Introduction
Sediment är kritiska biogeokemiska komponenter i vattenekosystem och ofta är viktiga sänkor av näringsämnen och föroreningar. Banbrytande studier av näringsämnen, gas och övergångsmetall biogeokemi i lakustrina sediment avslöjade sediment utbyte av lösta ämnen och gaser med överliggande vatten som hade varierande redoxförhållanden 1,2. För näringsämnen, kan sediment vara en källa till fosfor och fasta kväve efter remineralisering av organiskt material, och ett handfat för syre i icke-fotosyntetiska miljöer 3,4. Fotosyntes nedsänkta makrofyter, makroalger och bentiska mikroalger kan ha stor påverkan på utbytet av lösta ämnen över sedimentvattengränsytan 5,6.
Mätningar av utbyte av lösta ämnen och gaser över sedimentvattengränsytan utförs för både grundforskning och tillämpad forskning ändamål, inklusive kalibrering av teknik och vetenskaplig water kvalitet modeller 7,8. Målet med dessa metoder, i största möjliga utsträckning, är att tillhandahålla tillförlitliga och korrekta sediment vatten växelkurser. Ett stort antal olika metoder har använts för att bedöma kemiskt utbyte vid sediment-vattengränsytan. Bottenvatten ansamling av gaser och lösta ämnen i skiktade system kan vara användbart 9, men är inte giltigt för utbyte sediment vatten över temperaturskikt eller pycnoclines. Eddy korrelation kräver höga mätningar av gaser, i allmänhet syre i kombination med mätning hög frekvens av vertikala vattenhastigheter frekvens; denna teknik har en enorm löfte men för närvarande kan inte lämna uppgifter för näringsutbytesstudier. In situ kupoler eller kammare är en mycket föredragen metod, med fördelen att täcka en större yta av sediment och upprätthålla in situ temperaturer, djup vattentryck och ljusnivåer 10. I praktiken är dessa mycket dyra mätningar som kräver omfattande tidpå större forskningsfartygen; de flesta applikationer är djupare kustområden eller havssediment. Kärn inkubation tekniker som använder flödet genom kammare som når steady state är utmärkt för att upprätthålla relativt konstant överliggande vattenkemi, inklusive syre, under inkubationer 11. Eftersom hastigheten bestäms vid steady state av koncentrationsskillnader mellan inströmmande och utströmmande vatten, och vatten växelkurser kan dessa inkubationer ta en avsevärd tid.
Tidsförloppet kärna inkubation metod som används av vårt laboratorium anpassades från metoder som används av ett antal olika laboratorier i Nordamerika och Europa, och det finns en avsevärd mängd litteratur utifrån denna allmänna strategi. Vi anpassade detta tillvägagångssätt för mätning av N2-flöden 12, ofta kallad denitrifikation, och har tillämpat den på fotosyntetiska och icke-foto sediment miljöer, inklusive estuaries 13, sjöar, dammar och våtmarker 14. Genom dessa studier har vi funnit många miljöer där vår övergripande strategi fungerar bra, och några där det inte. Mätningen av denitrifikation har utförts i många olika land- och vattenmiljöer, eftersom denna process utgör en viktig förlust av kväve till ekosystemen. Ett flertal metoder har använts för att göra denitrifikation mätningar, några direkta och några indirekt 15. Direkta N 2 fluxmätningar är mycket svårt på grund av det höga atmosfäriska innehållet N 2, och efterföljande höga koncentrationer upplösta i vatten 16. Två metoder har dykt upp som har den bästa representationen av miljö relevanta priser: isotop parning med användning av N isotop 17 och N2: Ar-förhållande som används i vårt laboratorium. Isotopen pairing metod har använts med framgång i många miljöer och har mycket hög känslighet vid låga priser. Vi anställa N2: Ar-förhållande strategi på grund av sin enkelhet, och eftersom det är tillräckligt känslig i de drabbade miljöer vi ofta studera.
