e/o più azoto (rapporto N/P maggiore) le condizioni per le alghe blu diventano meno favorevoli. Se viceversa ci sono alghe verdi è vero il contrario, significa che proporzionalmente ci sono elevate quantità di azoto e poco fosforo, se forniamo meno azoto e/o più fosforo le alghe verdi ne risentiranno negativamente. Nel grafico sotto sono indicati i rapporti N/P dei bacini naturali più grandi al mondo, risulta che il rapporto è sempre costante circa 15÷16/1 Il controllo delle alghe con il metodo Redfield significa che le alghe vengono combattute spostando l’equilibrio azoto/fosforo, ma possiamo utilizzare lo stesso metodo anche per altri elementi. Composti organici/Carbonio Oltre all’azoto e fosforo, ed altri elementi in quantità inferiori, nel RR sono molto importanti le sostanze organiche che sono solubili nell’acqua che molte alghe utilizzano come nutrimento, le alghe nere a pennello, acronimo BBA (black brush algae), per esempio proliferano quando mancano alcuni oligoelementi, la fotosintesi continua mentre zuccheri ed esteri vengono consumati, ma le piante non possono completare l’assimilazione a causa della mancanza degli oligoelementi, le piante entrano in difficoltà mentre le BBA si adattano meglio ad assimilare i composti organici crescendo vicino o sulla pianta. Ripristinando gli oligoelementi mancanti e riducendo il carico organico in vasca entrano in sofferenza le BBA e riprendono vigore le piante, questo è dimostrato dal fatto che spesso le BBA crescono su materiale organico morto, come i legni. Gli elementi chimici Silicio Le alghe marroni e/o le diatomee crescono quando c’è una elevata quantità di silicio e poco fosforo, questo succede spesso negli acquari di nuova installazione dove il silicio è presente sotto forma di acido silicico solubile nella normale acqua potabile, quando il silicio è stato utilizzato le diatomee si riducono drasticamente fino a scomparire, siccome il silicio viene reintegrato molto lentamente dal fondo e poco con una normale gestione dell’acquario e con i cambi di acqua, le diatomee generalmente svaniscono da sole. Contrariamente se nell’acqua potabile c’è una elevata concentrazione di silicati e si effettuano grossi e frequenti cambi di acqua, le diatomee ritornano. Ferro Elevate concentrazioni di ferro in acquario causano la crescita di alghe verdi. Calcio Alcune alghe necessitano di calcio per le pareti cellulari, le acqua dure ne agevolano la crescita delle alghe rosse. Anche le alghe filamentose amano il calcio, si trovano principalmente sulle foglie in caso di decalcificazione biogena, il carbonato di calcio che si forma sulla lamina foliare viene utilizzato dalle alghe filamentose. La soluzione in questo caso è semplice, basta utilizzare acqua più tenera. Il Redfield non è solo azoto e fosforo, c’è anche il carbonio, un rapporto elevato C/N>15 indica la mancanza di azoto e tale sbilanciamento agevola le alghe blu anche se il rapporto N/P è sfavorevole a queste alghe, ciò significa che un elevato carico organico e/o con un filtro molto sporco di melma (fanghi flocculati di Kassebeer) l’acquario è a rischio di alghe blu, anche con la variante blu-verde, e la gestione del RR si complica perché con i normali test acquariologici non riusciamo a misurare il carico organico che rimane un’incognita. Un fondo che rimane pulito di solito indica un rapporto C/N basso ed una buona mineralizzazione, un fondo che si sporca rapidamente e/o un filtro che forma fanghi indica un rapporto C/N alto ed una cattiva mineralizzazione, i depositi organici rimangono solidi e legano i fosfati con il risultato che nei fanghi otteniamo un rapporto N/P inferiore che nell’acqua, il Redfield nell’acqua è buono ma rimangono le alghe blu nel fondo, il rapporto C/N elevato è la causa. Quindi entrambi i rapporti N/P e C/N influenzano la presenza delle alghe blu, somministrando azoto sotto forma di composti chimici il rapporto N/P si alza diventando sfavorevole alle alghe blu, ma cambia anche il rapporto C/N che viceversa si abbassa, questo migliora la nitrificazione e la crescita delle piante che diventano più competitive rispetto alle alghe. Quale è stato il rapporto determinante, quello N/P o quello C/N? La verità spesso è nel mezzo, come in questo caso. Come abbiamo visto, modificando le concentrazioni di elementi come il carbonio, azoto, fosforo, silicio, ferro, calcio, ecc possiamo mantenere sotto controllo le alghe creando condizioni di vita a loro sfavorevoli, ma bisogna stare attenti a non ottenere un altro effetto sgradito, se combattiamo le alghe blu alzando il rapporto N/P, bisogna stare attenti a non sovra dosare i composti azotati per non creare le condizioni di vita favorevoli alle alghe verdi, in questo caso non abbiamo risolto il problema, abbiamo solo cambiato tipo di alga, bisogna calibrare con attenzione i rapporti C/N/P per rimanere nelle condizioni ottimale per le piante in maniera da ottenere la lotta integrata alle alghe con le piante. I batteri Ma se non abbiamo piante in vasca, o ne abbiamo poche, dove possiamo trovare un alleato per combattere le alghe? Nei batteri, perché non solo le piante e le alghe hanno necessità di nutrienti per crescere, questi servono anche ai batteri, soprattutto agli eterotrofi dato che hanno una crescita esponenziale ed in condizioni a loro ottimali possono raddoppiare ogni 20 minuti, possono comportarsi come i ceppi batterici opportunisti e colonizzando gli stessi supporti dei ceppi nitrificanti, possono mettere in sofferenza proprio i nitrificanti. E’ soprattutto il fosforo ad essere assorbito dalle colonie batteriche in crescita, e quando la crescita dei batteri si stabilizza, l’assorbimento di fosforo diminuisce. Quindi parallelamente alla crescita delle colonie batteriche, si instaura anche una graduale e costante riduzione del fosforo, in questo modo è chiaro che i batteri assorbendo fosforo, fanno aumentare il rapporto N/P e quindi modificano il rapporto Redfield. Il contrario accade invece quando nel sistema acquario sono presenti i batteri denitrificanti, i nitrati vengono ridotti fino ad azoto gassoso N2 con il risultato che l’azoto diminuisce e di conseguenza il rapporto N/P diminuisce. Che rapporto di Redfield? E’ chiaro che il tipo di gestione del filtro, nonché come e quando lo puliamo, influenza il RR del sistema acquario e diventa anche un importante fattore nella lotta alle alghe, per non incorrere in variazioni del RR e mantenerlo costante, per il primo caso riguardante gli eterotrofi bisogna tenere presente che è buona regola eliminare periodicamente le colonie di eterotrofi morti, la cosa si nota soprattutto nella sump dove sul vetro di fondo si possono osservare miliardi di batteri morti, ed è sufficiente aspirarli; nel secondo caso riguardante i denitrificanti basta pulire frequentemente il prefiltro e mantenere il flusso nel filtro a livelli ottimali (cosa spiegata dettagliatamente in altri articoli). In linea di massima è tutto abbastanza semplice, per poter mettere in pratica quanto detto bisogna sapere la concentrazione dei composti azotati e dei composti fosforosi, per i primi diamo per scontato che ammoniaca e nitriti sono assenti, quindi è sufficiente conoscere la concentrazione di nitrati, per i secondi basta conoscere la concentrazione dei fosfati, c’è il limite che i test acquario logici misurano solo i fosfati mineralizzati, conoscendo i due valori dalla tabella sotto