Introduction
Sedimenter er kritiske biogeokjemiske komponenter i akvatiske økosystemer og ofte er viktige sluk av næringsstoffer og forurensninger. Banebrytende studier av næringsstoff, gass og overgangsmetall biogeokjemi i lacustrine sedimenter avslørte sediment utveksling av løste stoffer og gasser med overliggende vann som hadde varierende redoks forhold 1,2. For næringselementer, kan sedimenter være en kilde for fosfor og fiksert nitrogen etter remineralisering av organisk materiale, og et sluk for oksygen i ikke-fotosyntetiske miljøer 3,4. Fotosyntese av nedsenkede makrofytter, makroalger og bentiske mikroalger kan ha dyptgripende innflytelse på utveksling av oppløste stoffer over sediment-vann-grensesnitt 5,6.
Målinger av utveksling av løste stoffer og gasser over sediment-vann-grensesnittet er utført for både grunnforskning og anvendt vitenskap formål, herunder kalibrering av engineering og vitenskapelige water kvalitet modeller 7,8. Målet med disse metodene, i størst mulig grad er å gi pålitelige og nøyaktige sediment-vann valutakurser. En rekke forskjellige metoder er blitt anvendt for å vurdere kjemisk utveksling i sediment-vann-grenseflaten. Bunnvann opphopning av gasser og stoffer i lagdelte systemer kan være nyttig 9, men er ikke gyldig for sediment-vannutskifting over thermoclines eller pycnoclines. Eddy sammenheng krever målinger med høy frekvens av gasser, vanligvis oksygen, kombinert med høy frekvens måling av vertikale vannhastigheter; denne teknikken har et enormt løfte, men for øyeblikket ikke kan tilveiebringe data for næringsstoff utveksling studier. In situ-kupler eller kamre er et meget foretrukket metode, med fordelen av å dekke en større overflate av sediment og opprettholde in situ temperaturer, dypvannstrykk og lysnivåer 10. I praksis er dette meget kostbart målinger som krever lang tidpå større forskningsfartøyer; de fleste programmene er dypere kystsonen eller oseanisk sedimenter. Kjerneruge teknikker ved hjelp av strøm gjennom kamre som når steady state er utmerket for å opprettholde relativt konstant overliggende vannkjemi, inkludert oksygen, under inkubasjoner 11. Fordi hastigheten bestemmes ved steady state av konsentrasjonsforskjeller mellom innstrømmende og utstrømmende vann, og ved vann valutakurser, kan disse inkubasjoner ta en betydelig mengde tid.
Tidsforløpet kjerne inkubasjon tilnærming brukes av vårt laboratorium ble tilpasset fra tilnærminger som brukes av en rekke forskjellige laboratorier i Nord-Amerika og Europa, og det er en betydelig mengde litteratur basert på denne generelle tilnærmingen. Vi tilpasset denne tilnærming til måling av N-2-N belegg 12, ofte referert til som denitrifikasjon, og har brukt den til fotosyntetiske og ikke-fotosediment miljøer, inkludert estuaries 13, innsjøer, reservoarer, og våtmarker 14. Gjennom disse studiene har vi funnet mange miljøer der vår generelle tilnærmingen fungerer godt, og noen som ikke gjør det. Målingen av denitrifikasjon er blitt utført i mange forskjellige land og i akvatiske miljøer fordi denne prosessen representerer en tast tap av nitrogen til økosystemer. Mange metoder har blitt brukt til å lage denitrifikasjons målinger, noen direkte og noen indirekte 15. Direkte N 2 magnetfelt-målinger er svært vanskelig på grunn av det høye innhold atmosfærisk N 2, og etterfølgende høye konsentrasjoner oppløst i vann 16. To tilnærminger har dukket opp som har den beste fremstillingen av miljørelevante priser: isotopen sammenkobling med N isotoper 17 og N 2: Ar-forholdet som brukes i vårt laboratorium. Isotopen sammenkobling metoden har vært brukt med hell i mange miljøer og har meget høy følsomhet ved lave priser. Vi benytter N2: Ar-forhold tilnærmingen på grunn av sin enkelhet, og fordi det er tilstrekkelig følsom i påvirket miljøer vi ofte studere.
I denne artikkelen beskriver vi den tekniske tilnærmingen vi har brukt de siste to tiår for å gjøre målinger av sedimentet-vann utveksling av gasser og oppløste stoffer. Eventuelle målinger av sediment-vann utveksling må ta hensyn til feltforhold og en rekke eksperimentelle parametere. Disse faktorene omfatter temperatur, lys / mørke forhold 18, miksing / fysisk flyt på sediment-vann-grensesnitt 19, løst oksygen 20, og andre faktorer som er sentrale elementer for å gjøre gode målinger. For eksempel, hvis kjerner er hentet fra områder som mottar belysning tilstrekkelig for veksten av mikroalger bunn, er det nødvendig å finne eksperimenter som omfatter både mørke og lys 21. Tilsvarende legger oksygenrikt liggende vann til anoksiske kjernerkopierer seg ikke feltforhold. Eksperimentell kabinett av noen del av akvatiske økosystemer kan føre til uunngåelige artefakter 22; er det viktig at de metoder som brukes i en sediment-vannutskifting måleprogrammet 1) å gjenkjenne de faktorene som styrer sediment-vannutskifting i hvert økosystem og 2) minimalisere gjenstander avledet fra eksperimentell manipulasjon.