I detta dokument beskriver vi den tekniska lösning som vi har använt under de senaste två decennierna för att göra mätning av sedimentvattenutbyte av gaser och lösta ämnen. Alla mätningar av sedimentvattenutbytet måste ta hänsyn till fältförhållanden och ett antal experimentella parametrar. Dessa faktorer inkluderar temperatur, ljus / mörker 18, blanda / fysiska flödet vid sediment-vatten-gränssnitt 19, upplöst syrehalter 20, och andra faktorer som är viktiga delar för att göra bra mätningar. Till exempel om kärnor samlas in från områden som får tillräcklig belysning för tillväxt av bentiska mikroalger, är det nödvändigt att utforma experiment som inkluderar både mörka och ljusförhållanden 21. På samma sätt, att tillsätta syreöverliggande vatten syrefria kärnorreplikeras inte fältförhållanden. Experimentell inneslutning av någon del av vattenekosystem kan leda till oundvikliga artefakter 22; Det är viktigt att de metoder som använts i en sedimentvattenomsättning mätprogrammet en) erkänna de faktorer som styr sedimentvattenutbytet i varje ekosystem och 2) minimera artefakter som härrör från experimentell manipulation.
Protocol
Obs: Insamlingen av kärnor med ostörda gränssnitt sediment vatten är viktigt att göra bra experimentella mätningar av utbyte; högt störda kärnor är sannolikt att utbyta porvatten lösta ämnen med överliggande vatten och har ökat upptag av syre via oxidationen av Fe (II) och reducerade svavelföreningar. I detta papper, vi betona sediment inkubation förfaranden för sediment med bara en flyktig införande av sedimentprovtagningsteknik och kemiska analyser av lösta ämnen och gaser. Före provtagning, eller baserat på de första resultaten, bestämma graden av replikering av det totala behovet projekt, statistisk uppläggning eller förväntade mängden småskalig rumslig variabilitet. Dubbletter kärnor är det minsta som används av många studier och tre exemplar är användbara för att tillåta en bättre statistisk analys.
1. Sediment Insamling och hantering
Obs: Insamlingen av sediment för utbytesexperiment utförs med hjälp av en) manuellt införande av kärnor USIng dykare eller i grunt vatten eller våtmark, genom att vada, 2) pol coring användning av en aluminiumstång med en manuellt stängd ventil för att behålla sediment, eller 3) box Coring.
- På varje plats, registrera platsen plats med hjälp av GPS, bestämma bottenvattnet syre, temperatur och salthalt med hjälp av en vattenkvalitet sond, och bestämma fotosyntetiskt aktiv strålning (PAR) vid ytan och botten med hjälp av en PAR sensor / meter.
- Sänk vattenkvaliteten sonden till ~ 1 m ovanför sedimentet och spela botten egenskaper vatten (djup, temperatur, löst syre, temperatur och salthalt / konduktivitet).
- Sänka en PAR sensor med en undervattens sond till sediment och vatten gränssnitt med en sänkning ram. Jämför PAR avläsningar nära sedimentytan till PAR avläsningar omedelbart under luftvattengränsytan för att uppskatta den ljusdämpningen under omgivningens ljusförhållanden.
- Distribuera en box corer över sidan av båten / fartyg, sänka det långsamt för att minimera störningarpå att tränga in i sedimentet. Undersök kärnlådan för synlig störning eller överdriven blandning.
- För en låda corer, sätt kärnrören in i sedimentet, och använda en butylpropp att täcka toppen av kärnan. För flödes experiment, medan den idealiska sediment / vattenbalansen i kärnan är 15 cm vatten och 15 cm sediment, i grov eller högkompakterade sediment samla mindre sediment djup är ett godtagbart resultat. Om andelen syrebrist är överdriven, förskjuta tyngdpunkten mot mer vattenpelare höjd.
- Vanligtvis använder 6,35 cm kärnor innerdiameter för djuphavsstudier och för sediment med bentiska mikroalger eller stora djurpopulationer, använder 10 cm ID kärnor. Huvud gräns för kärnans storlek är förmågan till lock botten av kärnan.