si può ricavare rapidamente il rapporto Redfield della propria vasca: e conoscendo il RR possiamo sapere se il nostro acquario è a rischio alghe, e quali. Andando nel dettaglio la crescita numerica algale e legata anche alla temperatura secondo la seguente formula semplificata: dA = (µ - m – s) A - G dt A: concentrazione numerica µ: tasso di crescita m: tasso di mortalità non predatoria s: tasso di sedimentazione G: tasso di mortalità predatoria (grazing) E messa graficamente diventa: In alcuni casi caratterizzati da rapporti N/P e Corg/P nella sostanza particellata significativamente superiori rispetto al RR ottimale, si nota una riduzione del fosforo sia nella sostanza organica particellata, che in quella solubile, diverse particelle esopolimeriche (TEP Transparent Esopolimeric Particles) sono caratterizzate da rapporti C/N maggiori di quelle del RR standard, i complessi mucillaginosi che si formano sono poveri di N e P, di conseguenza si alzano i rapporti C/P e C/N che coinvolgono il TEP ed i colloidi nei processi di formazione, uno di questi composti è la patina bianca superficiale. L’aumento dei rapporti Corg/P e N/P nella sostanza particellata durante l’estate, quando l’aumento della temperatura accelera l’attività batterica ed enzimatica sui fosfati organici, coinvolge la remineralizzazione del fosforo confinato nella sostanza esopolimerica presente sia nelle fasi solubili che particellate, questo crea uno sbilanciamento del RR che spesso coincide con la comparsa di alghe proprio in estate. Stato trofico Oltre al rapporto di Redfield, esiste una tecnica per determinare la salute dei bacini naturali dal cosiddetto stato trofico, questo vale per i laghi e gli stagni, ma può essere rapportato anche ai laghetti con le koi ed agli acquari. Allo stesso tempo, viene utilizzato anche il rapporto P/N, uno stagno con una bassa quantità di sostanze nutritive, si dice che abbia un basso livello trofico, cioè è oligotrofico (letteralmente "piccola base di nutrienti"). Se i nutrienti sono sufficienti ma non eccessivamente si dice Mesotrophic (quantità media), e stagni con cibo in eccesso sono chiamati Eutrophic (troppo). Si ritiene che il rapporto tra N/P di 10/1 riduca la crescita delle alghe e l'aggiunta di azoto ne stimolerà la loro crescita; il rapporto tra 10/1 e 15/1 è considerato intermedio, con un rapporto superiore a 15/1 si ritiene che l'acqua manchi di fosforo e con un rapporto così elevato l'aumento della percentuale di fosforo agevola la crescita delle alghe. In linea di principio, ciò corrisponde a quanto detto sopra, il fosforo è considerato il principale fattore limitante per la crescita delle alghe verdi , mentre la bassissima concentrazione di azoto nell'acqua non garantisce tale contenimento della crescita delle alghe come mancanza di fosforo. L'invasione delle alghe blu-verdi proviene da una piccolissima quantità di azoto nello stagno e le maggiori concentrazioni di nitrati sono ancora migliori, altre specie di alghe sopprimono il verde-blu, il che migliorerà significativamente le condizioni del bacino. Oligotrofico Fosforo totale 0,005-0,1 mg/l. NO3 0,1 mg/l. NO3> 1,5 mg/l. Troppe sostanze nutritive portano alla completa crescita eccessiva delle alghe. Conclusioni Il rapporto di Redfield considera il rapporto ottimale di carbonio e fosforo necessario per la vita. Gli studi hanno dimostrato che la crescita delle alghe avviene quando lo squilibrio nel serbatoio è proporzionale alla concentrazione di carbonio, azoto e fosforo, questa proporzione è chiamata rapporto Redfield, e la variazione in natura del RR 106/16/1 non è mai superiore al 20%. Questa relazione fu anche studiata per determinare l'effetto dei due elementi principali azoto e fosforo sull'aspetto di certe specie di alghe nei corpi idrici (Levich / Bulgakov), e si scoprì che lo spostamento della proporzione in un senso o nell'altro è caratteristico della dominanza di certe specie. Le alghe verdi in natura sono presenti con quantità relativamente elevate di nitrati (NO3> 5 mg / l) rispetto ai fosfati nell'acqua, e viceversa, una piccola quantità o assenza di azoto e molti fosfati (PO4> 0,15 mg/l) porta alla comparsa di alghe blu-verdi. Conoscere e gestire il rapporto Redfield, magari utilizzando in parallelo anche l’allelopatia, è un sicuro quanto semplice aiuto non invasivo nei riguardi del sistema acquario nella lotta alle alghe senza dover ricorrere a prodotti chimici, in Italia il rapporto Redfield non è molto conosciuto, e pochissimo utilizzato, viene definito inutile come molte cose che non si conoscono, in altri paesi come per esempio Germania, Olanda e Russia invece è conosciuto, discusso nei forum ed utilizzato dagli acquariofili con acquari e/o laghetti. Solo a titolo informativo, nel mondo vengono considerati più di un rapporto Redfield, per esempio Cleveland e Liptzin (2007) hanno trovato che il rapporto C/N/P per i microbi del suolo è 60/7/1, che è significativamente diverso da quello del terreno sfuso 186/13/1, o altri acquatici come da tabella: In questo articolo è stato preso in considerazione quello storico più utilizzato e più utile a noi acquariofili, cioè il rapporto Redfield molare (o atomico) 106/16/1. Fabio Scarpa

Questo è un articolo scritto a 4 mani da Fabio Scarpa e da Paul Sabucchi che l’ha arricchito con dettagliate ed importanti osservazioni. Oltre al rapporto di Redfield generale, ogni organismo o colonia vivente ha il suo RR. Ad esempio, le piante acquatiche contengono N/P circa 8÷10/1 (Garten 1976) e alghe circa 14/1 (Redfield 1958); i dati convertiti in NO3/PO4 in peso daranno per le piante circa 5,2÷6,5/1 e per le alghe circa 9.3/1. Questo può essere usato per determinare quale particolare elemento diventerà inadeguato per primo con una certa proporzione di NO3/PO4 per la fertilizzante della colonna d’acqua e del fondo, la concentrazione della sostanza deve essere divisa nella sua proporzione nel rapporto Redfield. Di seguito, in base al numero dell’elemento che risulterà più piccolo, quell’elemento diventerà il fattore limitante di Liebig. Ad esempio, se si crea una soluzione con un rapporto atomico Redfield N/P = 7.5/1 stimato in peso NO3/PO4=5/1, supponiamo di aggiungere 1 mg/l di PO4 con la concentrazione di NO3 = 5mg/l, che darà come massa di P circa 0,33 mg/l ed N circa 1,15 mg/l, utilizzando il rapporto di Garten N/P=10/1 otteniamo N=1,15/10 = 0,115 e P=0,33/1 = 0,33, cioè, in questo caso, l'azoto N finirà presto e diventa il fattore limitante. I seguenti esempi sono indicativi in quanto le composizioni, e quindi le proporzioni dei fertilizzanti, possono variare nel tempo. Se si aggiunge una soluzione di NO3/PO4=19/1 di fertilizzante Tropica con un rapporto atomico N/P=28,5/1 ed una dose N=4,37 mg/l e P=0,33 mg/l, utilizzando il rapporto di Garten abbiamo per l’azoto 4,37/10 = 0,437 e per il fosforo 0,33/1=0,33, cioè il fosforo terminerà un po’ prima, il che offre enormi vantaggi in caso di limitazione delle piante mediante CO2. Con una proporzione nel fertilizzante NO3/PO4=15/1, azoto e fosforo terminano simultaneamente. Confrontiamo tre sistemi usando i dati della composizione vegetale di Garten (atomico N/P=8÷10/1): Il fertilizzante Seachem ha NO3/PO4=15/1, rapporto atomico 22,5/1, da cui N/P=2,25÷2,81/1, in questo caso il fosforo finirà prima. Tropica con NO3/PO4=19/1 = atomico 28,5/1, dal quale 2,85÷3,56/1, il fosforo P finirà prima. Indice