Introduction
Sedimenter er kritiske biogeokemiske komponenter i akvatiske økosystemer og ofte er vigtige dræn af næringsstoffer og forurenende stoffer. Banebrydende studier af næringsstoffer, gas og overgang metal biogeokemi i lacustrine sedimenter afslørede sediment udveksling af opløste stoffer og gasser med overliggende vand, der havde varierende redoxforhold 1,2. For næringsstoffer, kan aflejringer være en kilde til fosfor og fast kvælstof efter remineralisering af organisk stof, og en vask til ilt i ikke-fotosyntetiske miljøer 3,4. Fotosyntese af undervandsplanter, makroalger og bentiske mikroalger kan få dybtgående indflydelse på udveksling af opløste stoffer på tværs af sediment-vand grænsefladen 5,6.
Målinger af udveksling af opløste stoffer og gasser over sediment-vand grænseflade udføres for både grundforskning og anvendt videnskab formål, herunder kalibrering af teknik og videnskabelig watER kvalitet modeller 7,8. Målet med disse metoder, i videst muligt omfang, er at give pålidelige og præcise sediment-vand valutakurser. En lang række fremgangsmåder er blevet anvendt til at vurdere kemisk udveksling på sediment-vand-grænsefladen. Bottom vand ophobning af gasser og opløste stoffer i lagdelte systemer kan være nyttigt 9, men er ikke gyldig for sediment-vand udveksling over springlag eller pycnoclines. Eddy korrelation kræver høj frekvens målinger af gasser, generelt ilt, kombineret med høj frekvens måling af lodrette vand hastigheder; denne teknik har et enormt løfte, men i øjeblikket kan ikke levere data til udveksling af næringsstoffer studier. In situ kupler eller kamre er en meget foretrukne metode, med den fordel, der dækker et større areal af sediment og opretholdelse in situ temperaturer, dybt vand pres og lysniveauer 10. I praksis er disse meget dyre målinger, der kræver omfattende tidpå større forskningsprojekter fartøjer de fleste applikationer er dybere kystzonen eller oceaniske sedimenter. Core inkubation teknikker, der anvender strøm gennem kamre, der når steady state er fremragende til at opretholde relativ konstant overliggende vand kemi, herunder ilt, under inkubationer 11. Fordi hastigheden bestemmes ved steady state ved koncentration forskelle mellem indstrømmende og udstrømmende vand, og ved vand valutakurser, kan disse inkubationer tage en betydelig mængde tid.
Tiden-retters core inkubation tilgang, der anvendes af vores laboratorium blev tilpasset fra teknikker, som en række forskellige laboratorier i Nordamerika og Europa, og der er en betydelig mængde litteratur baseret på denne generelle tilgang. Vi tilpasset denne tilgang til måling af N 2 N fluxe 12, der ofte omtales som denitrifikation, og har anvendt det til fotosyntetiske og ikke-fotosyntetiske sediment miljøer, herunder estuaries 13, søer, reservoirer, og vådområder 14. Gennem disse undersøgelser har vi fundet mange miljøer, hvor vores overordnede tilgang fungerer godt, og nogle, hvor den ikke gør. Målingen af denitrifikation er udført i mange forskellige jord- og vandmiljøer, fordi denne proces er et vigtigt tab af kvælstof til økosystemer. Talrige fremgangsmåder er blevet anvendt til fremstilling denitrificering målinger, nogle direkte og nogle indirekte 15. Direkte N 2 flux målinger er meget vanskelig på grund af det høje atmosfærens indhold N2, og de efterfølgende høje koncentrationer opløst i vand 16. To tilgange er dukket op som at have den bedste repræsentation af miljørelevante satser: isotop parring ved hjælp N isotoper 17 og N 2: Ar-forhold i vores laboratorium. Den isotop parring Metoden har været anvendt med succes i mange miljøer og har meget høj følsomhed ved lave priser. Vi anvender den N2: Ar-forholdet tilgang på grund af sin enkelhed, og fordi det er tilstrækkeligt følsomme i de påvirkede miljøer vi ofte studere.