- Cap botten med en akrylbottenplatta som har en inbäddad O-ring. Upprepa denna process tills tillräckliga replikat samlas. Med stolpen corer, första plats akrylbottenplattan i kärnan liner, ta bort kärnan från kärnborren, och lägg proppen.
- Placera kärnor i en lång isolerad vattenkylare som är översvämmad med omgivande vatten från platsen; Detta bidrar till att upprätthålla i temperaturer situ. Se till att kylaren förblir upprätt. Kasta kärnor som störs under transporten.
- Pumpa bottenvatten tas nära sedimentytan i 20 L dunkar för användning i experimenten. Använd en membranpump med 10-20 l / min kapacitet eller en peristaltisk pump med hög hastighet.
- I grunt Icke-stratifierat vatten, fyll damejeanne med "dunking" det i vattnet. Filtrering av bottenvattnet med hjälp av en hög kapacitet inline patronfilter kan vara användbar på platser med hög vattenpelare syreupptagningsförmåga eller fotosyntes (i ljus), vilket minimerar korrigering från vattnet bara kontrollkärnor.
- Transportera kärnorna så snabbt som möjligt för att inkubationen anläggning. När det gäller förlängda transporter, AerAerob kärnor kan bli syrefritt och artificiell bubblande eller cirkulation är nödvändiga.
2. Grundinställn
- Vid inkubering anläggningen, placera kärnor i en inkubation badkar antingen i en miljö rum med kontrollerad temperatur eller i en dubbelväggig inkubator med temperaturkontroll via en värme / kyla cirkulator. Ställ in temperaturen på bottenvattentemperaturer mäts i 1.1.1.
- Lägg bottenvatten till inkubatorn, helt dränka sedimentkärnor. också lägga vatten till 5 L dunkar med tappar som kommer att användas för att fördela ersättnings vatten.
- Lägg till en vattenskyddad kärna (utan sediment) till inkubatorn. Användningen av vattenpelare ämnen är viktigt i de flesta miljöer för att kompensera för eventuella vattenpelaren processer som påverkar gaser och lösta ämnen. För mätning av denitrifikation, kan dessa ämnen speglar inte bara vattenpelare processer men utbyte av gaser med akryl väggarna i kärnan.
- Bubbla kärnor wte luft i minst två timmar för att säkerställa termisk jämvikt och full syresättning av överliggande vatten. De kan hållas under natten och tidsförlopp inledde nästa morgon. Längre pre-inkubationstid har inte utvärderats med avseende på effekt.
- För luftning, använd en liten "T" bubblare bestående av ½ "PVC-rör med en trevägs kopplare, en 1/8" slang in till botten av T resulterar i indragning av vatten uppåt under bubblande och garanterar inte bara syresättning, men cirkulation av vattnet i kärnan med vatten i inkubationen tub.
3. Sediment-vatten inkubation procedurer
- Efter kontroll av temperaturen så att den matchar fältförhållanden, bifoga spinning toppar till toppen på kärnorna. Vid denna punkt, försegla kärnan från tanken vatten. Lämnar provtagningsventilen på kärnan öppen under denna process. sopa manuellt eventuella luftbubblor försiktigt från undersidan av spinn toppen.
- elevata ersättningsvattendamejeanne ~ 30-40 cm högre än topparna av inkubation kärnor och dränera ledningarna nedåt för att eliminera all luft i ledningen. Medan fortfarande flyter, fästa ledningarna till kärn toppar och stänga ventilerna.
- Slå på den centrala omrörning skivspelare och justera rotationshastigheten så att kärnor rotera ~ 40 gånger per minut, eller vid en hastighet som är tillräcklig för att blanda vattenmassan men inte suspendera sedimentet.
- Cirka 5 minuter efter alla kärnor är förseglade, öppna ersättningsvattenventil och provventilen, och sedan bifoga en kort bit slang till provventilen med en luerkoppling. Placera denna provtagningsröret i botten av en 7 ml glasrör, som är fylld till bredden. Innan tak röret, tillsätt 10 pl 30 g L -1 HgCl2 som konserveringsmedel.