indicativo con NO3/PO4=5/1, rapporto atomico 7,5/1, da cui N/P=0,75÷0,93/1, l'azoto terminerà prima, l'accento è posto sulla fatto che ci sia sempre un eccesso di fosforo. I fertilizzanti liquidi ADA sono specifici poiché la principale fonte di azoto è il substrato Aqua Soi, solo PO4 viene aggiunto all'acqua. Le proporzioni di NO3/PO4 circa 1.695/1 per Lights e 1.915/1 per Shade. Spesso il rapporto di Redfield viene erroneamente utilizzato dagli acquariofili, per utilizzarlo correttamente è necessario compilare prima i fertilizzanti trasformando il rapporto atomico di Redfield N/P nel rapporto di massa N/P e convertirlo nel rapporto di massa in NO3/PO4. Il fattore di conversione della massa NO3/PO4 in atomico N/P richiede all'incirca 0,7. Il rapporto di Redfield atomico è 106C/16N/1P, la conversione in rapporto di massa darà 41C/7.2N/1P, la conversione in NO3/PO4 in peso darà 10.4/1. L'intervallo consentito di rapporto Redfield atomico è 15÷30/1 (di seguito RRatomic), che diventa NO3/PO4 in peso 10÷20/1. Secondo Briene il rapporto atomico di Redfield migliore con la massima crescita di piante e contemporaneamente con il minimo di alghe è N/P=24/1 , che corrisponde a NO3/PO4=16/1, equivalente al rapporto di Redfield atomico nel rapporto NO3/PO4 in massa, RRatomic = NO3/PO4x0,7. Da tenere presente che l'azoto è anche sotto forma di ammonio/ammoniaca NH3/NH4+ e nitrito NO2-, ma la loro concentrazione in un acquario sano è così piccola che può essere trascurata. Ci sono alcuni articoli con una traduzione diversa di RRatomic come rapporto di massa NO3/PO4, invece della formula RRatomic NO3/PO4x0,7, dove RRatomic è il rapporto atomico del rapporto di Redfield e NO3 e PO4 sono la concentrazione di massa, è stata usata una formula con un fattore di 0,7 invece di 1,5 (scelta tra un acquariofilo statunitense ed un ricercatore russo, è stato preferito il secondo). Baddendorf fornisce un esempio di una proporzione stabile di NO3=5 mg/l e PO4=0,2 mg/l in bellissimi acquari nei Paesi Bassi, che è stato seguito per anni, questo corrisponde a RRatomic circa 37.5/1, cioè NO3/PO4=25/1 che fornisce buoni risultati perché migliora l'attività di Rubisco come consumo di CO2. Riprendendo la tabella, come si usa in pratica? Bisogno preparare una soluzione di fosfato/nitrato con la proporzione corretta di circa 10÷15/1 (RRatomic 15÷22,5), ed in caso di squilibrio temporaneo i normali cambi d'acqua riporteranno tutto alla normalità. Per il metodo di illuminazione graduale è necessario meno fosfato, NO3/PO4=15÷25/1 (RRatomic = 22,5÷37,5), la deviazione da questi parametri verso il nitrato (RRatomic > 1/45) può contribuire alla rapida crescita delle alghe verdi, ed la deviazione verso il fosfato (RRatomic

Qua di seguito sono esposti, senza alcuna interpretazione, stralci degli studi effettuati da Bongakov e Levich presso il Dipartimento di Biologia dell’Università Statale di Mosca. La natura del riarrangiamento della comunità del fitoplancton causato da una variazione del rapporto N/P è mostrata sia per i microcosmi artificiali di laboratorio che per le algocenenosi naturali in vitro e in situ. Gli esperimenti hanno dimostrato che alti rapporti ponderali N/P (da 20 a 50) favoriscono lo sviluppo di Chlorococcales, mentre un abbassamento del rapporto N/P a valori di 5÷10 porta a una comunità dominata da Cyanophyta. Come dimostrato dalla modellizzazione delle variazioni, l'abbondanza relativa delle specie di fitoplancton dovrebbe dipendere solo dalle quantità relative di N e P nell'ambiente, in modo che il rapporto ottimale N/P per una data specie sia uguale al rapporto tra i requisiti minimi di cellule per questi elementi. Una prova empirica di questa legge risiede nel fatto che per alcune specie di Clorococcales e Cyanophyta i rapporti dei requisiti per N e P calcolati nell'esperimento erano vicini ai loro rapporti di concentrazione ambientale ottimali. Ad esempio, un aumento di N/P dal valore di 4/1 a 25÷50/1 nell'acqua degli stagni di allevamento del pesce ha portato ad un aumento dell'abbondanza di Chlorococcales, dovuto principalmente allo Scenedesmus quadricauda , che ha all'incirca lo stesso rapporto tra i requisiti. Il rapporto N/P può essere riconosciuto come un fattore ecologico indipendente, distinto dalle concentrazioni di azoto e fosforo prese separatamente. Introduzione I macronutrienti primari che limitano lo sviluppo della biomassa di fitoplancton in natura sono il fosforo, l'azoto ed il silicio, quest'ultimo contenuto nella composizione delle alghe diatomee perché è un componente indispensabile per lo sviluppo del frustolo siliceo. Ciascuno di questi elementi biogenici, presi separatamente, possono essere un fattore limitante, come è stato ripetutamente verificato in letteratura. Si è prestata molta meno attenzione alle interazioni tra N, P e Si negli ecosistemi e l'influenza di queste interazioni sulla struttura dell'algocenosi. Tuttavia c'è un gran numero di opere che dimostrano un ruolo significativo di regolazione dei rapporti di concentrazione di N, P e Si in ambiente acquatico (Pearsall, 1930, 1932, Rhee, 1978; Smith, 1983, 1986; Pick and Lean, 1987; Stockner and Shortreed, 1988; Suttle et al., 1991; ecc.). Questi lavori hanno rivelato la natura della ristrutturazione dell'algocenosi derivante dai cambiamenti in questi rapporti sia per esperimenti naturali che di laboratorio con esperimenti su comunità microalgali artificiali. Sulla base dei loro studi sul problema, gli autori discutono la questione di quale dei fattori determina la composizione di un'algocenosi in misura maggiore, se le concentrazioni degli elementi assoluti o le loro quantità relative. Microcosmi di laboratorio – dati da studi precedenti Una quantità significativa di documenti presenta i risultati degli esperimenti su colture sperimentali in laboratorio. Questi esperimenti avevano il seguente schema comune, è stata creata una sequenza variata di rapporti di elementi biogenici aggiungendo al mezzo sostanze diverse, sono stati così trovati i rapporti ottimali. Tilman (1977) ha studiato una coltura mista semi continue di diatomee A. formosa e Cyclotella meneghiniana Kutz sotto una vasta gamma di rapporti Si/P, quando il rapporto molare di questi elementi biogenici era inferiore a 6/1, A. formosa dominava, mentre quando il rapporto superava 90, dominava C. meneghiniana. Rhee (1978) ha concluso sulla base dei suoi esperimenti con monoculture di Scenedesmus sp. che per questa alga il rapporto N/P uguale a 30/1 è quello che stimola la crescita, a rapportI più alti e più bassi la crescita della coltura è limitata rispettivamente dall'azoto e dal fosforo. Il rapporto ottimale N/P trovato per il cianobatterio Anacystis nidulans P. Richt. è anche 30/1 (Sirenko, 1972). Holm e Armstrong (1981) hanno sviluppato una policoltura di due alghe, la diatomea Asterionella formosa Hass. ed il cianobatterio Microcystis aeruginosa Kutz nel regime di coltivazione continua. Nel corso dell'esperimento il rapporto atomico Si/P variava da 2 a 200. All'aumentare del rapporto Si/P , il rapporto di biomassa delle due specie è passato da 1/99 a 96/4. Si è scoperto che A. formosa è una specie con una maggiore domanda di silicio ma ottiene un vantaggio rispetto al rivale nella condizione di carenza di fosforo. È interessante notare che simili rapporti di biomassa si sono formati a diverse concentrazioni assolute di silicio e fosforo ma quando