Protocol
Merk: Samlingen av kjerner med uforstyrret sediment-vann-grensesnitt er viktig å lage gode eksperimentelle målinger av utveksling; svært forstyrret kjernene er sannsynlig å utveksle porevann oppløste stoffer med overliggende vann og har forbedret opptak av oksygen via oksidasjon av Fe (II) og reduserte svovelforbindelser. I denne artikkelen legger vi vekt på sedimentruge prosedyrer sedimenter med bare en overfladisk inkludering av sediment sampling teknikker og kjemiske analyser av løste stoffer og gasser. Før prøvetaking, eller basert på de første resultatene fastslå graden av replikasjon av de samlede prosjekt behov, statistisk design eller forventet mengde småskala romlig variabilitet. Duplikat kjerner er det minimum som brukes av mange studier og triplikater er nyttig for å tillate en bedre statistisk analyse.
1. Sediment Innsamling og håndtering
Merk: innsamling av sediment for utvekslingsforsøk blir utført ved anvendelse av 1) manuell innsetting av kjerner using dykkere eller på grunt vann eller våtmark, ved å vade, 2) pol prøvetaking ved hjelp av en aluminiumsstang med et manuelt lukket ventil for å beholde sedimenter, eller 3) boks kjerneboring.
- På hvert nettsted, registrere driftsstedet ved hjelp av GPS, bestemme bunnvann oksygen, temperatur og saltholdighet ved hjelp av en vannkvalitet sonde, og bestemme fotosyntetisk aktiv stråling (PAR) på overflaten og bunnen med et PAR sensor / meter.
- Senk vannkvalitet sonde til ~ 1 m over sedimentet og registrere bunnvann egenskaper (dybde, temperatur, oppløst oksygen, temperatur og saltholdighet / ledningsevne).
- Senke et PAR-sensor med en undervanns sonde til sediment-vann-grenseflaten ved hjelp av en senkende ramme. Sammenlign PAR avlesninger i nærheten av den sedimentoverflaten til PAR måling like under luft-vann-grenseflaten for å estimere dempningen lys under de omgivende lysforhold.
- Distribuer en boks corer over på siden av båten / skipet, senke det sakte for å minimere forstyrrelserved gjennomtrengning av sedimentet. Undersøk kjerneboksen for synlig forstyrrelse eller overdreven resuspensjon.
- For en boks corer, setter kjerne rør ned i sedimentene, og bruke en butylpropp å dekke toppen av kjernen. For flux eksperimenter, mens det ideelle sedimentet / vannbalanse inne i kjernen er 15 cm vann og 15 cm av sediment, i grov eller sterkt sammenpressede sedimenter oppsamlings mindre sedimentdybde er et akseptabelt resultat. Hvis priser av oksygenmangel er overdreven, forskyve balansen mot mer vannsøyle høyde.
- Vanligvis bruker 6,35 cm indre diameter kjerner for dypvanns studier og for sedimenter med bunnlevende mikroalger eller store dyrepopulasjoner, bruke 10 cm ID kjerner. Den viktigste begrensning på kjernestørrelse er evnen til cap bunnen av kjernen.
- Cap bunnen med en akryl bunnplate som har en innebygd O-ring. Gjenta denne prosessen til tilstrekkelige replikater er samlet. Med stangen corer, første plass akryl bunnplaten i kjernen liner, fjern kjernen fra corer, og legger stopperen.
- Plasser kjerner i en høy isolert vannkjøler som er oversvømmet med ambient vann fra området; Dette bidrar til å holde in situ temperaturer. Sørg for at kjøleren fortsatt oppreist. Kast kjerner som forstyrret under transport.
- Pumpe bunnvann tatt i nærheten sedimentoverflaten inn i 20 L glassballonger for anvendelse i eksperimentene. Bruk en membranpumpe med 10-20 l / min kapasitet eller høy hastighet peristaltisk pumpe.
- På grunt stratifisert vann, fylle carboy med "dunking" den i vannet. Filtrering av bunnvannet ved hjelp av en høy kapasitet inline patronfilter kan være nyttig på steder med høy forekomst av vannsøylen oksygenopptak eller fotosyntese (i lys), noe som minsker korreksjon fra vannsøylen bare kontroll kjerner.
- Transportere kjernene så raskt som mulig for å inkubasjonen innretningen. I tilfelle av utvidede transport, aerobic kjerner kan bli anoksisk og kunstige bobler eller sirkulasjon er nødvendig.
2. Første konfigurering
- Ved inkubasjon anlegget, plassere kjerner i en inkubasjon karet enten i et miljø med kontrollert temperatur, eller i en dobbeltvegget inkubator med temperaturkontroll via et varme- / kjølesirkulasjonspumpe. Still temperaturen til bunnvanntemperaturer målt i 1.1.1.
- Legg bunnvann til inkubatoren, helt senke sedimentkjerner. Også legge vann til 5 L ballonger med stussene som vil bli brukt til å dispensere erstatning vann.
- Legg til en vann-bare kjerne (uten sediment) til inkubatoren. Bruken av vannsøyle emnene er viktig i de fleste omgivelser for å kompensere for eventuelle vannsøyle prosesser som påvirker gasser og oppløste stoffer. For måling av denitrifikasjon, kan disse emnene reflektere ikke bare vannkolonneprosesser, men utveksling av gasser med akryl veggene i kjernen.
- Boble kjerner wed luft i minst to timer for å sikre termisk likevekt og full oksygenering av overliggende vann. De kan holdes over natten og tid kurs initiert neste morgen. Lengre pre-inkubasjonsperioder har ikke blitt evaluert for effekt.