- Lagra dessa prover under vattnet vid temperaturer nära inkubationstemperaturen. Andra laboratorier har med framgång använt 12 ml "Exetainers" för sampel lagring.
- För lösta provtagning bifoga en 20 ml sprutan för provventilen och öppna ersättningsvattenventil. Sprutcylindern fylls tills full med enbart tyngdkraften. Fäst en kolv och en filterskiva, och sedan filtrera proverna i ampuller. Dessa prover för näringsämnesanalyser fryses vid -20 ° C fram till analys.
Obs: Tidsförloppet för provtagning i mörkret innebär normalt 4 samplingsperioder med intervallen mellan provtagning som sträcker sig från 0,5 till> 2 timmar, beroende på graden av syreupptagningen. Med låga syreupptagningen, tidsintervallen är långa; i sediment med höga hastigheter av andning, intervall måste vara kort. Alltför stora volymer av prov som tas vid varje provpunkt kan resultera i provtagnings alltför stor andel av hela provvolymen; i vårt arbete dessa provvolymer resulterar i en försumbar korrigering. Om det behövs större volym av provet, kärnor med större diameter eller en ökad vattenpelare höjdkan vara nödvändig. - Fortsätt inte med ett tidsförlopp för provtagning under en tröskel på 50% syrebrist, med syrgas uttömning av 25% vanligen ger tillräcklig signal i näringshalter. Här använder kalibrerade optodes för direkt analys av syrehalter och syremättnad.
- Om sedimenten är från grunda, belysta miljöer, på den 4: e provtagning slå på belysningen och ta 3 efterföljande prover. Notera att i hög grad fotosyntetiska sediment, begränsar övermättnad av O2 och bubbelbildning mätning av gasflöden i vissa fall. Den kontinuerliga övervakningen av syre är en allt mer lönsamt och värdefullt alternativ, med fiberoptisk mätteknik har relativt små sonder som är mycket tillförlitlig och exakt.
- Vid slutet av sediment inkubationer, antingen mäta höjden av vattenpelaren eller hävert vattenmassan i en graderad cylinder för att direkt determIne vattenvolymen och ta bilder av varje kärna.
4. Provanalys
- Pump prover för analys av N2, O2 och Ar i ett membran inloppet masspektrometer, och bestämma förhållandet mellan N2: Ar och O 2: Ar till <0,03% precision 12,23.
- Par en kvadrupol masspektrometer till en membraninlopp. Skjut in provet i membranslang med användning av en peristaltisk pump. Samla provet avfall i en plastdamejeanne och behandla som kemiskt avfall på grund av Hg konserveringsmedel. Kalibrera med avjoniserat vatten till jämvikt med luft vid temperaturen för inkubation.
- Utför näringsanalyser manuellt på ≤ 5 ml prov eller mindre volymer med automatiserade analysatorer. Vid prov upptining, analyserar start omedelbart. Valet av näringsämnen analysen måste ge en precision tillräcklig för att observera förändringar i näringskoncentrationen under inkubation. typiska detekteringsgränser är <0,05 fimol L -1 och tidsförlopps trender kan vara svårt att observera under både extremt låga och extremt höga halter av näringsämnen.
- För kolorimetriska analyser av löst reaktivt fosfor, använder askorbinsyra fosfomolybdat teknik. För ammonium analyser, utnyttjar en över natten färgutveckling med användning av ett fenol hypokloritreagens 24. Automatiserad kolorimetriska analyser, antingen med hjälp av segmenterat flöde eller en diskret analysator, är ett bra alternativ och utnyttja lägre provvolymen.
- För analyser av nitrat plus nitrit, utnyttja natten färgutveckling med hjälp av vanadinklorid som ett reduktionsmedel 25, eller använd en automatiserad analysator
- Jämför absorbanser fastställs på en UV / VIS-spektrofotometer med standardkurvor och bestämma koncentrationer från en regression av standardiserings koncentrationer och absorbanser.