i loro rapporti nel mezzo erano simili. Ad esempio, l'alga M. aeruginosa potrebbe prendere il sopravvento con un rapporto di 25/1 (98% della biomassa totale) e con un rapporto di 100/10 (97%), mentre A. formosa prende il sopravvento a 300/2 ( 93%) e 100/0.5 (96%). A livello di monocoltura, è stata dimostrata anche una varietà di responsabilità delle specie sotto limitanti variazioni di sostanze. Quando furono confrontati la produttività di due specie di alghe verdi, Scenedesmus quadricauda e Stigeoclonium tenue (Ag.) Kutz, I valori critici del rapporto N/P risultarono essere pari a 22/1 per il primo e 17/1 per il secondo ( Vries e Klapwijk, 1987). Il valore critico è il valore del rapporto più basso che, essendo superato, porta alla limitazione della crescita del fosforo. La crescita del cianobatterio Synechococcus Nag. in una policoltura con il verde Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb è stato studiato in condizioni di carenza di fosforo, cioè a rapporti N/P elevati (Suttle e Harrison, 1988), e Synechococcus soppresse l’alga verde in competizione. In esperimenti con una coltura di due alghe marine Skeletonema costatum (Grev.) Cl. e Phaeodactylum tricornutum Bohlin, è stato studiato l'impatto di temperatura, luce e condizioni biogeniche, S. costatum soppiantò Ph. tricornutum a bassi rapporti N/Si e alti rapporti N/P nel mezzo (de Pauw e Naessens-Foucquaert, 1991). Un rapporto ottimale per S. costatum si è rivelato essere N/Si/P = 25/25/1. Microcosmi di laboratorio – dati da nuovi esperimenti Nei nostri esperimenti (Levich e Bulgakov, 1993) abbiamo studiato i rapporti ottimali tra azoto e fosforo negli ambienti nutritivi coltivando alcune specie di microalghe in policultura di laboratorio. Abbiamo cercato di controllare la composizione delle specie di una algocenosi artificiale più semplice variando il rapporto iniziale di concentrazione tra azoto e fosforo. Cloni di laboratorio di microalghe sono stati ottenuti dalla collezione dell'Istituto di Fisiologia Vegetale, dell'Accademia Russa delle Scienze e dalla collezione del Dipartimento di Fisiologia Vegetale dell'Università Statale di Mosca. Le comunità di alghe di laboratorio utilizzate in questo esperimento sono state coltivate in terreno contenente diverse combinazioni di concentrazioni di N (KNO3) e P (K2HPO4). Cloni di raccolta puri di alghe sono stati inoculati in fiasche con terreno liquido sterile in condizioni sterili, le policolture ottenute sono state coltivate in un luminostato a illuminazione costante di 7,3 Wt/m2. Gli esperimenti furono continuati fino a quando tutti i cloni raggiunsero la fase stazionaria di crescita. Il numero di cellule e il peso individuale delle cellule, per mezzo del quale il numero è stato convertito in biomassa, sono stati contati periodicamente al microscopio, contemporaneamente sono state determinate le concentrazioni di elementi nutritivi nel mezzo. La concentrazione di N è stata stimata utilizzando la misurazione degli elettrodi ionoselettivi adattata alle sospensioni microalgali (Bulgakov et al., 1985), la concentrazione di P è stata misurata con un metodo colorimetrico modificato (Rinkis e Nollendorf 1982). Le quote iniziali e finali di cellule N e P sono state stimate per tutte le specie dal metodo di stima del fabbisogno di fitoplancton in nutrienti biogenici in diverse fasi della loro crescita (Levich 1989). Per stimare la quota di biomassa finale di ogni specie cresciuta con le risorse minerali del terreno, l'incremento della biomassa di N e P situato nelle cellule all'inizio dell'esperimento è stato stimato calcolando le quote di cellule iniziali per tutte le specie. La competizione è stata stimata dalla biomassa di ciascuna specie nella fase stazionaria della sua crescita. Gli esperimenti sono stati condotti con colture microalgali discontinue. I risultati della crescita delle specie in un'algocenosi artificiale sono stati stimati dai loro contributi parziali all'abbondanza totale o alla biomassa della comunità quando la fase stazionaria della crescita era stata raggiunta da tutte le specie della policoltura. Quattro specie di Clorococcales hanno partecipato alla prima serie di esperimenti: Scenedesmus quadricauda , Chlorella vulgaris Beyer, Ankistrodesmus falcatus (Corda) Ralfs e Ankistrodesmus sp. Le policolture di queste quattro specie sono cresciute in due terreni di coltura con le seguenti concentrazioni iniziali di N/P: media 0.1÷1.1 mg/l di azoto e 0.3 mg/l di fosforo (N/P di massa = 3,5); mezzo 0.2÷50 mg/l di azoto e 0.25 mg/l di fosforo (N/P = 20). I 37 giorni dell'esperimento si sono rivelati insufficienti per tutte le specie per raggiungere le loro fasi stazionarie, tuttavia, questa circostanza non nascondeva gli effetti rivelati che sarebbero diventati ancora più chiari se la fase stazionaria fosse stata raggiunta. In entrambi i media, mentre la crescita si verificava sia con le risorse ambientali che con lo stoccaggio delle celle, la comunità era dominata da S. quadricauda. Tuttavia, mentre a N/P = 3,5 questa dominazione non era così schiacciante (44% dell'abbondanza totale), quando il rapporto N/P aumentava fino a 20, la cultura di S. quadricauda praticamente soppiantò le altre tre specie dalla comunità (Figura 1A), la loro abbondanza relativa sommata era pari al 17%. Nel mezzo con N/P = 3.5 solo S. quadricauda e A. il falcatus raggiunse la sua fase stazionaria, mentre a N/P = 20, al contrario, S. quadricauda fu l'unica specie che continuò a crescere alla fine dell'esperimento. Quindi, portare la crescita di una policoltura fino allo stadio stazionario aumenterebbe molto probabilmente la tendenza osservata. Un confronto tra l'abbondanza relativa di specie coltivate esclusivamente con l'azoto ambientale e il fosforo ha mostrato che una transizione dal rapporto N/P basso a quello alto determina un cambiamento nelle specie dominanti della comunità. Mentre nella prima serie, in N/P = 3.5, Ch. vulgaris è assolutamente dominante (100%), in N/P = 20, a differenza di quello, S. quadricauda ammonta al 93% dell'intera biomassa. (Figura 1B) Nella seconda serie di esperimenti la comunità artificiale consisteva di sole due specie di Clorococcales: Scenedesmus quadricauda e Ankistrodesmus falcatus , mentre il rapporto N/P era variato maggiormente: medio 0.1÷0.4 mg/l di azoto e 0.31 mg/l di fosforo (N/P = 1,3); media 0.2÷1.4 mg/l di azoto e 0.31 mg/l di fosforo (N/P = 4,5); medio 0.3÷3.4 mg/l di azoto e 0.06 mg/l di fosforo (N/P = 57). La crescita della coltura indotta da stoccaggio era modesta rispetto alla crescita della biomassa, quindi le correzioni corrispondenti non erano in grado di alterare sostanzialmente la distribuzione della biomassa finale delle specie in tutti e tre i campioni. Quando le colture sono state seminate in tutti i campioni, la biomassa iniziale di policoltura consisteva nel 53% di S. quadricauda e del 47% di A. falcatus. All'aumentare del rapporto N/P, S. quadricauda aumentò la sua biomassa relativa dal 78% con N/P = 1,3, al 87% con N/P = 3,7; e al 90,5% con N/P = 57 in massa. La crescita delle scorte cellulari è stata modesta rispetto alla crescita totale della biomassa, pertanto gli emendamenti corrispondenti non hanno comportato modifiche significative nella distribuzione della biomassa finale in tutti e tre i campioni. Fitoplancton naturale in vitro – dati da studi precedenti Esperimenti di laboratorio sono stati