marine and freshwater systems (Cole

marine and freshwater systems (Cole et al. 1988). Where
differences occur, factors such as carbon and nutrient input
and temperature are more important in regulating production
than salinity (Findlay et al. 1991). Similarly, Hobbie (1988)
concluded that although marine and freshwater microbes
have different physiological methods for tolerating high salt
concentrations, the ecology of marine and freshwater
microbes is virtually identical. As such, it has been assumed
that a process of species replacement will occur in salinised
freshwater systems, that is, increased salinisation of
freshwater ecosystems will simply select for new
physiological types that are able to tolerate given salt levels,
but possessing the same metabolic capabilities (Hart et al.
1991).
Molecular DNA techniques have established that distinct
differences occur in the phylogenetic make up of microbial
populations in freshwater and marine ecosystems (Nold and
Zwart 1998; Crump et al. 1999). Recently it was also shown
that shifts in microbial composition occur along fresh to
brackish gradients in riverine/estuarine systems (Bouvier and
del Giorgio 2002). Metabolic activities of planktonic bacteria
also are known to vary in space and time along a riverine/
estuary gradient (Schultz and Ducklow 2000; del Giorgio and
Bouvier 2002). In the latter study, salinity was an important
determinant in separating bacterial communities.
The sparse information on the response of cyanobacteria
to salinity indicates that some members of this group occur
at salinities greater than that of seawater (>35000 mg L–1).
Freshwater cyanobacteria appear to be inhibited by
variations in salinity (Hart et al. 1991) but may adapt to
gradual increases. Species of Anabaena have been found to
acclimatise to salinities of 7000 mg L–1 after several days’
exposure (Hart et al. 1991; Winder and Cheng 1995).
The relationship between salinity and specific bacterial
processes has been examined, although not extensively.
Nitrogen fixation and nitrification are known to occur in
environments with widely differing salt levels. Nitrogen
fixation by planktonic organisms generally is greater in
freshwater than in marine systems; however, within given
ecosystems, the rate of nitrogen fixation generally is
regulated by nutrient status and not salinity (Howarth et al.
1988). There appears to be no difference in the rate of
nitrogen fixation by benthic communities with respect to
different salinities. However, nitrifying and nitrogen-fixing
communities are known to vary significantly across such
systems (Affourtit et al. 2001; de Bie et al. 2001). Specific
linkages between structure and function of nitrifying and
nitrogen-fixing organisms have not been made.
A major difference between freshwater and marine
systems are the processes in anaerobic degradation of
carbon. In marine and estuarine systems sulfate-reduction is
the major step, whereas methanogenesis dominates in fresh
systems. (Capone and Kiene 1988). This difference is driven
by the presence of sulfate ions in sea water stimulating
sulfate-reducing bacteria, which in turn are able to
out-compete methanogens for substrates (Widdel 1988).
Marine and freshwater species of sulfate-reducing bacteria
and methanogens are known to exist (Postgate 1984;
Oremland 1988).
Denitrification occurs in all aquatic ecosystems; however,
it has been suggested that in general terms the range of rates
of denitrification in marine systems is greater than in
freshwater systems (Seitzinger 1988). Denitrification rates
tend to be limited by nitrate concentration, and salinity by
itself may not be the underlying regulating factor in nitrate
reduction. Molecular studies have been carried out on
denitrifying bacteria from freshwater and marine ecosystems
(Braker et al. 1998; Bothe et al. 2000; Scala and Kerkhoff
2000). However, no extensive cross-system comparisons of
denitrifying populations have been made.
Studies on rivers and estuaries continue to provide useful
insights as to how bacterial populations change across salt
gradients. Whether such comparisons can readily be
transferred to freshwater ecosystems that undergo long-term
increases in salinity remains to be tested.
Algae
There is only sparse information on the sensitivity and
tolerance of freshwater algae; however, the majority of taxa
do not appear to be tolerant of increasing salinity (Hart et al.
1991; Bailey and James 2000; Nielsen and Hillman 2000;
Clunie et al. 2002).
The majority of algae do not appear to tolerate salinities
in excess of 10000 mg L–1 (Bailey and James 2000). Field
observations indicate that as salinity increases, diatoms
decrease in both abundance and richness (Blinn 1993; Blinn
and Bailey 2001). Experimental flooding of sediments has
suggested that some phytoplankton emerge in substantial
numbers when exposed to saline water but diversity is
reduced (Skinner et al. 2001; L. Bowling, unpubl. data).
Some unicellular algae such as Dunaliella salina produce
resting cysts that allow them to survive high salinities.
Species such as D. salina also undergo morphological and
physiological changes that allow them to survive across a
broad range of salinities (Borowitska 1981; Brock 1986).
Aquatic plants
In general, freshwater aquatic plants are not tolerant of
increasing salinity. The majority of data on the response of
aquatic plants to increasing salinity come from field
observations. The upper limit of salinity tolerated by most
freshwater aquatic plants appears to be 4000 mg L–1. Above
this, non-halophytes such as Myriophyllum are replaced by
more tolerant halophytic species such as Ruppia spp. and
Lepilaena spp. which have been recorded in salinities several
times that of seawater (Brock 1981, 1985, 1986).
At salinities above 1000 mg L–1, adverse effects on
aquatic plants appear, with reduced growth rates and reduced