5. Beräkning av sedimentvatten Valutakurser
- Tillbakagång koncentrationen av gas eller näringsämne i förhållande till tiden oberoende för både ljus och i mörker inkubationer, med lutningen uttryckt i jimol L -1 h -1. Rätta sluttningarna av inkubation kärnor för lutningen av vattenmassan endast kärnor. Använd endast signifikanta regressioner (P <0,05) för beräkningar; identifiera icke-signifikanta data i den slutliga data kalkylblad.
- Beräkna sediment-vatten växelkurser från lutningen av förändringen av kemiska beståndsdelar koncentrationer i det överliggande vatten:
Där F är flödet (^ mol m -2 hr -1), är AC / At lutningen på förändring av koncentrationen i överliggande vatten (xmol L -1 hr -1), V är volymen av det överliggande vatten (L) och A är arean av den inkuberade kärnan (m -2) .För att uppskatta den dagliga flödet, multiplicera den belysta takten med de timmars ljusoch lägg till den mörka ränta multiplicerat med dygnets mörka timmar.
6. rapportering
- Vid rapportering av resultat från valutamätningar sediment vatten, ge tillräcklig information för andra forskare att förstå miljön som har provtagits. Väsentlig information omfattar: 1) site plats och vattendjup, 2) fysikaliska egenskaper såsom fält och inkubationstemperaturen, och PAR, 3) bottenvattnet egenskaper såsom syre, närsalthalterna och salthalt, och 4) sediment egenskaper såsom kornstorlek, organiskt material koncentrationer, och närvaron av bottendjur.
Representative Results
Resultat från sediment flödesmätningar nära en vattenbruksanläggning på Choptank River (Chesapeake Bay, MD) visas i figur 1 och tolkningen av dessa resultat i ett ekosystem sammanhang presenteras på annan plats 26. De inkubationer utfördes under 7 timmar, med mörka inkubationer följt av belysta inkubation data. Data från två kärnor visas liksom vattenmassan endast kontrollera. Den snabba minskningen av syre i mörker försvagades något av belysning; fotosynteshastighet av alger produktion var inte så hög som andning, med den viktigaste effekten av belysning som är en minskad hastighet av förändring av syre. Styr kärna upplevde små minskningar i syrehalten i de mörka och små ökningar i ljuset.
N 2-koncentrationerna bestämdes genom N 2: Ar-förhållandet ochberäknade Ar mättnadslitteraturvärden för den observerade temperatur och salthalt 27. Vid en typisk noggrannhet på 0,02% för N 2: Ar-förhållande, dessa uppgifter är exakt till ~ 0,1 fimol L -1 N2. Sedimentkärnor och vattnet tomma kärnor hade ökningar i N2 över tiden, med mycket högre ökningstakt för kärnorna. Under belysning, backen var i allmänhet liknar den mörka takten N2 förändring.
Flöden av löst NH4 + var ganska höga på denna webbplats, med mörka ökning av> 20 pmol L -1 för en kärna. Belysta NH4 + flussmedel var mycket lägre. Båda kärnorna och vattnet tom hade minska NOx - koncentration över tiden, planar ut under belysning. För alla flöden är data koncentrations och uppgifter om kärnvolymen och andra relevanta parametrar som visas i
Figur 1. Tidskursdata från en grunt vatten plats i Choptank floden som var täckt med flöten som innehåller odlade ostron. Uppgifterna kommer från upprepade kärnor (A och B) och data från en vattenpelare tom visas. Koncentrationer av syre N 2, NH 4 + och NOx - (summan av NO 3 - och NO 2 - presenteras för både den mörka delen av inkubationen (skuggade området) och för den upplysta delen av inkubationen Fjärde gången. punkt av den mörka inkubation är också den första tidpunkten av den belysta tidsserierna, lamporna var påslagen vid tiden för provtagning linjerna är linjära regressioner och backar presenteras i tabell 1..98 / 54098fig1large.jpg "target =" _ blank "> Klicka här för att se en större version av denna siffra.