I denne artikel beskriver vi den tekniske fremgangsmåde vi har anvendt i løbet af de sidste to årtier til at gøre målingen af sediment-vand udveksling af gasser og opløste stoffer. Eventuelle målinger af sediment-vandudskiftning nødt til at tage hensyn til markforhold og en række eksperimentelle parametre. Disse faktorer omfatter temperatur, lys / mørke forhold 18, blanding / fysiske flow i sediment-vand grænsefladen 19, opløst iltkoncentrationer 20, og andre faktorer, der er centrale elementer i at gøre gode målinger. For eksempel, hvis kerner er indsamlet fra områder, som modtager tilstrækkelig belysning for væksten af bundlevende mikroalger, er det nødvendigt at udtænke eksperimenter, der omfatter både mørke og lyse forhold 21. Tilsvarende tilsætning oxygeneret overliggende vand til anoxiske kernerreplikeres ikke markforhold. Eksperimentel kabinet af enhver del af vandøkosystemer kan føre til uundgåelige artefakter 22; er det afgørende, at de metoder, der anvendes i et sediment-vand udveksling måleprogrammet 1) genkende de faktorer, der styrer sediment-vandudskiftning i hvert økosystem og 2) minimere artefakter afledt af eksperimentel manipulation.
Protocol
Bemærk: Indsamlingen af kerner med uforstyrrede sediment-vand-grænseflader er afgørende for at gøre gode eksperimentelle målinger af udveksling; højt forstyrrede kerner sandsynligvis udveksle pore vand opløste stoffer med overliggende vand og har forbedret optagelse af ilt via oxidation af Fe (II) og reducerede svovlforbindelser. I dette papir, vi lægger vægt på sediment inkubation procedurer for sedimenter med kun en overfladisk inddragelse af sediment stikprøver og kemiske analyser af opløste stoffer og gasser. Forud for prøveudtagning, eller er baseret på de første resultater, bestemme graden af replikation af det samlede projekt behov, statistisk design eller forventede mængde små rumlige variabilitet. Identiske kerner er mindste bruges af mange undersøgelser og triplikater er anvendelige til at tillade en bedre statistisk analyse.
1. Sediment Indsamling og håndtering
Bemærk: Indsamlingen af sediment for udveksling eksperimenter udføres ved hjælp af en) manuel indsættelse af kerner using dykkere eller på lavt vand eller vådområde ved vade, 2) pol coring hjælp en aluminium stang med en manuelt lukket ventil til at bevare sedimenter, eller 3) kasse udkerning.
- På hvert sted, registrerer sitet placering ved hjælp af GPS, fastlægge bundvandet ilt, temperatur og saltholdighed ved hjælp af en vandkvalitet sonde, og bestemme fotosyntetisk aktiv stråling (PAR) på overfladen og bunden ved hjælp af en PAR-sensor / meter.
- Sænk vandkvaliteten sonden til ~ 1 m over sedimentet og registrere nederste vandets egenskaber (dybde, temperatur, opløst ilt, temperatur og saltholdighed / ledningsevne).
- Sænke en PAR sensor med en undervands probe til sedimentet-vand-grænsefladen under anvendelse af en sænkning ramme. Undersøg PAR aflæsninger nær sedimentoverfladen til PAR aflæsninger umiddelbart under luft-vand grænsefladen at estimere lyset dæmpning under omgivende lysforhold.
- Implementere en kasse corer over siden af båden / skibet, sænke det langsomt for at minimere forstyrrelserved penetrering af sedimentet. Undersøg de centrale boks til synlig forstyrrelse eller overdreven resuspension.
- Om en boks corer, indsætte kernerør i sedimentet, og brug en butylprop at dække toppen af kernen. For flux eksperimenter, mens det ideelle sediment / vand balance inden i kernen er 15 cm vand og 15 cm af sedimentet, i grove eller meget komprimerede sedimenter indsamler mindre sediment dybde er et acceptabelt resultat. Hvis satserne for iltsvind er overdrevne, ændre balancen i retning af mere vandsøjle højde.