660
Australian Journal of Botany
D. L. Nielsen et al.
development of roots and leaves. Both sexual and asexual
reproduction become suppressed (James and Hart 1993;
Warwick and Bailey 1997, 1998). The development of
below-ground tubers, necessary for growth in the following
year, and the development of flowers are also prevented
(Warwick and Bailey 1996).
Information on sublethal effects of increasing salinity on
germination, growth or development of aquatic plants is
limited. Salt sensitivity may differ among various life stages
of a species, which may reflect exposure to different
environmental conditions (Bailey and James 2000). High
salinity is usually inhibitory or toxic to seed germination of
most freshwater plants (Ungar 1962; Williams and Ungar
1972; Baskin and Baskin 1998). For example, germination of
seeds from both Sagittaria latifolia and Ruppia megacarpa
decreases as salinity increases (Brock 1982; Delesalle and
Blum 1994). However, there are isolated cases in which
germination of a halophytic species has increased under
higher salinities (e.g. Ruppia tuberosa) (Brock 1982).
Results from the experimental inundation of sediments
from seven wetlands across inland New South Wales under
five salinities (300, 1000, 2000, 3000 and 5000 mg L–1)
indicated that salinity has a significant impact on the
germination of seeds of aquatic plants when it exceeds
1000 mg L–1. The greatest impact was on species richness
and abundance in communities developing from sediment
subjected to shallow flooding. Communities developing
from sediment subjected to deeper flooding showed a lesser
effect of salinity. This suggests that submerged aquatic plant
communities may be buffered from elevated concentrations
of salt, whereas those plants that live in the margins of
wetlands may be more susceptible to increases in salinity
(D. L. Nielsen and M. A. Brock, unpubl. data).
Invertebrates
It has been predicted that salinity exceeding 1000 mg L–1
will have adverse affects on invertebrates (Hart et al. 1991).
Results from field studies examining salinity gradients in
rivers or across wetlands indicate that as salinity increases
there is a loss of diversity. Diversity decreases rapidly as
salinity increases up to10000 mg L–1, but less rapidly above
10000 mg L–1 (Williams et al. 1990).
Invertebrates can be divided into the following two
groups: (1) microinvertebrates, comprising protozoan,
rotifers and micro-crustaceans (particularly copepods,
cladocerans and ostracods) (Shiel 1990) and (2)
macroinvertebrates in which the major taxonomic groups are
insects, worms, snails and macro-crustaceans (shrimp,
yabbies) (Bennison and Suter 1990).
Microinvertebrates
Microinvertebrates are generally considered to be of
non-marine origin (De Deckker 1983; Hammer 1986) and as
a group they appear not to be tolerant of increasing salinity.
As salinity increases, there is a general decrease in
abundance and richness of rotifers and microcrustaceans
(Brock and Shiel 1983, Campbell 1994). There is little
information on salt tolerance in protozoa, although they have
been recorded from Lake Gregory, Western Australia, when
the lake contains freshwater but not when it is saline (Halse
et al. 1998).
Field studies have shown that there is a decrease in the
number of rotifer species occurring in lakes at salinities
above 2000 mg L–1 (Brock and Shiel 1983; Green and
Mengestou 1991). In freshwater wetlands in Australia, over
200 taxa have been recorded from individual sites (Boon
et al. 1990), but at high salinities, taxon richness is
substantially reduced, often to as little as one or two taxa
(Timms 1981; Brock and Shiel 1983; Halse et al. 1998). The
rotifers and Brachionus plicatillis, Hexarthra fennica and
Trichocerca spp. have been recorded in saline lakes (Timms
1981, 1987, 1998; Brock and Shiel 1983) and many
ostracods also appear to tolerate a broad range of salinities
(De Deckker 1983).
Few studies have examined the effect of increasing salinity
on the emergence of microfauna from dormant eggs. It has
been shown that increases in salinity may inhib