| Syre - Mörk | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera | |||||
| 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 | ||||||
| R 2 | 0,943 | 0,999 | 0,836 | ||||||
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | -23,5 | -35,9 | -3,4 | ||||||
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | -20,1 | -32,5 | |||||||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | -3.095 | -4.875 | |||||||
| Syre - Ljus | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera | |||||
| 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 | ||||||
| R 2 | 0,981 | 0,999 | 0,994 | ||||||
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | -10,1 | -9,8 | 2,9 | ||||||
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | -13 | -12,7 | |||||||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | -2.000 | -1.905 | |||||||
| N2 - Mörk | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera | |||||
| 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 | ||||||
| R 2 | 0,963 | 0,98 | 0,854 | ||||||
| Lutning N2 (xmol L -1 tim -1) | 0,471 | 0,645 | 0,12 | ||||||
| Korrigerad Slope N2 (xmol L -1 tim -1) | 0,351 | 0,525 | |||||||
| Takten N 2 N (imol m -2 h -1) | 108,1 | 157,5 | |||||||
| N2 - Ljus | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera | |||||
| 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 | ||||||
| R 2 | 0,96 | 0,987 | 0,967 | ||||||
| Lutning N2 (xmol L -1 tim -1) | 0,481 | 0,378 | 0,096 | ||||||
| Korrigerad Slope N2 (xmol L -1 tim -1) | 0,386 | 0,282 | |||||||
| Takten N 2 N (imol m -2 h -1) | 118,9 | 84,6 | |||||||
| Kärn Ytarea (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | Kärn Volym (L) | 0,4874 | 0,4747 |
. Tabell kursdata 1. Tid för O2 och N2 från sediment nedanför ostron vattenbruk flyter i Choptank River, en subestuary av Chesapeake Bay De gaskoncentrationer härrör från O2: Ar och N2: Ar förhållanden bestäms via membraninlopp masspektrometri. Tidsförloppet regressions R 2 värden är viktiga för värden> 0,9025 (P <0,05). Sluttningar bestäms genom linjär regression och korrigerade backar bestäms genom att subtrahera förändringshastigheten för vattenmassan endast tom. Positiva priser är nettoflöden av sedimentet, negativa resultat indikerar flöde i sedimentet. De N 2 flödes Data uttrycks som N 2 -N, vilket gör compaförelse till NH4 + och NOx - flöden lättare. Denna webbplats hade sediment som huvudsakligen består av silt och lera med fullt aeroba vattenpelare förhållanden. Området kärnorna var 31,65 cm -2 och vattnet djup var 15,4 cm för kärn A och 15,0 för kärn B. Alla koncentrationer för N2 och O2 är imol L -1. Den slutgiltiga räntesatsen för N2 flöde uttrycks på N2-.
| NH 4 + - Mörk | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera |
| 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 | |
| R 2 | 0,968 | 0,993 | 0,853 | |
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | 2,88 | 5,36 | -0,53 | |
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | 3,41 | 5,89 | ||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | 525 | 884 | ||
| NH 4 + - Ljus | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera |
| 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 | |||
| R 2 | 0,978 | 1 | 0,966 | |
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | 1,37 | 1,13 | -0,55 | |
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | 1,92 | 1,68 | ||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | 296 | 252 | ||
| NOx - - Mörk | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera |
| 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 | |
| R 2 | 0,976 | 0,992 | 0,967 | |
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | -0,229 | -0,345 | -0,089 | |
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | -0,14 | -0,256 | ||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | -21,6 | -38,4 | ||
| NOx - - Ljus | Tid (h) | kärnan A | kärnan B | Kontrollera |
| 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 | |
| R 2 | 0,934 | 0,909 | 0,9 | |
| Lutning (fimol L -1 hr -1) | -0,078 | -0,103 | 0 | |
| Korrigerad Slope (xmol L -1 tim -1) | -0,078 | -0,103 | ||
| Hastighet (^ mol m -2 hr -1) | -12 | -15,5 | ||
| Kärn Ytarea (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | ||
| Kärn Volym (L) | 0,4874 | 0,4747 |
Tabell 2. Tidskursdata för NH 4 + och NOx - från samma sedimentkärnor som används för tabell 1. Tidsförloppet regressions R 2 värden är viktiga för värden> 0,9025 (P <0,05). Sluttningar bestäms genom linjär regression och korrigerade backar bestäms genom att subtrahera förändringshastigheten för vattenmassan endast tom. Positiva priser är nettoflödenur sedimentet, negativa resultat indikerar flöde i sedimentet. Alla koncentrationer för NH 4 + och NO2 - är imol L -1.