- For lufting, bruke en liten "T" bobleren som består av ½ "PVC-rør med en treveis kopler; en 1/8" rør inn til bunnen av T resulterer i medrivning av vann oppover under bobling og sørger ikke bare for oksygenering, men sirkulasjon av vann i kjernen med vann i inkubasjonen karet.
3. Sediment-vann Inkubasjon Prosedyrer
- Etter å ha sjekket temperaturen å sikre at det samsvarer med feltforhold, fest spinning topper til toppen av kjernene. På dette punktet, forsegle kjernen fra tanken vann. La prøvetagningsventilen på kjernen åpen under denne prosessen. Manuelt feie eventuelle luftbobler forsiktig fra undersiden av spinning toppen.
- Elevere erstatning vann carboy ~ 30-40 cm høyere enn toppen av ruge kjerner og avløp linjene nedover for å fjerne eventuell luft i linjen. Mens han fortsatt flyter, feste linjene til kjernen topper og lukker ventilene.
- Slå på den sentrale dreieskiven omrøring og justere rotasjonshastigheten, slik at kjernene rotere ~ 40 ganger per minutt, eller med en hastighet som er tilstrekkelig til å blande vannsøylen, men ikke suspen sedimentet.
- Omtrent fem minutter etter at alle kjernene er forseglet, åpner erstatning for vannventilen og prøveventilen, og deretter legge ved en kort slange til prøven ventilen med en Luer montering. Plasser denne prøvetakingsrøret i bunnen av en 7 ml glassrør, som er fylt til randen. Før capping røret, tilsett 10 ul av 30 g L -1 HgCl 2 som et konserveringsmiddel.
- Lagre disse prøvene under vann ved temperaturer nær inkubasjonstemperaturen. Andre laboratorier har med hell brukt 12 ml "Exetainers" for sample lagring.
- For oppløst stoff prøvetaking, feste en 20 ml sprøyte fat til prøveventilen og åpne erstatning for vannventil. Sprøyten fylles før full kun ved hjelp av tyngdekraften. Fest et stempel og et filter disk, og deretter filtrere prøvene på ampuller. Disse prøvene for næringsstoffer analyse fryses ved -20 ° C inntil analyse.
Merk: Tidsforløpet av prøvetaking i mørket innebærer vanligvis 4 prøvetaking perioder med intervallene mellom prøvetaking fra 0,5 til> 2 timer, avhengig av graden av oksygenopptak. Med lave priser av oksygenopptak, tidsintervallene er lange; i sedimenter med høy forekomst av åndedrett, intervaller må være kort. Overdrevet høye volumer av prøve som er tatt ved hvert prøvepunkt, kan føre til prøvetaking for stor andel av hele prøvevolumet; i vårt arbeid disse prøvevolumer resulterer i en ubetydelig korreksjon. Dersom den er større volum av prøven er nødvendig, med større diameter kjerner eller en øket vannsøylehøydenkan være nødvendig. - Ikke gå videre med en gang løpet av prøvetaking under en terskel på 50% oksygenmangel, med oksygen nedbryting av 25% vanligvis gi tilstrekkelig signal i næringskonsentrasjoner. Her bruker kalibrert optodes for direkte analyse av oksygenkonsentrasjon og oksygenmetning.
- Dersom sedimentene er fra grunne, opplyste miljøer, ved 4 th prøvetaking, slå på lysene og ta 3 påfølgende prøver. Merk at i sterkt fotosyntetiske sedimenter, overmetning av O 2 og bobledannelse begrenser måling av gass flukser i noen tilfeller. Den kontinuerlige overvåkning av oksygen er en stadig mer levedyktig og verdifullt alternativ, med fiberoptisk måleteknikk som har forholdsvis små prober som er svært pålitelig og nøyaktig.
- Ved avslutningen av de sediment inkubasjoner, enten måle høyden av vannsøylen eller siphon vannsøylen i en gradert sylinder for å direkte determIne vannvolumet, og ta bilder av hver kjerne.
4. Sample Analysis
- Pumpeprøver for analyse av N 2, O 2, og Ar inn i en membran fjord massespektrometer, og bestemme forholdene mellom N2: Ar og O 2: Ar til <0,03% nøyaktighet 12,23.
- Par en kvadrupol massespektrometer til en membran innløp. Skyv prøven inn i membranrøret ved hjelp av en peristaltisk pumpe. Samle prøven avfall i en plast carboy og behandles som kjemisk avfall på grunn av Hg konserveringsmiddel. Kalibrer med avionisert vann til likevekt med luft ved temperaturen for inkubering.
- Utfør næringsanalyser manuelt på ≤ 5 ml prøver eller på mindre volumer ved hjelp av automatiserte analysatorer. Ved prøve tining, analyser start umiddelbart. Valget av næringsanalyseprosess må gi en nøyaktighet som er tilstrekkelig til å observere forandringer i nærings konsentrasjon under inkubering. typisk deteksjonGrensene er <0,05 umol L -1 og tidsforløp trender kan være vanskelig å observere under begge ekstremt lave og meget høye næringskonsentrasjoner.
- For kolorimetriske analyser av løselig reaktivt fosfor, bruker askorbinsyre fosfomolybdatkompleks teknikk. For ammonium analysene benytte en over natten fargefremkalling ved hjelp av en fenol-hypokloritt-reagens 24. Automatisert kolorimetriske analyser, enten ved hjelp av segmentert flow eller en diskret analysator, er et flott alternativ og utnytte lavere prøvevolum.