condotti anche su consorzi di fitoplancton naturale, piuttosto che su miscele artificiali di cloni di laboratorio di alghe. Diventa possibile analizzare l'influenza dei rapporti di elementi biogenici non solo su specie separate di fitoplancton, ma anche su interi gruppi di specie, unificati sia da un marcatore sistematico, sia dalla dimensione. In questo modo le condizioni stabili in laboratorio consentono un controllo severo dei fattori ambientali assegnati. Sommer (1983), variando il rapporto molare ambientale Si/P da 4 a 30, su popolazioni multi specie coltivate naturali (oltre 30 specie) di fitoplancton lacustre. In condizioni carenti di silicio Si/P=4/1 l'alga Mougeotia thylespora ha dominato. A rapporti approssimativamente equilibrati 10÷40/1 i più numerosi erano Koliella spiculiformis Hind , Synedra acus Kutz. e Asterionella formosa. A carenza di fosforo Si/P=80/1 solo S. l'acus era dominante, l'autore ha osservato questi risultati indipendentemente dalla composizione naturale dell'inoculo. Un confronto con l'abbondanza di specie di fitoplancton ha mostrato che quando i valori dei rapporti degli elementi biogenici erano vicini a quelli sperimentali, i risultati della competizione nel bacino naturale erano simili. Suttle e Harrison (1988) hanno condotto una serie di esperimenti con fitoplancton naturale d'acqua dolce in condizioni di laboratorio a rapporti N/P=5, 15 e 45. Con N/P=45 è stata osservata una dominazione assoluta del ciano batterio Sinechococco, con rapporti più bassi i più numerosi erano due diatomee, Nitzschia holsatica Hust. e Synedra radians (Kutz.) Hust., insieme all'alga verde Scenedesmus sp. Kilham (1986), analizzando la crescita del fitoplancton dal lago Michigan in laboratorio a diversi rapporti ambientali Si/P, ha concluso che è il rapporto di fornitura delle risorse piuttosto che la quantità assoluta che ha determinato l'esito della competizione per le specie. Mostrò che sotto la limitazione del fosforo le diatomee soppiantano i rappresentanti di tutte gli altri gruppi tassonomici di una comunità; tuttavia, con concentrazione di silicio ridotte la dominazione si è spostata sulle alghe verdi. In media con un elevato rapporto Si/P (313 e 74) le diatomee erano dominanti e quelle verdi lo erano a bassi rapporti Si/P (4,6 e 0,9). I cianobatteri sono stati eliminati in maniera competitiva dall'esperimento poiché erano stati utilizzati rapporti di alimentazione N/P molto alti (100). Quando il mezzo veniva fornito con Si e P in un rapporto di 20: 1 in moli, le alghe verdi dominavano, mentre le diatomee dominavano a Si: P = 80: 1 (Grover 1989). Grover (1989), che coltivava una comunità di alghe lacustri usando una coltura semicontinua, arrivò a conclusioni simili. Quando il mezzo era alimentato con silicio e fosforo in un rapporto era di 20, le alghe verdi dominavano, mentre a Si/P=80 predominavano le diatomee. Quando in una comunità algale di un lago acido è stato inoculato il cianobatterio Anabaena variabilis Kutz. in sacchi di polietilene, un aumento del pH e una diminuzione del rapporto N/P nell'ambiente hanno provocato una crescita della biomassa di fitoplancton senza cambiamento di dominazione ( Wilcox e De Costa, 1990), è stato dimostrato che i valori del rapporto N/P>25 sono alla crescita dei cianobatteri. Un lago oligotrofico è stato alimentato da fertilizzanti minerali con il rapporto atomico N/P=50, successivamente sono stati prelevati campioni e sono state studiate in laboratorio le cinetiche di consumo N e P di frazioni di due dimensioni (più piccole e più grandi di 3 micrometri), il rapporto N/P consumato è stato calcolato come il rapporto tra i tassi massimi di consumo di questi elementi. Si è scoperto che la frazione di piccole dimensioni (principalmente Synechococcus spp.) è limitata dall'azoto, mentre quella grande (principalmente Rhizosolenia spp. e Cyclotella spp.) dal fosforo, quindi per specie di taglia piccola un rapporto N/P ottimale è superiore a 50, mentre per quelli di taglia grande è inferiore a 50 (Suttle et al., 1991). Fitoplancton naturale in vitro – dati da nuovi esperimenti Abbiamo condotto esperimenti di coltura discontinua volti a studiare l'impatto di diversi rapporti di N e P sulla specie e la struttura dimensionale di un'algocenosi prelevata da un laghetto di allevamento ittico (Levich et al., 1997) nella regione di Astrakhan, l’acqua è stata collocata in fiasche da 2 litri e sono state fornite NH4 - NO3 e Ca(H2PO4)2 in diverse combinazioni quantitative, sono stati ottenuti complessivamente cinque valori del rapporto N/P, con la base naturale presa in considerazione: 2/1, 5/1, 20/1, 50/1, 100/1, la biomassa di fitoplancton originario dello stagno era la stessa in tutte le fiasche. Per eliminare l'effetto del pascolo dello zooplancton, l'acqua da studiare prima dell'esperimento era stata fatta passare attraverso una rete a maglie con dimensioni corrispondenti alla dimensione minima dello zooplancton e quindi collocato nell'oscurità per due giorni, una delle analisi era quella di controllo, cioè la concentrazione di elementi biogenici originali era uguale a quella di fondo. Nel corso dell'esperimento tutte le prove sono state tenute all'aperto a 50 metri dallo stagno utilizzato per il campionamento dell'acqua con condizioni di illuminazione e temperatura corrispondenti a quelle naturali, le osservazioni delle dinamiche di crescita delle alghe sono state condotte entro 8 giorni, la verifica della concentrazione di fitoplancton e dei componenti biogenici della nutrizione minerale venivano effettuate al microscopio. L'analisi della struttura delle dimensioni includeva un confronto delle frazioni di alcune classi dimensionali di alghe nella biomassa. A tale scopo tutte le specie trovate sono state divise in sei gruppi di dimensioni in base al loro volume: (1) meno di 0,1 ng; (2) da 0,1 a 0,3 (3) da 0,3 a 1 ng; (4) da 1 a 3,2 ng; (5) da 3,2 a 10 ng; (6) più di 10 ng. Le dimensioni effettive delle celle corrispondenti ai loro volumi sono le seguenti: (1) < 5,8 mm, (2) 5,8÷8,3 mm, (3) 8,3÷12,4 mm, (4) 12,4÷18,3 mm, (5) 18,3÷26,7 mm, (6)> 26,7 mm. Con una dimensione efficace si intende il diametro di una cella sferoidale avente una massa identica. La biomassa finale è stata analizzata sia per i taxon di fitoplancton (Chlorococcales, Chlorophyta, Bacillariophyta e Cyanophyta) sia a livello di generi e specie. I taxon a livello di generi e specie erano divisi in dominanti, la cui biomassa non era inferiore al 20% dell'intera biomassa al sesto giorno dell'esperimento almeno in una singola fiasca, non rappresentativi con una biomassa inferiore a 1% e sottodominanti tutto il resto. Sono state anche confrontate le biomasse delle classi di dimensioni delle alghe. Rapporti di N/P>5 hanno notevolmente trasformato la struttura di algocenosi in direzione di una dominazione assoluta delle verdi Chlorophyta (Figura 2), la loro biomassa aveva un picco unico corrispondente alla crescita più intensa (Figura 2), questo picco è osservato a N/P=20. Tuttavia, la biomassa delle sue specie predominate Scenedesmus quadricauda presentava un picco a N/P=20 e diminuiva a N/P=50÷100. La biomassa massima di diatomee e cianobatteri è stata rilevata a bassi rapporti N/P=2÷5 (Figura 2). I rapporti N/P=5÷20 erano ottimali per la crescita delle diatomee di Stephanodiscus e Nitzschia . Il cianobatterio Microcystis si è sviluppato meglio a rapporti tra 2 