- Typisk bruger 6,35 cm indvendig diameter kerner for dybt vand undersøgelser og sedimenter med bundlevende mikroalger eller store dyrebestande, bruge 10 cm ID kerner. Den vigtigste grænse for kernestørrelse er evnen til cap bunden af kernen.
- Cap bunden med en acrylisk bundplade, der har et integreret O-ring. Gentag denne proces, indtil tilstrækkelige gentagelser indsamles. Med pole corer, første sted akryl bundplade i kernen liner, fjern kernen fra corer, og tilsæt proppen.
- Placer kerner i en høj isoleret vandkøler, der er oversvømmet med omgivende vand fra stedet; dette bidrager til at opretholde in situ temperaturer. Sørg for, at køleren forbliver oprejst. Kassér kerner, forstyrres under transporten.
- Pumpe bundvand taget nær sedimentet overflade i 20 L dunke til anvendelse i eksperimenterne. Brug en membranpumpe med 10-20 L / min kapacitet eller en højhastigheds peristaltisk pumpe.
- I lavvandede Ustratificerede vand, fyld syreballonen med "dunker" den i vandet. Filtrering af det nederste vand med en høj kapacitet inline patronfilter kan være nyttig på steder med høje vandsøjle iltoptagelse eller fotosyntese (i lyset), minimering af korrektionen fra vandsøjlen kun kontrol kerner.
- Transport kernerne så hurtigt som muligt til inkubation facilitet. I tilfælde af udpræget transport, aerobic kerner kan blive anoxisk og kunstige bobler eller cirkulation er nødvendige.
2. Indledende opsætning
- Ved inkubation facilitet, place kerner i en inkubation karbad enten i en miljømæssig rum med kontrolleret temperatur, eller i en dobbeltvægget inkubator med temperaturregulering via en opvarmning / køling cirkulationspumpe. Indstil temperaturen til bund vandtemperaturer målt i 1.1.1.
- Føj bundvand til inkubatoren, fuldstændig nedsænkning af sedimentkerner. Også tilføje vand til 5 L dunke med tappe, som vil blive anvendt til at dispensere udskiftning vand.
- Tilføj et vand-only kerne (uden sediment) til inkubatoren. Anvendelsen vandsøjle råemner er vigtig i de fleste miljøer for at kompensere for eventuelle vandsøjle processer, der påvirker gasser og opløste stoffer. Til måling af denitrifikation, kan disse råemner reflekterer ikke kun vandsøjle processer, men udveksling af gasser med akryl vægge af kernen.
- Bubble kerner wi'te luft i mindst 2 timer for at sikre termisk ligevægt og fuld iltning af overliggende vand. De kan opbevares natten over og tidsforløb indledte næste morgen. Længere pre-inkubationsperioder er ikke blevet evalueret for effekt.
- Til beluftning, bruge en lille "T" bubbler bestående af ½ "PVC-rør med en trevejs kobling; en 1/8 'rør indsat i bunden af T resulterer i medrivning af vand opad under gennembobling og sikrer ikke blot iltning, men cirkulation af vandet i kernen med vand i inkubationen karbad.
3. Sediment-vand Inkuberingsbetingelser Procedurer
- Efter kontrol af temperaturen for at sikre den matcher marken, vedhæfte snurretoppe til toppen af kernerne. På dette tidspunkt, forsegle kernen fra tanken vand. Efterlad prøveudtagningsventilen på kernen åben under denne proces. Manuelt feje eventuelle luftbobler forsigtigt fra undersiden af spinding top.
- Elevate de udskiftning vand ballon ~ 30-40 cm højere end toppen af inkubation kerner og dræne linjerne nedad for at fjerne eventuel luft i linjen. Mens han stadig flyder, vedhæfte linjerne til de centrale toppe og lukke ventilerne.
- Tænd centrale omrøring drejeskive og justere rotationshastigheden så kerner rotere ~ 40 gange i minuttet, eller ved en hastighed, der er tilstrækkelig til at blande vandsøjlen men ikke resuspender sedimentet.