- For analyser av nitrat pluss nitritt, utnytte natten farge utvikling ved hjelp av vanadium klorid som reduksjons 25, eller bruke en automatisert analysator
- Sammenligne absorpsjoner bestemmes på et UV / VIS spektrofotometer til standardkurver og bestemme konsentrasjoner fra en regresjon av standarder konsentrasjoner og absorbansen.
5. Beregning av Sediment-vann valutakurser
- Regress konsentrasjonen av gass eller næringsstoff som funksjon av tiden uavhengig for både mørke og lysende inkubasjoner, med skråningen uttrykt som umol L -1 t -1. Korriger bakken av ruge kjerner for skråningen av vannsøylen beskyttet kjerner. Bruk kun signifikante regresjoner (p <0,05) for beregninger; identifisere ikke-signifikante data i sluttdata regneark.
- Beregn sediment-vann kurser fra helningen av endringen av kjemiske bestanddeler konsentrasjoner i det overliggende vann:
Hvor F er den fluks (umol m -2 -1 time), er A C / At helningen på konsentrasjonsendring i et overliggende vann (umol L -1 t-1), V er volumet av det overliggende vann (L) og A er arealet av den inkuberte kjernen (m-2) .For å estimere den daglige fluks, multiplisere den belyste grad etter timer lysog legge til den mørke sats multiplisert med at mørket.
6. Rapportering
- Ved rapportering av resultater fra sediment-vannutskifting målinger, gir tilstrekkelig informasjon for andre forskere å forstå miljøet som har blitt samplet. Essensiell informasjon omfatter: 1) andre sted og vanndybden, 2) fysikalske egenskaper som for eksempel felt og inkubasjonstemperaturen, og PAR, 3) bunnvann egenskaper som for eksempel oksygen, næringskonsentrasjoner og saltholdighet, og 4) sediment egenskaper som for eksempel kornstørrelse, organisk materiale konsentrasjoner, og tilstedeværelsen av bunndyr.
Representative Results
Resultater fra sediment flux målinger nær akvakulturanlegg på Choptank River (Chesapeake Bay, MD) er vist i figur 1 og tolkningen av disse resultatene i et økosystem sammenheng presenteres andre steder 26. Inkuberingene ble utført i løpet av 7 timer med mørke inkuberinger fulgt av lysende inkubasjoner data. Data fra to kjerner er vist, så vel som vannsøylen bare kontrollere. Den raske reduksjon av oksygen i mørket ble svekket noe ved belysning; foto frekvensen av mikroalge produksjonen var ikke så høy som åndedrett, med den viktigste effekten av belysning være en redusert hastighet av endring av oksygen. Kontrollen kjerne erfarne små reduksjoner i oksygenkonsentrasjonen i de mørke og små økninger i lyset.
De N 2-konsentrasjoner ble bestemt ved N2: Ar-forholdet og denberegnede Ar metning litteraturverdier for den observerte temperatur og saltholdighet 27. Ved en typisk nøyaktighet på 0,02% for N2: Ar-forhold, disse dataene er nøyaktig til ~ 0,1 umol L -1 N2. Sedimentkjernene og vannsøyle tomme kjerner hadde økning i N 2 over tid, med mye høyere forekomst av økningen for kjernene. Under belysning, bakkene var generelt lik den mørke frekvensen av N2 endring.
Fluks av oppløst NH 4 + var ganske høy på dette området, med mørk økning på> 20 mikromol L -1 for én kjerne. Opplyst NH 4 + flukser var mye lavere. Begge kjernene og vannsøylen blank hadde redusere NO x - konsentrasjon over tid, flate ut i løpet av belysning. For alle de flukser, er konsentrasjonsdata og data for kjernevolum og andre relevante parametre er vist i
Figur 1. Tid kursdata fra et grunt vann område i Choptank elven som var dekket med flottører som inneholder dyrkede østers. Dataene er fra replikere kjerner (A og B) og data fra en vannsøyle blank vises. Konsentrasjoner av oksygen N2, NH4 + og NO x - (summen av NO 3 - og NO 2 - presenteres for både den mørke del av inkubasjonen (skravert område) og for den opplyste del av inkubasjonstiden Den fjerde tiden. poenget med den mørke inkubasjon er også første gang poenget med det opplyste tidsserier, lysene ble slått på ved tidspunktet for prøvetaking linjene er lineære regresjoner og bakkene er presentert i tabell 1..98 / 54098fig1large.jpg "target =" _ blank "> Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
| Oksygen - Mørk | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll | |||||
| 0 | 235,1 | 221,7 | 235,2 | ||||||
| 1.3 | 204,3 | 170,6 | 235,3 | ||||||
| 2,32 | 162,7 | 138,9 | 232 | ||||||
| 3,97 | 145,3 | 77.9 | 222,2 | ||||||
| R2 | 0,943 | 0,999 | 0,836 | ||||||
| Slope (mikromol L -1 time -1) | -23,5 | -35,9 | -3,4 | ||||||
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | -20,1 | -32,5 | |||||||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | -3095 | -4875 | |||||||
| Oksygen - Lys | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll | |||||
| 3,97 | 145,3 | 77.9 | 222,2 | ||||||
| 4,88 | 133,5 | 68.8 | 224,3 | ||||||