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ทะเล และน้ำจืดระบบ (โคล et al. 1988) ซึ่งความแตกต่างเกิดขึ้น ปัจจัยเช่นคาร์บอนและธาตุอาหารป้อนและอุณหภูมิมีความสำคัญมากในการควบคุมการผลิตกว่าเค็ม (Findlay et al. 1991) ในทำนองเดียวกัน Hobbie (1988)สรุปที่ถึงแม้ว่าปลา และสัตว์น้ำจุลินทรีย์มีวิธีต่าง ๆ สรีรวิทยาสำหรับ tolerating เกลือสูงความเข้มข้น ระบบนิเวศวิทยาของทะเล และน้ำจืดจุลินทรีย์จะเหมือนจริง ดัง มีการสันนิษฐานว่า กระบวนการของการเปลี่ยนพันธุ์จะเกิดขึ้นใน salinisedระบบน้ำจืด นั่นคือ การเพิ่มขึ้น salinisation ของระบบนิเวศน้ำจืดจะเลือกตัวชนิดสรีรวิทยาที่สามารถทนรับระดับเกลือแต่มีความสามารถเผาผลาญเหมือนกัน (ฮาร์ท et al1991) โมเลกุลดีเอ็นเอเทคนิคสร้างที่แตกต่างกันความแตกต่างเกิดขึ้นในใจ phylogenetic ค่าของจุลินทรีย์ประชากรในระบบนิเวศน้ำจืด และทะเล (โนลด์ และปี 1998 Zwart Crump et al. 1999) ล่าสุด จะถูกแสดงกะในองค์ประกอบของจุลินทรีย์ที่เกิดขึ้นตามสดเพื่อกร่อยไล่ระดับสีในระบบริเวอร์ไรน์/ขีด (Bouvier และGiorgio del 2002) กิจกรรมเผาผลาญของแบคทีเรีย planktonicนอกจากนี้ยัง ทราบว่าแตกต่างกันในพื้นที่และเวลาตามริเวอร์ไรน์ /ห้องไล่ระดับสี (Schultz และ Ducklow 2000; Giorgio เดล และBouvier 2002) มีความสำคัญในการศึกษาหลัง เค็มดีเทอร์มิแนนต์ในการแยกแบคทีเรียชุมชน ข้อมูลบ่อในการตอบสนองของ cyanobacteriaการเค็มบ่งชี้ว่า สมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้นที่ salinities มากกว่าของทะเล (> 35000 มิลลิกรัม L-1)ปลา cyanobacteria จะถูกห้ามโดยในเค็ม (ฮาร์ท et al. 1991) แต่อาจปรับให้เข้ากับgradual เพิ่ม ได้พบพันธุ์ Anabaenaacclimatise กับ salinities ของ 7000 mg L-1 หลังจากที่หลายวันแสง (ฮาร์ท et al. 1991 หมุนและเฉิง 1995) ความสัมพันธ์ระหว่างเค็มแบคทีเรียเฉพาะมีการตรวจสอบกระบวนการได้ แม้อย่างกว้างขวางไม่ปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจนและการอนาม็อกซ์ทราบว่าเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่แตกต่างกันอย่างกว้างขวางเกลือระดับ ไนโตรเจนปฏิกิริยาการตรึง โดยสิ่งมีชีวิต planktonic โดยทั่วไปมีมากขึ้นในน้ำจืดกว่าในทะเล อย่างไรก็ตาม ภายในกำหนดระบบนิเวศ อัตราของปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปคือกำหนดสถานะของธาตุอาหารและไม่เค็ม (Howarth et al1988) . ปรากฏ ว่าไม่มีความแตกต่างในอัตราปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจน โดยธรรมชาติชุมชนกับ respectsalinities แตกต่างกัน อย่างไรก็ตาม nitrifying และ แก้ไขไนโตรเจนชุมชนทราบว่าแตกต่างกันอย่างมีนัยสำคัญระบบ (Affourtit et al. 2001 เดอหอพักร้อยเอ็ด al. 2001) เฉพาะเชื่อมโยงระหว่างโครงสร้างและหน้าที่ของ nitrifying และไม่ได้ทำแก้ไขไนโตรเจนสิ่งมีชีวิต ความแตกต่างที่สำคัญระหว่างน้ำจืด และทะเลระบบเป็นกระบวนการในการย่อยสลายที่ไม่ใช้ออกซิเจนของคาร์บอน ในทะเล และปากแม่น้ำ ซัลเฟตลดลงได้ขั้นตอนสำคัญ โดย methanogenesis กุมอำนาจในสดระบบ (Capone และ Kiene 1988) ความแตกต่างนี้จะขับเคลื่อนโดยสถานะของประจุซัลเฟตในน้ำทะเลที่กระตุ้นซัลเฟตลดแบคทีเรีย ซึ่งจะสามารถเข้าแข่งขัน methanogens สำหรับพื้นผิว (Widdel 1988)ทะเล และน้ำจืดพันธุ์ซัลเฟตลดแบคทีเรียและทราบว่า methanogens อยู่ (Postgate 1984Oremland 1988) เกิด denitrification ในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด อย่างไรก็ตามจะมีการแนะนำซึ่งโดยทั่วไปเงื่อนไขหลากหลายราคาของ denitrification ในทะเลมีมากกว่าในระบบน้ำจืด (Seitzinger 1988) ราคา denitrificationมักจะถูกจำกัด โดยความเข้มข้นของไนเตรต และเค็มตามตัวเองไม่ได้ตัวควบคุมอยู่ภายใต้ในไนเตรตลด การศึกษาโมเลกุลมีการดำเนินการในdenitrifying แบคทีเรียจากระบบนิเวศน้ำจืด และทะเล(Braker et al. 1998 Bothe และ al. 2000 ประกอบและ Kerkhoff2000) . อย่างไรก็ตาม ไม่กว้างขวางข้ามระบบการเปรียบเทียบได้ทำการประชากร denitrifying ศึกษาในแม่น้ำและปากแม่น้ำยังมีประโยชน์ความเข้าใจเกี่ยวกับการเปลี่ยนแปลงประชากรแบคทีเรียวิธีข้ามเกลือไล่ระดับสี หรือไม่เช่นเปรียบเทียบพร้อมสามารถโอนย้ายไปที่ระบบนิเวศน้ำจืดที่รับระยะยาวเพิ่มขึ้นยังคงเค็มจะทดสอบสาหร่ายมีเฉพาะบ่อข้อมูลเกี่ยวกับระดับความลับ และค่าเผื่อของสาหร่ายน้ำจืด อย่างไรก็ตาม ส่วนใหญ่ของ taxaไม่ต้องทนกับเพิ่มเค็ม (ฮาร์ท et al1991 เบลีย์และ James 2000 นีลและ Hillman 2000Clunie et al. 2002) สาหร่ายส่วนใหญ่ไม่ ทน salinitiesเกินกว่า 10000 mg L – 1 (Bailey และ James 2000) ฟิลด์สังเกตการณ์บ่งชี้ว่า เป็นเค็มเพิ่ม diatomsลดลงมากมายและร่ำรวย (Blinn 1993 Blinnก Bailey 