e 5. Rapporti N/P più alti hanno dato una minore biomassa tra la Cyanophyta. Al contrario, la biomassa di Euglenophyta, dopo la diminuzione al rapporto N/P=20, è aumentata di nuovo a rapporti N/P=50÷100. L'abbondanza delle classi di dimensione delle alghe in% della biomassa totale è mostrata in Figura 3, le cellule >10 ng erano estremamente rare nella biomassa e sono escluse. Le cellule dell'intervallo 1÷3,2 ng occupavano una posizione predominante nella comunità con rapporti N/P=20÷50, mentre la loro frazione di biomassa diminuiva a rapporti N/P più alti e più bassi. Le cellule con massa compresa tra 0,3÷1 ng erano più abbondanti con un rapporto di N/P=5. La rappresentazione delle due classi più piccole era molto bassa con N/P=2÷50, tuttavia, con un rapporto di 100 ripristinano la loro posizione predominante (Figura 3). Fitoplancton naturale in situ – dati da studi precedenti Già negli anni Trenta del secolo attuale Pearsall (1930, 1932) fu uno dei primi ad osservare che i diversi rapporti di abbondanza di elementi chimici, tra cui N/P e Ca+Mg/Na+K, promuovono la formazione di diverse comunità di fitoplancton nella natura. Smith (1983), dopo aver analizzato la situazione in 12 laghi del mondo, trovò il dominio dei cianobatteri durante i periodi in cui il rapporto azoto/fosforo aveva valori inferiori a 25, con rapporti N/P superiori a 25 predominavano le alghe verdi e diatomee, questo rapporto è stato aumentato a causa della rimozione di acque reflue fosforose. Tilman (1982) definisce i risultati rivelati da Smith "un impatto drammatico del rapporto N/P sulla composizione tassonomica delle algocenosi del lago". Successivamente Smith (1986) ha riassunto i materiali di 22 laghi e ha preso in considerazione le condizioni di luce e la morfometria dei leghi. L'inclusione di questi fattori in aggiunta al rapporto tra azoto e fosforo non ha modificato la conclusione relativa all'impatto significativo del rapporto degli elementi biogenici sulla struttura delle specie del plancton. A un livello di luce fisso, la biomassa relativa blu-verde aumenta con la diminuzione della disponibilità di luce, ad un livello di luce fisso, la biomassa relativa blu-verde aumenta anche quando diminuisce il rapporto N/P. Schindler (1977) per molti anni ha condotto uno studio sperimentale su piccoli laghi fertilizzati. In uno dei laghi, alimentato per 6 anni tramite fertilizzanti con il rapporto atomico N/P=30, le alghe del genere Scenedesmus hanno predominavano il plancton durante l'esperimento. Dopo che la proporzione da azoto a fosforo nel fertilizzante fu abbassata al valore di 11 il plancton divenne dominato dai cianobatteri, principalmente Aphanizomenon gracile (Lemm.) Elenk. In un altro lago il fertilizzante è stato alimentato con il rapporto N/P=11 durante l'esperimento, ciò ha portato al dominio dei cianobatteri azoto fissatori del genere Anabaena. Schindler sottolinea che i cianobatteri non solo dominano a bassi rapporti N/P nell'acqua non fertilizzata dei laghi studiati, ma anche quando i fertilizzanti con basso rapporto N/P venivano aggiunti negli stagni. Quindi, quando il rapporto N/P nel fertilizzante era basso come 5, si è scoperto che l'aumento della biomassa fitoplanctonica nel lago sperimentale (di un fattore da 4 a 8 rispetto a un lago non fertilizzato) è avvenuto quasi interamente a scapito dei cianobatteri, principalmente del genere Anabaena (Findley e Kasian , 1987). Pick and Lean (1987), rivedendo una serie di studi sull'influenza di diversi nutrienti sui cianobatteri, ha concluso che per questo gruppo di alghe, oltre alle alte temperature, alla stabilità relativa dello strato d'acqua e alle concentrazioni di carbonio e ferro, con valori del rapporto N/P>30 i cianobatteri diventano rari. La dipendenza dell'abbondanza di cianobatteri su bassi rapporti N/P e una sufficiente fornitura di fosforo è stata ottenuta anche durante uno studio sul fitoplancton fiorente nel lago Kennedy (Stockner and Shortreed, 1988). Studi nel lago Soyang in Corea, dove il ruolo dei cianobatteri è aumentato dopo un graduale aumento della concentrazione di fosforo nel 1984-1989 (con un alto contenuto di azoto) e la corrispondente diminuzione del rapporto N/P da 100 a 50, ha portato ad un conclusione simile (Cho et al. , 1990). Un effetto inverso è stato ottenuto nel sequestro ipertrofico sudafricano (Haarhoff et al., 1992): le misure finalizzate allo sgombero delle acque reflue industriali hanno portato ad un aumento del rapporto N/P nell'acqua da 4 a 25 in moli, dopo che l'intera biomassa di fitoplancton si è abbassata i cianobatteri precedentemente dominanti ( Microcystis aeruginosa ) sono stati sostituiti da alghe verdi. Una dipendenza inversa tra il numero di cianobatteri e il valore del rapporto N/P negli ecosistemi dei laghi finlandesi è stata anche dimostrata utilizzando l'analisi di correlazione statistica di Varis (1991). Finora ci siamo occupati dell'impatto delle forme minerali di azoto e fosforo sulla struttura del fitoplancton; tuttavia, secondo McQueen e Lean (1987), l'aumento della percentuale annuale di cianobatteri può essere indotto dalla diminuzione del rapporto tra l'azoto nitrato e la quantità totale di fosforo. Viceversa, quando questo rapporto era maggiore di 5, non si osservava mai uno sviluppo di massa di cianobatteri. Ci sono alcuni dati (Blomqvist et al. , 1989; Klapwijk , 1990) che indicano una profonda ristrutturazione delle algocenosi come risultato di un rapporto N/P modificato nell'acqua. Quindi, quando il lago acido svedese Njupfatet (l'abbondanza generale di fondo di azoto e fosforo erano, rispettivamente, 20/0.4 mg/l, N/P=50) è stato alimentato con 10 mg/l di azoto e 1 mg/l di fosforo (rapporto N/P=10), ha determinato una significativa crescita della biomassa di Merismopedia tenuissima Lemm., Peridinium inconspicuum Lemm. e Dictyosphaerium botritella Kom. et Perm., sebbene solo la prima di queste specie fosse stata tra quelle dominanti prima che fossero fatte le aggiunte (Blomqvist et al., 1989). Il rapporto tra le forme inorganiche di N e P nel bacino del Reno è diminuito drasticamente negli ultimi 45 anni (Klapwijk, 1990). Il risultato è che per questi anni la composizione delle specie di fitoplancton è diventata più povera, diverse specie sono scomparse. L'interazione congiunta di N, P e Si può esercitare un'influenza anche sulla composizione di una algocenosi naturale. I cambiamenti a lungo termine nel delta del Reno, espressi nella diminuzione dei rapporti Si/N e Si/P, promuovevano uno sviluppo di massa dei dinoflagellati e dei cianobatteri (Admiraal e Vlugt, 1990), ci si può sbarazzare di questo fenomeno a scapito del carico ridotto di azoto e fosforo. Shamess et al. (1990) giunsero alla conclusione che la fioritura del fitoplancton poteva essere controllata non solo dalla relazione tra azoto, fosforo e silicio, ma anche da altre sostanze e persino dagli oligoelementi Nei loro esperimenti i rapporti di concentrazione molare di solfato ed il molibdeno giocavano un ruolo dominante nella comunità dei cianobatteri che fissano l'azoto. Con ciò, come sottolineano gli autori, le concentrazioni di questi ioni presi separatamente non hanno influenzato il processo di fissaggio dell'azoto. Fitoplancton naturale in situ – dati da nuovi esperimenti Abbiamo studiato l'impatto del rapporto N/P sulla composizione del fitoplancton naturale per tre anni negli stagni di allevamento