| 5,88 | 122,8 | 40.3 | 221,6 | ||||||
| 6,88 | 116 | 49.2 | 230,5 | ||||||
| R2 | 0,981 | 0,999 | 0,994 | ||||||
| Slope (mikromol L -1 time -1) | -10,1 | -9,8 | 2.9 | ||||||
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | -1. 3 | -12,7 | |||||||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | -2000 | -1905 | |||||||
| N 2 - Dark | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll | |||||
| 0 | 466,46 | 466,40 | 466,62 | ||||||
| 1.3 | 466,74 | 467,49 | 466,11 | ||||||
| 2,32 | 467,55 | 468,18 | 466,74 | ||||||
| 3,97 | 468,24 | 468,98 | 467,12 | ||||||
| R2 | 0,963 | 0,98 | 0,854 | ||||||
| Slope N 2 (mikromol L -1 time -1) | 0,471 | 0,645 | 0,12 | ||||||
| Korrigert Slope N 2 (mikromol L -1 time -1) | 0,351 | 0,525 | |||||||
| Rate N 2 N (mikromol m -2 timer -1) | 108,1 | 157.5 | |||||||
| N 2 - Lys | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll | |||||
| 3,97 | 468,24 | 468,98 | 467,12 | ||||||
| 4,88 | 468,84 | 469,21 | 467,26 | ||||||
| 5,88 | 469,39 | 469,71 | 467,47 | ||||||
| 6,88 | 469,62 | 470,04 | 467,41 | ||||||
| R2 | 0,96 | 0,987 | 0,967 | ||||||
| Slope N 2 (mikromol L -1 time -1) | 0,481 | 0,378 | 0,096 | ||||||
| Korrigert Slope N 2 (mikromol L -1 time -1) | 0,386 | 0,282 | |||||||
| Rate N 2 N (mikromol m -2 timer -1) | 118,9 | 84,6 | |||||||
| Kjerneoverflate (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | Kjerne Volum (L) | 0,4874 | 0,4747 |
. Tabell 1. Tid kursdata for O 2 og N 2 fra sedimenter under østers oppdretts flyter i Choptank River, en subestuary av Chesapeake Bay De gasskonsentrasjoner er utledet fra O 2: Ar og N 2: Ar forhold bestemmes via membran innløp massespektrometri. Tidsforløpet regresjon R 2 verdier har betydning for verdier> 0,9025 (P <0,05). Skråninger bestemmes ved lineær regresjon og korrigert bakkene er bestemt ved å trekke frekvensen av endring av vannsøylen bare blank. Positive priser er netto fluks ut av sedimentet, negative priser indikere forandring i sedimentet. De N 2 flux data er uttrykt som N-2-N, slik at selRison til NH 4 + og NO x - belegg enklere. Dette nettstedet hadde sedimenter primært bestående av silt og leire med fullt aerobe vannsøyle forhold. Arealet av kjernene var 31,65 cm -2 og vannsøylen dybder var 15,4 cm for kjerne A og 15,0 for kjerne B. Alle konsentrasjoner av N2 og O2 er umol L -1. Den endelige prisen for N2 fluks er uttrykt i N 2-N.
| NH 4 + - Mørk | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll |
| 0 | 10,84 | 14.09 | 6,91 | |
| 1.3 | 16.19 | 20.26 | 5,83 | |
| 2,32 | 17.07 | 24.93 | 5,42 | |
| 3,97 | 22.83 | 35.43 | 4,67 | |
| R2 | 0,968 | 0,993 | 0,853 | |
| Slope (mikromol L -1 time -1) | 2,88 | 5,36 | -0,53 | |
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | 3,41 | 5,89 | ||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | 525 | 884 | ||
| NH 4 + - Lys | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll |
| 3,97 | 22.83 35.43 | 4,67 | ||
| 4,88 | 24.05 | 36.45 | 4.13 | |
| 5,88 | 25.00 | 37.60 | 3,79 | |
| 6,88 | 26.96 | |||
| R2 | 0,978 | 1 | 0,966 | |
| Slope (mikromol L -1 time -1) | 1,37 | 1.13 | -0,55 | |
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | 1.92 | 1,68 | ||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | 296 | 252 | ||
| NO x - - Mørk | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll |
| 0 | 4.12 | 4,01 | 4,53 | |
| 1.3 | 3,82 | 3,58 | 4,43 | |
| 2,32 | 3,70 | 3,25 | 4,28 | |
| 3,97 | 3,19 | 2,64 | 4.19 | |
| R2 | 0,976 | 0,992 | 0,967 | |
| Slope (mikromol L -1 time -1) | -0,229 | -0,345 | -0,089 | |
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | -0,14 | -0,256 | ||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | -21,6 | -38,4 | ||
| NO x - - Lys | Tid (t) | kjerne~~POS=TRUNC A | kjerne~~POS=TRUNC B | Kontroll |
| 3,97 | 3,19 | 2,64 | 4.19 | |
| 4,88 | 3,06 | 2,59 | 4,06 | |
| 5,88 | 3.18 | 2,41 | 4,02 | |
| 6,88 | 2,95 | 2,35 | 4.2 | |
| R2 | 0,934 | 0.909 | 0.9 | |
| Slope (mikromol L -1 time -1) | -0,078 | -0,103 | 0 | |
| Korrigert Slope (mikromol L -1 time -1) | -0,078 | -0,103 | ||
| Rate (mikromol m -2 timer -1) | -12 | -15,5 | ||
| Kjerneoverflate (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | ||
| Kjerne Volum (L) | 0,4874 | 0,4747 |
Tabell 2. Tid kursdata for NH4 + og NO x - fra de samme sedimentkjerner som benyttes for tabell 1. Tidsforløpet regresjon R 2 verdier er av betydning for verdier> 0,9025 (P <0,05). Skråninger bestemmes ved lineær regresjon og korrigert bakkene er bestemt ved å trekke frekvensen av endring av vannsøylen bare blank. Positive priser er netto fluksut av sedimentet, negative prisene indikere fluks inn i sedimentet. Alle konsentrasjoner for NH 4 + og NO 2 - er umol L -1.