2001) ทดลองน้ำท่วมตะกอนได้แนะนำว่า phytoplankton บางเกิดในสำคัญหมายเลขเมื่อสัมผัสกับน้ำเกลือแต่ความหลากหลายเป็นลดลง (สกินเนอร์ et al. 2001 L. โบว์ลิ่ง unpubl ข้อมูล)ผลิตสาหร่ายบาง unicellular เช่นโรงแรมสลี Dunaliellaอย่างซีสต์ที่อนุญาตให้อยู่รอดสูง salinitiesพันธุ์เช่นโรงแรมสลี D. ยังรับของ และการเปลี่ยนแปลงสรีรวิทยาที่อนุญาตให้อยู่รอดในการของ salinities (Borowitska 1981 อม 1986)พืชน้ำทั่วไป สาหร่ายน้ำจืดจะไม่ทนกับเพิ่มเค็ม ส่วนใหญ่ของข้อมูลในการตอบสนองของน้ำพืชเพิ่มเค็มมาจากฟิลด์สังเกต ขีดจำกัดบนของเค็มสม โดยส่วนใหญ่สาหร่ายน้ำจืดจะ 4000 mg L-1 แล้ว ข้างต้นนี้ ไม่มี-halophytes เช่น Myriophyllum จะถูกแทนที่โดยพันธุ์ halophytic ป้องกันความผิดพลาดขึ้นเช่นหญ้าตะโอ และโอ Lepilaena ได้บันทึกไว้ใน salinities หลายเวลาที่น้ำทะเล (อม 1981, 1985, 1986) ที่ salinities เหนือ 1000 มก. L – 1 ร้ายผลกระทบปรากฏ มีอัตราการขยายตัวลดลง และลดลง 660สมุดออสเตรเลียของพฤกษศาสตร์D. L. นีล et alการพัฒนาของรากและใบ Asexual ทางเพศการทำซ้ำเป็นหยุด (James ฮาร์ท 1993วอร์วิคและ Bailey 1997, 1998) การพัฒนาของใต้ดิน tubers จำเป็นสำหรับการเจริญเติบโตในต่อไปนี้ปี และการพัฒนาของดอกยังไม่(วอร์ริคและ Bailey 1996) ข้อมูลเกี่ยวกับลักษณะ sublethal เพิ่มเค็มเป็นการงอก การเจริญเติบโต หรือการพัฒนาของพืชน้ำจำกัด ความไวต่อเกลืออาจแตกต่างกันในขั้นตอนต่าง ๆ ของชีวิตพันธุ์ ซึ่งอาจสะท้อนแสงจะแตกต่างกันสภาพแวดล้อม (Bailey และ James 2000) สูงเค็มโดยปกติจะเป็นลิปกลอสไข หรือพิษกับการงอกของเมล็ดพืชของพืชน้ำจืดส่วนใหญ่ (Ungar 1962 วิลเลียมส์ และ Ungar1972 Baskin และ Baskin 1998) ตัวอย่าง การงอกของเมล็ดจาก Sagittaria latifolia และหญ้าตะ megacarpaลดเป็นเค็มเพิ่ม (อม 1982 Delesalle และสุ่ม 1994) อย่างไรก็ตาม มีกรณีแยกที่การงอกของชนิด halophytic มีมากขึ้นภายใต้salinities สูง (เช่นหญ้าตะ tuberosa) (อม 1982) ผลลัพธ์จาก inundation ทดลองของตะกอนจากพื้นที่ชุ่มน้ำเจ็ดทั่วบริเวณนิวเซาธ์เวลส์ภายใต้5 salinities (300, 1000, 2000, 3000 และ 5000 mg L – 1)ระบุว่า เค็มมีผลกระทบสำคัญในการการงอกของเมล็ดของพืชน้ำเมื่อเกิน1000 mg L-1 ผลกระทบมากที่สุดอยู่ร่ำรวยพันธุ์และในชุมชนที่พัฒนาจากตะกอนที่อุดมสมบูรณ์ภายใต้น้ำตื้น การพัฒนาชุมชนจากตะกอน ต้องลึกน้ำท่วมพบว่ามีน้อยกว่าผลของเค็ม นี้แนะนำว่า น้ำน้ำท่วมพืชชุมชนอาจเป็น buffered จากความเข้มข้นสูงเกลือ ในขณะที่พืชที่สดในระยะขอบของพื้นที่ชุ่มน้ำอาจจะอ่อนแอมากขึ้นไปเพิ่มเค็ม(D. L. นีลและม.อ.อม ข้อมูล unpubl)Invertebratesมีการคาดการณ์ว่า เค็มเกิน 1000 มก. L-1จะมีผลกระทบร้ายบน invertebrates (ฮาร์ท et al. 1991)ผลจากการศึกษาฟิลด์ตรวจสอบไล่ระดับสีเค็มในแม่น้ำ หรือในพื้นที่ชุ่มน้ำที่บ่งชี้ว่า เป็นเค็มเพิ่มขึ้นมีการสูญเสียความหลากหลาย ความหลากหลายลดลงอย่างรวดเร็วเป็นเค็มเพิ่ม ค่า to10000 mg L-1 แต่น้อยกว่ารวดเร็วกว่า10000 mg L – 1 (วิลเลียมส์ et al. 1990) Invertebrates สามารถแบ่งออกเป็นสองต่อไปนี้กลุ่ม: microinvertebrates (1) ประกอบ protozoanrotifers และไมโครครัสเตเชีย (โดยเฉพาะอย่างยิ่ง copepodscladocerans และ ostracods) (Shiel 1990) และ (2)macroinvertebrates กลุ่มอนุกรมวิธานสำคัญคือแมลง หนอน หอย และแมโครครัสเตเชีย (กุ้งyabbies) (Bennison และซูเตอร์ 1990)MicroinvertebratesMicroinvertebrates โดยทั่วไปถือว่าเป็นจุดเริ่มต้น-มารี (เด Deckker 1983 ค้อน 1986) และเป็นกลุ่มที่พวกเขาจะไม่สามารถทนกับเพิ่มเค็ม เป็นเค็มเพิ่ม มีทั่วไปลดลงความอุดมสมบูรณ์และความรุ่มรวยของ rotifers และ microcrustaceans(อมและ Shiel 1983, Campbell 1994) มีน้อยข้อมูลเกี่ยวกับเกลือเผื่อในโพรโทซัว แม้ว่าพวกเขามีการบันทึกจากเลคเกรกอรี่ ออสเตรเลีย เมื่อทะเลสาบประกอบด้วยปลา แต่ไม่เป็น saline (Halseร้อยเอ็ด al. 1998) ฟิลด์ศึกษาแสดงให้เห็นว่า มีการลดลงในการจำนวนชนิดของโรติเฟอร์ที่เกิดขึ้นในทะเลสาบใน salinitiesข้างบน 2000 mg L – 1 (อมและ Shiel 1983 สีเขียว และMengestou 1991) ในพื้นที่ชุ่มน้ำน้ำจืดในออสเตรเลีย เหนือ200 taxa ได้รับการบันทึกจากไซต์ต่าง ๆ (บุญร้อยเอ็ด al. 1990), แต่ที่ salinities สูง taxon ร่ำรวยลดลงมาก มักจะเป็นเพียงแค่หนึ่ง หรือสอง taxa(Timms 1981 อมและ Shiel 1983 Halse et al. 1998) ที่rotifers และ Brachionus plicatillis, Hexarthra fennica และโอ Trichocerca ได้รับการบันทึกในทะเลสาบ saline (Timms1981, 1987, 1998 อมและ Shiel 1983) และหลายostracods ยังจะ ทนความ salinities(De Deckker 1983) บางการศึกษาได้ตรวจสอบผลของการเพิ่มเค็มในการเกิดขึ้นของ microfauna จากไข่เฉย ๆ มีการแสดงที่เพิ่มเค็มอาจ inhib