Discussion
Den teknik som beskrivs här har tillämpats på många typer av akvatiska system, både grunt och djupt, och vi har funnit att det ska fungera bra i de flesta fall. Detta tillvägagångssätt anpassades från metoder som används av kolleger och presenteras i litteraturen; den är optimerad för mätning av denitrifikationen via membraninlopps masspektrometri. En av styrkorna med denna metod är förmågan att hantera ett stort antal kärnor samtidigt. Replikera varje plats med dubbla eller tredubbla kärnor ökar förtroendet för mätningarna, men ett alternativ är att maximera platser med mindre replikering, under dessa omständigheter medelvärdet för en miljö segment kan vara mer representativ för variationen i naturen. För att belysa säsongsmässiga skillnader, kan en mättid serie vid ett färre antal platser vara en användbar strategi.
I detta protokoll, finns det flera viktiga steg. Paramount att göra successful mätningar är insamling av borrkärnor med en intakt sedimentvattengränsytan. Även avvisa kärnor som inte uppfyller detta kriterium på fältet kan vara tröttsamt, kommer fattiga kärnor leda till dålig noggrannhet och precision. Att hålla aeroba kärnor luftas och nära till den ursprungliga samlingen temperaturen kommer att minimera artefakter och bevara friska, intakta mikrobiella och flercelliga populationer. Slutligen, för O 2 och N 2 prover, är tillsatsen av kvicksilverklorid konserveringsmedel kritisk. Vi har observerat att felaktig bevarande av gasprover, inklusive överdriven uppvärmning och kylning av flaskorna kan äventyra dessa flödesmätningar. Andra laboratorier har framgångsrikt använts 7,0 M ZnCl2 som ett mindre giftigt konserveringsmedel som har lägre kostnader för avfallshantering; för en 7 ml prov en 30 pl Dessutom är lämpligt.
Den exakta och korrekt analys av förhållandet av N 2 och Ar är nyckeln till bestämningen av den N 2 N2: Ar förhållanden förändras som en funktion av syrekoncentrationen leder vissa forskare att förespråka syre avlägsnas före analys, i allmänhet med hjälp av uppvärmd koppar 28. Instrumenteringen används i vårt laboratorium användes för att bestämma effekten av syre på N 2: Ar förhållanden 23 och effekten visade sig vara mycket liten, <0,03% för blygsam syrebrist. Skillnader i tillvägagångssättet för att bedöma syre "effekt" verkar leda till olika slutsatser av olika utredare 23,28,29. En stor syre effekt på N 2: Ar förhållanden skulle leda till felaktigt höga N2-utflöde; i vår erfarenhet, vi har många observationer av ringa N2-utflödes under hög hastighet av syrebrist. I laboratorier där syre effekt på N 2: Ar förhållanden verkar stor, är ett användbart alternativ oberoende mätning av syrehalter med hjälp av elektroder eller optodes och syreavlägsnande från analysen masspektrometriska använder inline uppvärmd Cu.
Felsökning denna teknik är möjlig endast vid granskning av sedimentflödesdata. Viktiga faktorer att tänka på när regressioner är fattiga om omrörning var kontinuerlig prover samlas in och bevaras på rätt sätt, och om tid kurser var alltför kort för att medge uppskattning av låga priser. Längden av experiment i allmänhet bestäms av syre tidsförloppet, med låga hastigheter av metabolism som kräver längre inkubationer för att öka signal-brusförhållandet inbäddad i kurs regressioner gång. Höga hastigheter av syreproduktion som ger O 2 bubblor gör gasflöden svårt, men lösta flussmedel kan vara opåverkad.