Discussion
Teknikken er beskrevet her har blitt brukt til mange typer akvatiske systemer, både grunne og dype, og vi har funnet det til å fungere godt i de fleste tilfeller. Denne tilnærmingen ble tilpasset fra fremgangsmåter som brukes ved kolleger, og presentert i litteraturen; det er optimalisert for måling av denitrifikasjon via membran innløp massespektrometri. En av fordelene med denne tilnærmingen er evnen til å håndtere et stort antall kjerner samtidig. Replikere hvert område med dupliserte eller tredoble kjernene øker tilliten til målinger, men en alternativ tilnærming er å maksimere områder med mindre replikering, under disse omstendigheter gjennomsnittsverdien for en miljømessig segment kan være mer representative for variasjonen i naturen. For å belyse sesong forskjeller, kan en måling tidsserier på et færre antall nettsider være en nyttig strategi.
I denne protokollen, er det flere viktige trinn. Paramount til å gjøre sVellykket målinger er samlingen av kjerner med intakt sediment-vann-grenseflaten. Selv avviser kjerner som ikke oppfyller dette kriteriet i feltet kan være slitsomt, vil fattige kjerner føre til dårlig nøyaktighet og presisjon. Holde aerobic kjerner luftet og nær den opprinnelige samlingen temperatur vil redusere artefakter og opprettholde sunne, intakte mikrobielle og metazo populasjoner. Til slutt, for O-2 og N 2 prøver, er tilsetningen av kvikksølvklorid konserveringsmiddel kritisk. Vi har observert at feil bevaring av gassprøver, inkludert overdreven oppvarming og kjøling av hetteglass, kan kompromittere disse flux målinger. Andre laboratorier har nå ansatt 7,0 M ZnCl2 som en mindre giftig konserveringsmiddel som har lavere avfallskostnader; for en 7 ml prøve en 30 mL tillegg er hensiktsmessig.
Den nøyaktige og nøyaktig analyse av forholdet mellom N2 og Ar er nøkkelen til bestemmelse av N-2- 2: Ar forholdene endrer seg som en funksjon av oksygenkonsentrasjon fører noen etterforskere for å argumentere for oksygenfjerning før analyse, vanligvis ved hjelp av oppvarmet kobber 28. Instrumenteringen anvendt i vårt laboratorium ble anvendt for å bestemme virkningen av oksygen på N 2: Ar-forhold 23 og effekten ble funnet å være meget liten, <0,03% for beskjedne oksygenmangel. Vises forskjeller i tilnærming til vurderingen av oksygen "effect" å føre til ulike konklusjoner av forskjellige etterforskere 23,28,29. En stor oksygen effekt på N 2: Ar forholdstall ville føre til feilaktig høy forekomst av N 2 N utstrømming; i vår erfaring, vi har mange observasjoner av ubetydelig N 2 N efflux under høyt frekvensen av oksygenmangel. I laboratorier hvor oksygen effekt på N-2: Ar-forhold vises stor, er et nyttig alternativ til uavhengig måling av oksygenkonsentrasjonen ved hjelp av elektroder eller optodes og oksygenfjerning fra massespektrometrisk analyse ved hjelp av inline oppvarmet Cu.
Feilsøking denne teknikken er mulig bare ved undersøkelse av sediment flux data. Viktige faktorer å vurdere når regresjoner er fattige om røring var kontinuerlig, prøver ble samlet inn og bevart riktig, og om tiden kurs var for kort til å tillate estimering av lave priser. Lengden av eksperimenter vanligvis er bestemt av oksygen tidsforløpet, med lave priser for metabolisme krever lengre inkubasjoner for å øke signal til støyforhold innleiret i tidsforløps regresjoner. Høy forekomst av oksygen produksjon som gir O 2 bobler gjøre karbonflux vanskelig, men oppløste flukser kan være upåvirket.
Det er nødvendig å forstå begrensningene ved denne tilnærmingen. De små kjerner dekker 0,3% av en kvadratmeter og større kjerner dekker 0,6%. I områder med betydelig heterogenitet på måleren skala, heterogene distribusjoner av animals eller planter kan tyde på at en eller to kjerner ikke kan være tilstrekkelig representasjon. Det er også noen miljøer som presenterer måle vanskeligheter. For måling av denitrifikasjon, kan tilstedeværelsen av metan eller oksygenbobler oppheve teknikken, med N2: Ar-forhold som påvirkes av differensial inkorporering av gasser inn i boblene. I sedimentet kolonisert av fastsittende mikroalger, dannelsen av oksygen bobler resulterer i en foretrukket stripping av N-2 i forhold til Ar, og reduksjon i N2: Ar-forhold. Generelt kan vi ikke måle denitrifikasjon på det punktet der det dannes bobler. Anaerobe miljøer ulike utfordringer, og lufting av kjerner endrer redoks dynamikken i sediment-vann-grensesnitt. Vi forsegle kjerner med røre topper umiddelbart etter innsamling og starte flukser uten å erstatte vannsøylen helt 30. Våre eksperimenter med opplyste sedimenter vanligvis har mette eller nesten saturating nivåer av belysning 31, og dermed maksimere effekten av bunnlevende mikroalger.