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ทางทะเลและระบบน้ำจืด (โคล et al. 1988) ในกรณีที่ความแตกต่างเกิดขึ้นปัจจัยต่างๆเช่นคาร์บอนและการป้อนสารอาหารและอุณหภูมิที่มีความสำคัญมากขึ้นในการควบคุมการผลิตมากกว่าความเค็ม(Findlay et al. 1991) ในทำนองเดียวกัน Hobbie (1988) สรุปได้ว่าแม้ว่าทางทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์ที่มีวิธีการที่แตกต่างกันทางสรีรวิทยาทนเกลือสูงความเข้มข้นนิเวศวิทยาทางทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์ที่เป็นจริงเหมือนกัน เช่นนี้มันได้รับการสันนิษฐานว่าเป็นกระบวนการของการเปลี่ยนสายพันธุ์ที่จะเกิดขึ้นใน salinised ระบบน้ำจืดที่มีเพิ่มขึ้น salinisation ของระบบนิเวศน้ำจืดก็จะเลือกใหม่ชนิดสรีรวิทยาที่มีความสามารถที่จะทนรับระดับเกลือแต่มีความสามารถในการเผาผลาญเดียวกัน (. ฮาร์ท, et al. 1991) เทคนิคดีเอ็นเอโมเลกุลมีการจัดตั้งที่แตกต่างกันความแตกต่างที่เกิดขึ้นในสายวิวัฒนาการทำขึ้นของจุลินทรีย์ประชากรในน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล(Nold และสีดำ1998; Crump et al, 1999). เมื่อเร็ว ๆ นี้ก็ยังแสดงให้เห็นว่าการเปลี่ยนแปลงในองค์ประกอบของจุลินทรีย์ที่เกิดขึ้นตามแนวใหม่เพื่อการไล่ระดับสีกร่อยในแม่น้ำ/ ระบบน้ำเค็ม (เยร์และเดลจอร์โจ2002) กิจกรรมการเผาผลาญอาหารของแบคทีเรีย planktonic ยังเป็นที่รู้จักกันแตกต่างกันในพื้นที่และเวลาไปตามแม่น้ำ / ลาดปากน้ำ (ชูลท์ซและ Ducklow 2000 จอร์โจเดลและเยร์2002) ในการศึกษาหลังความเค็มเป็นสำคัญปัจจัยในการแยกชุมชนแบคทีเรีย. ข้อมูลเบาบางกับการตอบสนองของไซยาโนแบคทีเรียความเค็มบ่งชี้ว่าสมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้นที่ความเค็มมากกว่าที่น้ำทะเล(> 35,000 mg L-1). น้ำจืด ไซยาโนแบคทีเรียปรากฏที่จะยับยั้งโดยการเปลี่ยนแปลงในความเค็ม(ฮาร์ท et al. 1991) แต่อาจปรับให้เข้ากับการเพิ่มขึ้นอย่างค่อยเป็นค่อยไป ชนิดของ Anabaena ได้รับพบว่าacclimatise เพื่อความเค็มของ 7000 มก. L-1 หลังจากที่หลายวัน 'เปิดรับ. (ฮาร์ท et al, 1991;. Winder และเฉิง 1995) ความสัมพันธ์ระหว่างความเค็มและแบคทีเรียเฉพาะกระบวนการที่ได้รับการตรวจสอบแม้จะไม่ได้อย่างกว้างขวางการตรึงไนโตรเจนและไนตริฟิเคเป็นที่รู้จักกันจะเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่มีความแตกต่างกันอย่างแพร่หลายในระดับเกลือ ไนโตรเจนตรึงโดย planktonic สิ่งมีชีวิตโดยทั่วไปมากขึ้นในน้ำจืดกว่าในระบบทางทะเล แต่ได้รับภายในระบบนิเวศอัตราการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปจะถูกควบคุมโดยสถานะของสารอาหารและไม่เค็ม(Howarth et al. 1988) มีปรากฏเป็นความแตกต่างในอัตราการไม่มีการตรึงไนโตรเจนจากชุมชนหน้าดินด้วยความเคารพต่อความเค็มที่แตกต่างกัน อย่างไรก็ตามไนตริและไนโตรเจนตรึงชุมชนเป็นที่รู้จักกันอย่างมีนัยสำคัญแตกต่างกันไปทั่วเช่นระบบ(Affourtit et al, 2001;. เดอบี้ et al, 2001). เฉพาะการเชื่อมโยงระหว่างโครงสร้างและหน้าที่ของไนตริและตรึงไนโตรเจนมีชีวิตที่ยังไม่ได้รับการทำ. ความแตกต่างที่สำคัญระหว่างน้ำจืดและทะเลระบบกระบวนการย่อยสลายแบบไม่ใช้ออกซิเจนในของคาร์บอน ในระบบทางทะเลและน้ำเค็มซัลเฟตลดลงเป็นขั้นตอนที่สำคัญในขณะที่ methanogenesis ปกครองสดในระบบ (อัลคาโปนและ KIENE 1988) ความแตกต่างนี้เป็นแรงผลักดันจากการปรากฏตัวของไอออนซัลเฟตในน้ำทะเลกระตุ้นแบคทีเรียซัลเฟตลดซึ่งจะสามารถที่จะออกจากการแข่งขันmethanogens สำหรับพื้นผิว (Widdel 1988). ทางทะเลและน้ำจืดชนิดซัลเฟตลดเชื้อแบคทีเรียและ methanogens เป็นที่รู้จักกัน อยู่ (Postgate 1984; Oremland 1988). Denitrification เกิดขึ้นในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด แต่จะได้รับการชี้ให้เห็นว่าในแง่ทั่วไปช่วงของอัตราของdenitrification ในระบบทางทะเลที่ยิ่งใหญ่กว่าในระบบน้ำจืด(Seitzinger 1988) อัตรา Denitrification มีแนวโน้มที่จะถูก จำกัด โดยความเข้มข้นของไนเตรตและความเค็มโดยตัวเองไม่อาจจะเป็นปัจจัยพื้นฐานในการควบคุมไนเตรตลด ศึกษาในระดับโมเลกุลได้รับการดำเนินการในDenitrifying แบคทีเรียจากน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล(Braker et al, 1998;. Bothe et al, 2000;. Scala และ Kerkhoff 2000) อย่างไรก็ตามยังไม่มีการเปรียบเทียบที่กว้างขวางข้ามระบบของประชากร Denitrifying ได้รับการทำ. การศึกษาเกี่ยวกับแม่น้ำและอ้อยยังคงให้ประโยชน์ข้อมูลเชิงลึกที่เป็นวิธีการที่ประชากรแบคทีเรียเปลี่ยนข้ามเกลือไล่ระดับสี ไม่ว่าจะเป็นการเปรียบเทียบดังกล่าวได้อย่างง่ายดายสามารถถ่ายโอนไปยังระบบนิเวศน้ำจืดที่ได้รับในระยะยาวการเพิ่มขึ้นของความเค็มยังคงที่จะทดสอบ. สาหร่ายมีเพียงข้อมูลที่กระจัดกระจายอยู่กับความไวและความอดทนของสาหร่ายน้ำจืด; แต่ส่วนใหญ่ของแท็กซ่าไม่ปรากฏที่จะทนความเค็มที่เพิ่มขึ้น (ฮาร์ท et al. 1991; เบลีย์และเจมส์ 2000 นีลเซ่นและโจร 2000. Clunie et al, 2002). ส่วนใหญ่ของสาหร่ายจะไม่ปรากฏที่จะทนต่อความเค็มในส่วนที่เกินจาก 10,000 มก. L-1 (เบลีย์และเจมส์ 2000) สนามการสังเกตการณ์ระบุว่าการเพิ่มความเค็มไดอะตอมลดลงทั้งในความอุดมสมบูรณ์และความมั่งคั่ง(Blinn 1993; Blinn และเบลีย์ 2001) น้ำท่วมทดลองของตะกอนได้ชี้ให้เห็นว่าแพลงก์ตอนพืชบางอย่างเกิดขึ้นในที่สำคัญตัวเลขเมื่อสัมผัสกับน้ำน้ำเกลือแต่ความหลากหลายเป็นที่ลดลง (สกินเนอร์ et al, 2001;.. แอลโบว์ลิ่ง, unpubl ข้อมูล). บางสาหร่ายเซลล์เดียวเช่น Dunaliella salina ผลิตซีสต์ที่ช่วยให้พักผ่อนพวกเขาจะอยู่รอดความเค็มสูง. สายพันธุ์เช่น D. salina ยังผ่านทางสัณฐานวิทยาและการเปลี่ยนแปลงทางสรีรวิทยาที่ช่วยให้พวกเขาเพื่อความอยู่รอดผ่านความหลากหลายของความเค็ม(Borowitska 1981; บร็อค 1986). พืชน้ำโดยทั่วไปน้ำจืดพืชน้ำจะไม่อดทนของที่เพิ่มขึ้นความเค็ม ส่วนใหญ่ของข้อมูลเกี่ยวกับการตอบสนองของพืชน้ำความเค็มที่เพิ่มขึ้นมาจากสนามสังเกต ขีด จำกัด บนของความเค็มทนโดยส่วนใหญ่น้ำจืดพืชน้ำที่ดูเหมือนจะเป็น4,000 มก. L-1 ดังกล่าวข้างต้นนี้ halophytes ไม่เช่น Myriophyllum จะถูกแทนที่ด้วยสายพันธุ์halophytic ใจกว้างมากขึ้นเช่นเอสพีพี Ruppia และเอสพีพี Lepilaena ซึ่งได้รับการบันทึกไว้ในความเค็มหลายเท่าของน้ำทะเล (บร็อค 1981, 1985, 1986). ในความเค็มเหนือ 1000 mg L-1, ผลร้ายต่อพืชน้ำปรากฏมีอัตราการเติบโตที่ลดลงและลดลง660 ออสเตรเลียวารสารพฤกษศาสตร์ดี แอลนีลเซ่น et al. การพัฒนาของรากและใบ ทั้งสองเพศและไม่อาศัยเพศสืบพันธุ์กลายปราบปราม (เจมส์ฮาร์ทและ 1993; Warwick และเบลีย์ปี 1997 1998) การพัฒนาของหัวด้านล่างพื้นดินที่จำเป็นสำหรับการเจริญเติบโตในต่อไปนี้ปีและการพัฒนาของดอกจะมีการป้องกันยัง(Warwick และเบลีย์ 1996). ข้อมูลเกี่ยวกับผลกระทบ sublethal ความเค็มเพิ่มขึ้นเกี่ยวกับการงอกการเจริญเติบโตหรือการพัฒนาของพืชน้ำเป็นที่จำกัด ไวเกลืออาจแตกต่างกันระหว่างช่วงชีวิตต่างๆของสายพันธุ์ซึ่งอาจสะท้อนให้เห็นถึงความเสี่ยงจากการที่แตกต่างกันสภาพแวดล้อม(เบลีย์และเจมส์ 2000) สูงเค็มมักจะยับยั้งหรือเป็นพิษต่อการงอกของเมล็ดพันธุ์ของส่วนใหญ่พืชน้ำจืด(Ungar 1962; วิลเลียมส์และ Ungar 1972; บาสกิ้นและบาสกิ้น 1998) ยกตัวอย่างเช่นการงอกของเมล็ดจากทั้ง latifolia Sagittaria และ Ruppia megacarpa ลดลงตามการเพิ่มขึ้นของความเค็ม (บร็อค 1982; Delesalle และบลัม1994) แต่มีกรณีที่แยกที่การงอกของสายพันธุ์ halophytic ได้เพิ่มขึ้นภายใต้ความเค็มสูงขึ้น(เช่น Ruppia tuberosa) (บร็อค 1982). ผลจากน้ำท่วมทดลองของตะกอนจากเจ็ดพื้นที่ชุ่มน้ำทั่วทั้งในประเทศนิวเซาธ์เวลส์ภายใต้ห้าความเค็ม(300 1000 2000, 3000 และ 5000 mg L-1) ชี้ให้เห็นว่าระดับความเค็มที่มีผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญในการงอกของเมล็ดพันธุ์ของพืชน้ำเมื่อมันเกิน1000 mg L-1 ผลกระทบที่ยิ่งใหญ่ที่สุดอยู่ในสปีชีส์ร่ำรวยและความอุดมสมบูรณ์ในชุมชนพัฒนาจากตะกอนยัดเยียดให้น้ำท่วมตื้น การพัฒนาชุมชนจากตะกอนยัดเยียดให้น้ำท่วมลึกพบว่ามีน้อยกว่าผลของความเค็ม นี้แสดงให้เห็นว่าจมอยู่ใต้น้ำพืชน้ำชุมชนอาจจะผ่อนคลายจากความเข้มข้นสูงของเกลือในขณะที่พืชเหล่านั้นที่อาศัยอยู่ในอัตรากำไรขั้นต้นของพื้นที่ชุ่มน้ำที่อาจจะมีความเสี่ยงที่จะเพิ่มขึ้นในความเค็ม(DL นีลเซ่นและแมสซาชูเซตบร็อค unpubl ข้อมูล.). กระดูกจะได้รับคาดการณ์ว่าความเค็มเกิน 1000 mg L-1 จะมีผลกระทบที่ร้ายแรงในสัตว์ไม่มีกระดูกสันหลัง (ฮาร์ท et al. 1991). ผลจากการศึกษาภาคสนามการตรวจสอบการไล่ระดับสีความเค็มในแม่น้ำหรือพื้นที่ชุ่มน้ำทั่วระบุว่าการเพิ่มขึ้นของความเค็มเป็นมีการสูญเสียความหลากหลาย ความหลากหลายลดลงอย่างรวดเร็วในขณะที่การเพิ่มขึ้นของความเค็มขึ้น to10000 mg L-1 แต่น้อยอย่างรวดเร็วดังกล่าวข้างต้น 10,000 มก. L-1 (วิลเลียมส์ et al, 1990).. แบคทีเรียสามารถแบ่งออกเป็นสองต่อไปนี้กลุ่ม (1) microinvertebrates ประกอบด้วยโปรโตซัว, โรติเฟอร์และ กุ้งขนาดเล็ก (โดยเฉพาะโคพีพอด, ไรแดงและ ostracods) (Shiel 1990) และ (2) macroinvertebrates ที่กลุ่มการจัดหมวดหมู่ที่สำคัญคือแมลงหนอนหอยทากและมหภาคกุ้ง(กุ้งyabbies) (Bennison และ Suter 1990). Microinvertebrates Microinvertebrates ได้รับการพิจารณาโดยทั่วไปจะเป็นจุดเริ่มต้นที่ไม่ใช่ทางทะเล(เดอ Deckker 1983; ค้อน 1986) และในขณะที่กลุ่มที่ปรากฏไม่ได้ที่จะใจกว้างของการเพิ่มความเค็ม. ในฐานะที่เป็นการเพิ่มขึ้นของความเค็มมีการลดลงในความอุดมสมบูรณ์และความมั่งคั่งของโรติเฟอร์และ microcrustaceans ( บร็อคและ Shiel ปี 1983 แคมป์เบล 1994) มีเล็ก ๆ น้อย ๆ เป็นข้อมูลเกี่ยวกับการทนเค็มในโปรโตซัวแม้ว่าพวกเขาจะได้รับการบันทึกจากทะเลสาบเกรกอรี่เวสเทิร์นออสเตรเลียเมื่อทะเลสาบมีน้ำจืดแต่ไม่เมื่อมันเป็นน้ำเกลือ (Halse et al. 1998). การศึกษาภาคสนามได้แสดงให้เห็นว่ามีการลดลง ในจำนวนของสายพันธุ์โรติเฟอร์ที่เกิดขึ้นในทะเลสาบที่เค็มเหนือ2000 mg L-1 (บร็อคและ Shiel 1983; สีเขียวและMengestou 1991) ในพื้นที่ชุ่มน้ำจืดในประเทศออสเตรเลียกว่า200 แท็กซ่าได้รับการบันทึกจากเว็บไซต์ของแต่ละบุคคล (บุญแต่ในความเค็มสูงร่ำรวยแท็กซอนจะ et al, 1990.) ลดลงอย่างมากมักจะเป็นเพียงหนึ่งหรือสองแท็กซ่า(Timms 1981; บร็อคและ Shiel 1983; Halse et al, 1998). โรติเฟอร์และ plicatillis Brachionus, fennica Hexarthra และเอสพีพีTrichocerca ได้รับการบันทึกไว้ในทะเลสาบน้ำเกลือ (Timms 1981, 1987, 1998; บร็อคและ Shiel 1983) และอีกหลายostracods ปรากฏที่จะทนต่อความหลากหลายของความเค็ม(เดอ Deckker 1983). มีหลายการศึกษาตรวจสอบผลกระทบของความเค็มที่เพิ่มขึ้นเกี่ยวกับการเกิดขึ้นของmicrofauna จากไข่อยู่เฉยๆ มันได้แสดงให้เห็นว่าการเพิ่มขึ้นของความเค็มอาจ inhib