del pesce nel delta del fiume Volga (Levich e Bulgakov 1992, Levich et al., 1996). L'area degli stagni è di 2÷3 ettari, la profondità è di circa 1,5 m. Da aprile a settembre sono stati forniti fosforo sotto forma di Ca(H2PO4)2 ed azoto sotto forma di NH4+ e NO3- in alcune proporzioni secondo due programmi, sperimentale e di controllo. Negli stagni di controllo le dosi massime di fertilizzanti erano uguali per tutta la stagione e corrispondevano a 2 mg/l di N e 0,5 mg/l di P (N/P=4) nell'acqua. I nutrienti sono stati forniti in vasche sperimentali a N/P=25÷50/1 durante la maggior parte della stagione (le singole dosi per N variavano da 0,24÷0,95 mg/l durante la stagione, quelle per P variavano da 0,01÷0,03 mg/l). Ca(H2PO4)2 e NH4+ e NO3- sono stati aggiunti simultaneamente negli stagni da una barca, ma non sono stati mescolati e sono stati distribuiti uniformemente su tutta l'area del laghetto. Campioni di fitoplancton sono stati prelevati da aprile a settembre in tutti gli stagni una volta ogni 10 giorni, nelle stesse date sono state valutate le concentrazioni di N e P, i campioni sono stati ottenuti da una profondità di 1 m. I metodi di stima della biomassa fitoplanctonica, così come i metodi di misurazione della concentrazione di nutrienti, erano simili ai metodi degli esperimenti in vitro. A partire da giugno, cioè immediatamente dopo un aumento significativo del valore del rapporto N/P rispetto a quello sotto controllo, nell'esperimento è stata osservata una maggiore biomassa di Clorococcales in contrasto con il controllo. Nel 1988 l'effetto stimolante della fertilizzazione sperimentale per i clorococcalli fu osservato più tardi, in agosto e settembre, pertanto la sua biomassa media della stagione era inferiore nell'esperimento. L'aumento della biomassa dei Chlorococcales negli stagni sperimentali rispetto a quelli di controllo nella seconda metà della stagione è mostrato nella Figura 4A. Contemporaneamente, la percentuale dei clorococcalli nella biomassa totale degli stagni sperimentali (con l'eccezione del 1988) è aumentata, a volte la frazione di biomassa cellulare di questo ordine ha raggiunto il 60%, Figura 4B). Tra le specie dominanti dei Chlorococcales il più sensibile ad un aumento del rapporto N/P era lo Scenedesmus quadricauda. La stimolazione della crescita di Chlorococcales ha portato ad una crescita della biomassa dell'intera divisione Chlorophyta, osservata nella seconda metà della stagione. Il rapporto N/P aumentato più spesso del solito non ha causato una crescita migliorata di Bacillariophyta e Euglenophyta, per quanto riguarda la biomassa totale di queste divisioni. Tuttavia, la specie di diatomea dominante, Melosira sp., aumentò la sua biomassa negli stagni sperimentali durante la maggior parte del periodo delle due stagioni (1988-89), nel 1987 questa specie non apparteneva a quelli dominanti. Un risultato costante della fertilizzazione negli stagni sperimentali era la biomassa soppressa e l'abbondanza frazionaria ridotta dei cianobatteri, a partire dalla metà della stagione (Figura 5). Questa soppressione è connessa con la diminuzione della biomassa dei generi dominanti di cianobatteri nell'esperimento, cioè Merismopedia e Phormidium, che si è svolta nel periodo da giugno a settembre. I cambiamenti nella struttura dimensionale dell'algocenosi sono stati indicati da una maggiore biomassa di cellule di medie dimensioni, appartenenti alle classi 0,3÷1 e 1÷3,2 ng, in stagni con un rapporto N/P aumentato. La gestione delle algocenosi dello stagno mediante la regolazione della sua composizione con apporti di elementi nutritivi biogenici è stata effettuata nell'ambito di un programma sperimentale speciale che comprendeva la fertilizzazione degli stagni per l'allevamento di pesci al fine di ottenere una policoltura con prevalenza di specie erbivore. Il programma di fertilizzazione è stato progettato per aumentare sia la biomassa totale del fitoplancton che la % di Clorococcales, il prodotto alimentare più preferibile per i pesci erbivori, sia per diminuire quello di Cyanophyta. Oltre alle differenze nel rapporto N/P, il sistema di fertilizzazione sperimentale includeva: 1) fornitura più frequente di sostanze minerali (una volta ogni 3 o 4 giorni invece di un programma standard una volta ogni 10 giorni); 2) all'inizio della stagione inizio della fecondazione 3) con dosi iniziali più elevate di fertilizzanti; 4) basso rapporto N/P=4/1 nei fertilizzanti durante aprile-giugno (aprile-maggio 1989); 5) dinamiche stagionali non ritmiche della loro offerta adattate al fabbisogno alimentare avanzato di pesci e zooplancton; 6) ridotte dosi di P e aumentate di N. Le differenze nei programmi di fertilizzazione tra bacini sperimentali e di controllo sono mostrate nella Tabella 1. Il programma sperimentale utilizzato in questi esperimenti ha permesso di aumentare la produzione di pesci erbivori del 30% e per ridurre il consumo incompleto di P da parte delle piante acquatiche con la contemporanea conservazione dei livelli normali di N e P nei tessuti di pesce. Discussione Come è stato mostrato sopra, le variazioni dei rapporti di nutrienti biogenici nel mezzo hanno influenzato le composizioni di specie e dimensioni delle comunità di fitoplancton, tuttavia, il ruolo di questo fattore rispetto ad altri parametri, come le variazioni nelle concentrazioni assolute di N e P, era aperto alla domanda. I risultati dei nostri esperimenti negli stagni descritti nel capitolo precedente (Levich e Bulgakov 1992) hanno facilitato la sua analisi. Va ricordato che, sebbene i cambiamenti nella struttura del fitoplancton siano stati monitorati durante il periodo di osservazione di tre anni (1987÷1989), nessuno dei componenti del programma di fertilizzazione sperimentale (con l'eccezione del rapporto N/P migliorato) è stato mantenuto costante. Nel 1987, tali componenti del sistema di fertilizzazione come applicazione di una dose iniziale potenziata e di una più frequente fornitura di sostanze nutritive furono eliminati, ma il fenomeno della regolazione della struttura della comunità algale rimase. Le concentrazioni assolute dei fertilizzanti forniti nelle vasche sperimentali e di controllo variavano durante tutto il periodo di osservazione, mentre l'effetto del riarrangiamento della struttura del fitoplancton si manifestava dopo la metà dell'anno, cioè immediatamente dopo l'aumento del rapporto N/P. Allo stesso tempo, l'assenza nel 1989 di componenti come il basso rapporto N/P=4/1 nei fertilizzanti introdotti negli stagni in primavera ha portato a una situazione in cui la ridistribuzione della biomassa Cyanophyta si è verificata già all'inizio del Giugno. Tuttavia, la ridistribuzione della biomassa non è stata osservata prima della fine di giugno-luglio del 1987 e 1988, quando il basso rapporto N/P=4/1 ha influenzato la crescita del fitoplancton per un tempo sufficientemente lungo dopo la fecondazione. Questi dati suggeriscono che la biomassa relativa di taxon e gruppi di dimensioni dipendeva in gran parte dalle concentrazioni relative di N e P e non dall'aumento della concentrazione di N nell'acqua. Risultati simili sono stati riportati da altri autori (Holm & Armstrong 1981). È noto che a bassi rapporti N/P nell'acqua dello stagno e limitazione di N, le alghe blu-verdi che assimilano N dall'aria atmosferica traggono vantaggio rispetto ai rappresentanti di altri taxa. Così, nei