Sediment-vann-utvekslings målingene er et mål på netto strøm av materiale tvers av sediment-vann-grenseflaten. Men disse målingene alene ofte ikke kan identifisere de mekanismene som styrer disse grense børser. Hvis problemstillingen innebærer å forstå mekanismene, annen informasjon om organisk materiale reaktivitet, terminal elektron akseptor soneinndelingene, bioirrigation og Bioturbasjon og fotosyntetiske organismer kan være nødvendig. Modellering innsats 7 kan kreve fastsettelse av porevann kjemi, direkte tiltak av organisk materiale reaktivitet 32, telling av dyrepopulasjoner, sediment bio-vanning, sediment Tilveksten eller eksperimentelle manipulasjoner av redox eller overliggende vannkjemi 13. I våre studier, er god sediment-vannutskiftning data en viktig del av å forstå kjemien av akvatiske sedimenter,og i forbindelse med andre målinger, identifiserer rollen av sedimentgjenvinningsprosesser i akvatiske kretsløp.
Med forsiktighet med hensyn sediment håndtering, temperaturkontroll og vannsøylen blanding, kjerne inkubasjoner er en nyttig metode til estimering av utvekslingen av oppløste stoffer og gasser i sediment-vann-grenseflaten. Imidlertid kan de teknikkene som brukes her trenger endring for noen miljøer og for vanskelig logistikk, for eksempel lengre tidsperioder før inkubasjon. Så langt har vi lykkes brukt denne inkubasjon tilnærming til estuarine, kyst, våtmark, innsjøen reservoar, elv og oppbevaring dam miljøer med minimal endring.
Disclosures
Forfatterne har ikke noe å avsløre.
Acknowledgments
Forfatterne utviklet denne tilnærmingen ved hjelp av våre observasjoner av arbeid utført av Walter Boynton og Pete Sampou og samarbeidende arbeid på denitrifikasjon med Todd Kana ved University of Maryland senter for Environmental Science. Utvikling av våre denitrifikasjons tilnærminger ville ikke vært mulig uten støtte fra Maryland Sea Grant Program og National Science Foundation. De representative data som brukes her ble samlet inn med finansiering fra Maryland Sea Grant (R / AQ-5c) og skrive innsats ble støttet av Maryland Sea Grant (R / SV-2), NOAA Chesapeake Bay kontor (NA13NMF4570210), Oyster Recovery Samarbeid , National Science Foundation (OCE1427019), Exelon Corporation, og Maryland Miljøtjeneste / Maryland Port Administration.
Materials
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| Multiparameter sonde - temperature, oxygen, salinity | YSI | " | Any high quality equipment will suffice |
| PAR Measurement | Li-Cor | 6050000 | |
| Pole corer | Built by machine shop | ||
| Box corer | DK-Denmark | HAPS Corer | We also use light box coring equipment |
| Small core tubes with O-ring fitted bottom, 3' OD, 2.5' ID. | various plastics companies | Clear acrylic | |
| Medium core tubes with O-ring, 4.5" OD, 4" ID | various plastics companies | Clear acrylic | |
| Butyl stopper size 13.5 | generic | ||
| Stirring turntable | Built by machine shop | ||
| Incubation tub | Built by machine shop | ||
| Replacement water carboy | Nalgene | 2320-0050 | |
| 7 ml glass stoppered tube | Chemglass | not on inventory | "Exetainers" used by other labs |
| 20 ml plastic syringe | generic | ||
| Syringe filters | |||
| Plastic tubing | Tygon | ACF00004-CP | |
| Compact Fluorescent Lights | Apollo Horticulture | CFL 8U 250W |
References
- Einsele, W. Ueber die Beziehungen des Eisenkreislaufes zum Phosphatkreislauf im Eutrophen See. Arch.Hydrobiol. 29, 664-686 (1936).
- Mortimer, C. H. The exchange of dissolved substances between mud and lake water. J Ecol. 29, 280-329 (1941).
- Cowan, J. L. W., Boynton, W. R. Sediment-water oxygen and nutrient exchanges along the longitudinal axis of Chesapeake Bay: Seasonal patterns, controlling factors and ecological significance. Estuaries. 19, 562-580 (1996).
- Fisher, T. R., Carlson, P. R., Barber, R. T. Sediment nutrient regeneration in three North Carolina estuaries. Estuar. Coast. Shelf S.e. 14, 101-116 (1982).
- McGlathery, K. J., Sundback, K., Anderson, I. C. Eutrophication in shallow coastal bays and lagoons: the role of plants in the coastal filter. Mar. Ecol-Prog Ser. 348, 1-18 (2007).
- Eyre, B. D., Ferguson, A. J. P. Comparison of carbon production and decomposition, benthic nutrient fluxes and denitrification in seagrass, phytoplankton, benthic microalgae- and macroalgae-dominated warm-temperate Australian lagoons. Mar. Ecol-Prog Ser. 229, 43-59 (2002).
- DiToro, D. M. Sediment Flux Modeling. , Wiley-Interscience. (2001).