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ระบบทางทะเลและน้ำจืด ( โคล et al . 1988 ) ที่
ความแตกต่างเกิดขึ้น ปัจจัยต่างๆ เช่น คาร์บอนและธาตุอาหารและอุณหภูมิ
ข้อมูลสำคัญในการควบคุมการผลิต
กว่าความเค็ม ฟินด์เลย์ และคณะ 1991 ) ในทำนองเดียวกัน งานอดิเรก ( 1988 )
สรุปได้ว่า ถึงแม้ว่าทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์
มีวิธีการทางสรีรวิทยาที่แตกต่างกันสำหรับการอดทนความเข้มข้นเกลือ
สูงนิเวศวิทยาทางทะเลและน้ำจืด
จุลินทรีย์เป็นสิ่งที่แทบจะเหมือนกัน เช่น มีการสันนิษฐานว่า กระบวนการของสายพันธุ์แทน

salinised น้ำจืดจะเกิดขึ้นในระบบที่เพิ่มขึ้นของระบบนิเวศน้ำจืด salinisation
จะเพียงแค่เลือกประเภทสรีรวิทยาใหม่
ที่สามารถอดทนให้ระดับเกลือ
แต่ครอบครองเดียวกันความสามารถในการเผาผลาญ ( ฮาร์ท et al .
1991 )
เทคนิคดีเอ็นเอโมเลกุลได้สร้างความแตกต่างที่แตกต่างกัน
เกิดขึ้นในวิวัฒนาการการแต่งหน้าของประชากรจุลินทรีย์ในระบบนิเวศทางทะเลและน้ำจืด