Det är nödvändigt att förstå de begränsningar av detta tillvägagångssätt. De små kärnor omfattar 0,3% av en kvadratmeter och de större kärnorna omfattar 0,6%. I områden med betydande heterogenitet på mätaren skala, heterogena fördelningar av animals eller växter kan tyda på att en eller två kärnor kanske inte en tillräcklig representation. Det finns också vissa miljöer som presenterar mätsvårigheter. För mätning av denitrifikation, kan närvaron av metan eller syrebubblor ogiltig teknik, med N 2: Ar-förhållanden påverkas av differential inkorporering av gaser in i bubblor. I sediment koloniseras av bentiska mikroalger, bildandet av syrebubblor resulterar i en förmånlig strippning av N 2 i förhållande till Ar, och minskning i N 2: Ar-förhållande. I allmänhet kan vi inte mäta denitrifiering vid den punkt där det bildas bubblor. Anaeroba miljöer ställer olika utmaningar och luftning av kärnorna ändrar redox dynamiken vid sediment-vatten-gränssnitt. Vi försegla kärnor med omrörnings toppar omedelbart efter insamling och starta flödena utan att byta ut vattnet helt 30. Våra experiment med belysta sediment vanligtvis har mättande eller nästan saturating belysningsnivåer 31, och därmed maximera effekten av bentiska mikroalger.
utbytesmätningar sediment vatten är en mätning av nettoflödet av material över sedimentvattengränsytan. Men dessa mätningar ensam ofta inte kan identifiera de mekanismer som styr dessa gräns utbyten. Om frågeställningen innebär förståelse mekanismer, annan information om organiskt material reaktivitet, terminal elektronacceptor zonering, bioirrigation och bioturbation och fotosyntetiska organismer kan vara nödvändig. Modellering ansträngningar 7 kan kräva bestämning av porvattenkemin, direkta åtgärder av organiskt material reaktivitet 32, uppräkning av djurpopulationer, sediment bio-bevattning, sediment anhopning eller experimentella manipulationer av redox eller överliggande vattenkemi 13. I våra studier, är bra sediment vatten datautbyte en viktig komponent för att förstå kemin i vattensediment,och i samband med andra mätningar, identifierar roll sedimentåtervinningsprocesser hos vattenlevande biogeokemiska cykler.
Med omsorg om sediment hantering, temperaturkontroll och vattenpelaren blandning, kärn inkubationer är ett användbart tillvägagångssätt för uppskattning av utbytet av lösta ämnen och gaser vid sediment-vatten-gränssnitt. Emellertid kan de tekniker som används här behöver ändras för vissa miljöer och svåra logistik, såsom förlängda tidsperioder före inkubation. Hittills har vi framgångsrikt tillämpat denna inkubation förhållningssätt till flodmynningar, kust, våtmarker, sjö, reservoar, flod och retention damm miljöer med minimal modifiering.
Disclosures
Författarna har ingenting att lämna ut.
Acknowledgments
Författarna utvecklat denna metod med hjälp av våra observationer av arbete som utförts av Walter Boynton och Pete Sampou och kooperativa arbetet med denitrifikation med Todd Kana vid University of Maryland Centrum för miljövetenskap. Utveckling av våra denitrifikation tillvägagångssätt skulle inte ha varit möjligt utan stöd från Maryland Sea Grant Program och National Science Foundation. De representativa data som används här samlades med finansiering från Maryland Sea Grant (R / AQ-5c) och skriver ansträngningar stöddes av Maryland Sea Grant (R / SV-2), NOAA Chesapeake Bay Office (NA13NMF4570210), Oyster Recovery Partnership , National Science Foundation (OCE1427019), Exelon Corporation, och Maryland miljö~~POS=TRUNC / 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).