- Testa, J. M., et al. Sediment flux modeling: Simulating nitrogen, phosphorus, and silica cycles. Estuar. Coast. Shelf S. 131, 245-263 (2013).
- Kana, T. M., Cornwell, J. C., Zhong, L. J. Determination of denitrification in the Chesapeake Bay from measurements of N-2 accumulation in bottom water. Estuar. Coasts. 29, 222-231 (2006).
- Hammond, D. E., Cummins, K. M., McManus, J., Berelson, W. M., Smith, G., Spagnoli, F. Methods for measuring benthic nutrient flux on the California Margin: Comparing shipboard core incubations to in situ lander results. Limnol. Oceanog Methods. 2, 146-159 (2004).
- Miller-Way, T., Boland, G. S., Rowe, G. T., Twilley, R. R. Sediment oxygen consumption and benthic nutrient fluxes on the Louisiana continental shelf: a methodological comparison. Estuaries. 17, 809-815 (1994).
- Kana, T. M., et al. Membrane inlet mass spectrometer for rapid high-precision determination of N2, O2, and Ar in environmental water samples. Anal. Chem. 66, 4166-4170 (1994).
- Gao, Y., Cornwell, J. C., Stoecker, D. K., Owens, M. S. Influence of cyanobacteria blooms on sediment biogeochemistry and nutrient fluxes. Limnol. Oceanogr. 59, 959-971 (2014).
- Hopfensperger, K. N., Kaushal, S. S., Findlay, S. E. G., Cornwell, J. C. Influence of Plant Communities on Denitrification in a Tidal Freshwater Marsh of the Potomac River, United States. J. Environ. Qual. 38, 618-626 (2009).
- Cornwell, J. C., Kemp, W. M., Kana, T. M. Denitrification in coastal ecosystems: environmental controls and aspects of spatial and temporal scale. Aquat. Ecol. 33, 41-54 (1999).
- LaMontagne, M. G., Valiela, I. Denitrification measured by a direct N2 flux method in sediments of Waquoit Bay, MA. Biogeochemistry. 31, 63-83 (1995).
- Nielsen, L. P. Denitrification in sediment determined from nitrogen isotope pairing. FEMS Microbiol Ecol. 86, 357-362 (1992).
- Ferguson, A. J. P., Eyre, B. D., Gay, J. M. Organic matter and benthic metabolism in euphotic sediments along shallow sub-tropical estuaries, northern New South Wales, Australia. Aq. Microb. Ecol. 33, 137-154 (2003).
- Coley, T. L. The effect of flow on the fluxes of oxygen, dinitrogen gas, nitrate and ammonium in diffusively controlled sediments using stirred experimental chambers. , MEES Program, University of Maryland. M.S. Thesis (2003).
- Owens, M. S. Nitrogen cycling and controls on denitrification in mesoahaline sediment of Chesapeake Bay. , MEES Program, University of Maryland. M.S. Thesis (2009).
- Sundback, K., Jonsson, B. Microphytobenthic productivity and biomass in sublittoral sediments of a stratified bay, southeastern Kattegat. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 122, 63-81 (1988).
- Petersen, J. E., Cornwell, J. C., Kemp, W. M. Implicit scaling in experimental enclosed aquatic ecosystems. Oikos. 85, 3-18 (1999).
- Kana, T. M., Weiss, D. L. Comment on "Comparison of isotope pairing and N-2 : Ar methods for measuring sediment denitrification" by B. D. Eyre, S. Rysgaard, T. Daisgaard, and P. Bondo Christensen. 2002. Estuaries 25: 1077-1087. Estuaries. 27, 173-176 (2004).
- Parsons, T. R., Maita, Y., Lalli, C. M. A Manual of Chemical and Biological Methods for Seawater Analysis. , Pergamon Press. (1984).
- Doane, T. A., Horwath, W. R. Spectrophotometric determination of nitrate with a single reagent. Analytical Letters. 36, 2713-2722 (2003).
- Testa, J. M., et al. Modeling the impact of floating oyster (Crassostrea virginica) aquaculture on sediment-water nutrient and oxygen fluxes. Aquac. Environ. Interact. 7, 205-222 (2015).
- Hamme, R. C., Emerson, S. R. The solubility of neon, nitrogen and argon in distilled water and seawater. Deep-Sea Res. Part I-Oceanogr. Res. Papers. 51, 1517-1528 (2004).
- Chong, L. S., Prokopenko, M. G., Berelson, W. M., Townsend-Small, A., McManus, J. Nitrogen cycling within suboxic and anoxic sediments from the continental margin of Western North America. Marine Chemistry. 128, 13-25 (2012).
- Eyre, B. D., Rysgaard, S., Dalsgaard, T., Christensen, P. B. Comparison of isotope pairing and N-2 : Ar methods for measuring sediment-denitrification-assumptions, modifications, and implications. Estuaries. 25, 1077-1087 (2002).
- Lee, D. Y., et al. The Effects of Oxygen Transition on Community Respiration and Potential Chemoautotrophic Production in a Seasonally Stratified Anoxic Estuary. Estuar.Coasts. 38, 104-117 (2015).
- MacIntyre, H. L., Geider, R. J., Miller, D. C. Microphytobenthos: The ecological role of the "secret garden" of unvegetated, shallow-water marine habitats .1. Distribution, abundance and primary production. Estuaries. 19, 186-201 (1996).
- Aller, R. C., Mackin, J. E. Open-incubation, diffusion methods for measuring solute reaction rates in sediments. J. Mar. Res. 47, 411-440 (1989).