( และเก่า ซวาร์ต 1998 ; Crump et al . 1999 ) เมื่อเร็วๆ นี้พบว่า ในองค์ประกอบของจุลินทรีย์เกิดขึ้นกะ


แนวใหม่ในระบบแม่น้ำ / น้ำเค็มน้ำกร่อย ไล่สี ( โบเวียร์และ
del Giorgio 2002 )กิจกรรมการสลายของสิ่งมีชีวิตขนาดเล็กมากในน้ำ แบคทีเรีย
ยังเป็นที่รู้จักกันในพื้นที่และเวลาที่แตกต่างกันไปตามแม่น้ำ /
( Schultz , ลาด และ ducklow 2000 ; del Giorgio และ
โบเวียร์ 2002 ) ในการศึกษาหลัง ความเค็มเป็นปัจจัยสำคัญในการแยกชุมชน

ข้อมูลเบาบาง แบคทีเรียในการตอบสนองต่อความเค็มของไซยาโนแบคทีเรีย
แสดงว่าสมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้น
ที่ความเค็มของน้ำทะเลได้มากกว่า 35 , 000 มก. แอล– 1 ) .
น้ำจืดไซยาโนแบคทีเรียที่ปรากฏจะถูกยับยั้งโดย
การเปลี่ยนแปลงความเค็ม ( ฮาร์ท et al . 1991 ) แต่อาจจะปรับให้เข้ากับ
เพิ่มขึ้นอย่างค่อยเป็นค่อยไป ชนิดของสาหร่าย Anabaena มีการพบ
acclimatise ให้ความเค็ม 7000 มก. แอล– 1 หลังจากหลายวัน
แสง ( ฮาร์ท et al . 1991 ; หมุนและเฉิง
1995 )ความสัมพันธ์ระหว่างความเค็มและกระบวนการแบคทีเรีย
ที่เฉพาะเจาะจงได้รับการตรวจ แม้ว่าจะไม่ได้อย่างกว้างขวาง .
การตรึงไนโตรเจนและปริมาณเป็นที่รู้จักกันจะเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่แตกต่างกันอย่างกว้างขวาง
กับระดับเกลือ การตรึงไนโตรเจน
เอาน่ะสิ่งมีชีวิตโดยทั่วไปมากขึ้นในระบบทางทะเลน้ำจืดมากกว่า

; แต่ภายในให้ระบบนิเวศ , อัตราการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปคือ
ควบคุมโดยสถานะธาตุอาหารและความเค็ม ( โฮวาร์ต et al .
1988 ) ดูเหมือนว่าจะมีความแตกต่างในอัตรา
การตรึงไนโตรเจนโดยชุมชนสัตว์ด้วยความเคารพ
ความเค็มที่แตกต่างกัน อย่างไรก็ตาม ต่อชุมชน และการแก้ไข
ไนโตรเจนเป็นที่รู้จักกันจะแตกต่างกันอย่างมากในระบบเช่น
( affourtit et al . 2001 ; เดอ Bie et al . 2001 ) เฉพาะ
ความสัมพันธ์ระหว่างโครงสร้างและการทำงานของสิ่งมีชีวิตและการแก้ไข 1
ไนโตรเจนไม่เกิดขึ้น .
ความแตกต่างหลักระหว่างน้ำจืดและทะเล
ระบบกระบวนการในการย่อยสลายของ
ถังคาร์บอน น้ำเค็มในทะเลและซัลเฟตรีดักชันเป็นระบบ
ขั้นตอนหลัก ในขณะที่ช้าอยู่ในระบบใหม่

( คาโปลกับ kiene 1988 ) ความแตกต่างนี้เป็นแรงผลักดัน
โดยการแสดงตนของน้ำทะเลกระตุ้น
ซัลเฟตไอออนลดแบคทีเรียซัลเฟต ซึ่งจะสามารถออกไปแข่งขันสร้างมีเทนสำหรับพื้นผิว (
widdel 1988 ) .
ทางทะเลและน้ำจืด สายพันธุ์ของแบคทีเรียสร้างมีเทนและซัลเฟตลด
รู้จักอยู่ ( โพสต์เกต 1984 ;
oremland 1988 ) .
ดีไนตริฟิเคชันเกิดขึ้นในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด
; อย่างไรก็ตามจะได้รับการชี้ให้เห็นว่าในแง่ทั่วไปช่วงราคาของน้ำในระบบทางทะเล

ระบบมากกว่าในน้ำจืด ( seitzinger 1988 ) อัตราดีไนตริฟิเคชัน
มักจะถูกจำกัดด้วยปริมาณไนเตรทและความเค็มโดย
ตัวเองอาจจะต้นแบบการควบคุมปัจจัยในการลดไนเตรท

การสร้างแบบจำลองโมเลกุลได้ดําเนินการใน
แบคทีเรียดีไนตริฟายอิงจากน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล
( เบรกเกอร์ et al . 1998 ; bothe et al . 2000 และ สกาล่า kerkhoff
2000 ) อย่างไรก็ตาม ไม่กว้างขวางข้ามระบบเปรียบเทียบ

ดีไนตริฟายอิงประชากรได้ทําการ ศึกษาในแม่น้ำหนองบึงและยังให้ข้อมูลเชิงลึกที่เป็นประโยชน์
เป็นวิธีการเปลี่ยนผ่านประชากรแบคทีเรียไล่เกลือ

ว่า การเปรียบเทียบดังกล่าวสามารถพร้อมที่จะ
ย้ายปลาระบบนิเวศที่ผ่านระยะยาว
เพิ่มความเค็มยังคงถูกทดสอบ สาหร่าย

มีเพียงข้อมูลเบาบางในความไวและ
ความอดทนของสาหร่ายน้ำจืด ; อย่างไรก็ตาม , ส่วนใหญ่ของซ่า
ไม่ได้ดูเหมือนจะใจกว้างของการเพิ่มความเค็ม ( ฮาร์ท et al .
1991 ; เบลีย์ และ เจมส์ นีลเซ่นปี 2000 แล้วโจร 2000 ;
clunie et al .
2002 )