laghi ipertrofici la minimizzazione del rapporto N/P precedeva la fioritura di N fissatori (Blomqvist et al., 1990). Viceversa, l'aumento dell'ingresso N nel lago ha inibito la crescita del fitoplancton, in cui blu-verde Aphanizomenon flos-aquae è risultata predominante (Elizarova e Korolyov 1990). È noto, tuttavia, che le alghe blu-verdi possiedono proprietà di fissazione dell'N2.atmosferico, questa capacità è una caratteristica dei cianobatteri eterocitosi (Bothe 1982, rappresentanti dei generi Anabaena e Aphanizomenon. Alcune specie di alghe non eterocitose (ad es. Oscillatoria ) possono anche fissare N (Carpenter & Price 1976, Bryceson & Fay 1981). Nei nostri studi, questi generi non erano mai predominanti nella biomassa (Levich e Bulgakov 1992). La differenza tra il controllo e gli stagni sperimentali è stata determinata dal declino delle biomasse di generi di Merismopedia e Phormidium (in alcuni casi, Aphanothece e Microcystis ) privi di capacità di fissazione dell'N2 . Secondo altri autori (Varis 1992), l'offerta limitata di N è favorevole sia per le alghe blu-verdi che per i rappresentanti del genere Microcystis, pertanto, i verdi blu, come altri taxa algali, rispondono più intensamente alle quantità relative di elementi biogeni rispetto alle loro concentrazioni assolute. Le differenze nelle risposte dei diversi rappresentanti di una comunità di microalghe ai cambiamenti nel rapporto di fornitura delle risorse nell'ambiente sono determinate da meccanismi fisiologici adattivi che agiscono a livello cellulare. Tale meccanismo è descritto dal concetto di fabbisogno di fitoplancton per componenti di nutrizione minerale (Droop 1973, Rhee 1978, Tilman 1982, Sommer 1983, Levich 1989, Levich et al., 1997). Con questo concetto, il requisito di una specie per N, P, ecc. è uguale alla diminuzione dell'elemento corrispondente nell'ambiente relativo a una singola cellula o ad una quantità unitaria di biomassa. In altre parole, dipende dalla presenza di una sostanza assimilata in una cellula (una quota) se la respirazione, l'escrezione, ecc. vengono trascurate. Una quota è una quantità specifica per una specie, per una singola specie può variare tra i valori massimi e minimi nel processo di sviluppo della popolazione. La quota minima è una quantità minima di un substrato all'interno di una cella che è ancora in grado di dividere. Secondo Droop (1973), nella curva di crescita logistica della crescita del lotto, una quota minima raggiunta significa che è stata raggiunta una fase stazionaria. Si è tentati di concludere che se una certa specie possiede un certo rapporto di quote minime di N e P, ad esempio, questo rapporto indica il grado della sua competitività a uno o ad un altro valore del rapporto N/P nell'acqua. Il rapporto di concentrazione dell'elemento biogenico, più vicino al rapporto tra le quote minime, è ottimale per una data specie. Idee simili sono state avanzate da Rhee & Gotham (1980) che hanno trovato rapporti N/P ottimali per nove specie microalgali e hanno sottolineato che questi rapporti corrispondono ai rapporti tra i requisiti di questi elementi. Nell'ambito del modello variazionale di una comunità di fitoplancton (Levich 1980), il teorema della massima abbondanza di specie è stato dimostrato utilizzando modelli matematici (Levich et al 1993, Alexeyev, Levich 1997). Secondo questo teorema, l'abbondanza relativa delle specie dipende esclusivamente dai rapporti delle risorse ambientali che limitano la crescita della comunità. I coefficienti di risorse che forniscono la quota percentuale massima di una specie in una comunità sono uguali ai rapporti delle quote minime di cellule per questa specie particolare (Droop 1973). Di fatto, l'ipotesi conclusa nella formulazione del teorema sul massimo delle abbondanze di specie ci ha stimolato a condurre una serie di esperimenti e cercare dati letterari più recenti riguardanti il ruolo dei rapporti nutrizionali nella struttura delle comunità di specie di algocenosi. Tuttavia, per le comunità multispecie, la dipendenza dei risultati della competizione per le risorse sul gradiente dei rapporti delle risorse consumate, sono anche adeguatamente descritte da altri modelli costruiti con l'uso di diversi approcci metodologici. Pertanto, la teoria grafica della competizione delle risorse proposta da Tilman (1982) consente di prevedere l'abbondanza di specie coesistenti nelle comunità in base a rapporti di risorse medie e requisiti di specie in queste risorse (secondo Tilman, il termine "requisiti di specie" è applicato a una risorsa consumata da una popolazione nella fase stazionaria della sua crescita quando il suo incremento è esattamente uguale alla mortalità all'interno della popolazione). L'analisi di tale competizione con l'aiuto di equazioni differenziali classiche del tipo Lotka e Volterra ha dimostrato (vedi anche Abrosov 1977) che le aree di coesistenza o eliminazione di specie in una comunità sono divise da valori soglia di rapporti di risorse in un mezzo. Un'analisi diretta computerizzata che utilizzava un modello fenomenologico di algocenosi simulando la dinamica delle concentrazioni intracellulari di N e P (Jorgensen 1980), ha rivelato un'evidente alterazione della classificazione delle specie con un cambiamento nel rapporto N: P (Levich et al., 1997). I riferimenti a un rapporto "ottimale" di risorse nutritive possono essere trovati in numerose relazioni di altri ricercatori impegnati nello studio di comunità di laboratorio e di fitoplancton naturale, molte di queste osservazioni sono state descritte nelle sezioni precedenti di questa recensione. Tilman (1982) richiama l'attenzione sulle sorprendenti coincidenze tra rapporti di risorse ottimali per singole specie determinate in condizioni di laboratorio e quelle in cui alcune specie prevalgono nelle comunità naturali. In particolare, citando le opere di Smith (1983) che ha studiato l'influenza del rapporto N/P sul predominio delle alghe blu-verdi nei laghi del mondo, Tilman lo ha definito "drammatico" per la composizione tassonomica del fitoplancton lacustre. Va ricordato a questo proposito che negli studi empirici il termine "specie ottimale" è usato per definire un rapporto risorsa, la cui approssimazione fa aumentare la sua biomassa ad una data specie. Il suddetto teorema che postula un massimo di abbondanze di specie definisce più concretamente le condizioni dei criteri di ottimalità: il rapporto ottimale di risorse è associato alle caratteristiche fisiologiche specifiche delle specie di organismi, come le quote cellulari di queste risorse nel caso del fitoplancton, e assicura la massima biomassa relativa di una specie in una comunità. Va sottolineato che la formulazione dell’ipotesi che postula il contributo dei rapporti di risorse alla struttura comunitaria non diminuisce il ruolo delle concentrazioni assolute delle risorse disponibili per questa comunità, mentre le concentrazioni assolute di risorse medie determinano la biomassa totale di una comunità, i rapporti di queste risorse determinano la biomassa relativa delle singole specie nella comunità.

Liquido miracoloso o acqua fresca?

di Alfredo Scarano 

L’acquariofilia è, secondo il mio parere, convertire le tecnologie e le esperienze dell’acquacoltura intensiva nell’allevamento dei pesci tropicali; il che significa porci sempre in modo propositivo e critico nei confronti di scienze e metodiche...