- Ca. 5 min efter alle kerner er forseglet, åbne udskiftning vand ventil og prøven ventil, og derefter vedhæfte et kort stykke slange til prøven ventil ved hjælp af en Luer fitting. Placer dette prøverør i bunden af en 7 ml reagensglas, der er fyldt til randen. Forud for capping røret, tilsættes 10 pi 30 g L -1 HgCl2 som konserveringsmiddel.
- disse prøver opbevares under vand ved temperaturer tæt inkubationstemperaturen. Andre laboratorier har med held anvendt 12 ml "Exetainers" for sample opbevaring.
- For opløst stof prøveudtagning, vedhæfte en 20 ml sprøjte tønde til prøven ventil og åbne udskiftning vand ventil. Sprøjtecylinderen fylder indtil fuld anvendelse af kun tyngdekraften. Vedhæft et stempel og et filter disk, og derefter filtrere prøverne i hætteglas. Disse prøver til næringsstof analyse er frosset ved -20 ° C indtil analyse.
Bemærk: Tidsforløbet for prøvetagning i mørke typisk involverer 4 prøveperioder med intervallerne mellem prøveudtagning fra 0,5 til> 2 timer, afhængigt af hastigheden for iltoptagelsen. Med lave iltoptagelse, tidsintervallerne er lange; i sedimenter med høje respiration, intervaller skal være kort. For høje mængder af prøven taget ved hver prøve punkt kan resultere i prøvetagning for stor en andel af den samlede prøvevolumen; i vores arbejde disse prøvevolumener resultere i en ubetydelig korrektion. Hvis større volumen af prøve er nødvendig, større diameter fyldning eller en øget vandsøjle højdekan være nødvendig. - Må ikke fortsætte med en tid Under prøveudtagningen under en tærskel på 50% iltsvind, med ilt udtynding af 25% normalt giver tilstrækkelig signal i næringsstofkoncentrationer. Her bruger kalibrerede optodes til direkte analyse af iltkoncentrationer og iltmætning.
- Hvis sedimenter er fra lavvandede, lysende miljøer, på det 4 th prøveudtagning, tænde lyset og tage 3 efterfølgende prøver. Bemærk, at i stærkt fotosyntetiske sedimenter, overmætning af O2 og bobledannelse begrænser målingen af gas- fluxe i nogle tilfælde. Den fortsatte overvågning af ilt er en stadig mere levedygtig og værdifuldt alternativ, med fiberoptisk måleteknologi har relativt små sonder, der er meget pålidelig og præcis.
- Ved afslutningen af sediment inkubationer, enten måle højden af vandsøjlen eller sifon vandsøjlen i et måleglas til direkte determIne vandmængden, og tage billeder af hver kerne.
4. Prøve Analysis
- Pumpe prøver til analyse af N2, O2 og Ar i en membran indløb massespektrometer, og bestemme forholdene mellem N 2: Ar og O 2: Ar til <0,03% præcision 12,23.
- Koble en kvadrupol massespektrometer til en membran indløb. Skub prøven i membranen rør under anvendelse af en peristaltisk pumpe. Prøven opsamles affald i en plastik ballon og behandle som kemikalieaffald på grund af Hg konserveringsmiddel. Kalibrere med deioniseret vand ækvilibreret med luft ved temperaturen for inkubation.
- Udfør næringsstof analyser manuelt på ≤ 5 ml prøver eller på mindre mængder ved hjælp af automatiserede analysatorer. Ved prøven optøning, starte analyser straks. Valget af næringsstofanalyser procedure skal give en præcision tilstrækkeligt at bemærke ændringer i koncentrationen af næringsstoffer under inkubation. Typisk afsløringgrænser er <0,05 pmol L -1 og tidsforløbet tendenser kan være vanskeligt at iagttage under begge koncentrationer ekstremt lave og ekstremt høje næringsstoffer.
- For kolorimetriske analyser af opløseligt reaktivt fosfor, bruge ascorbinsyre phosphomolybdat teknik. For ammonium analyser, udnytte en overnatning farveudvikling under anvendelse af en phenol hypochloritreagens 24. Automatiseret kolorimetriske analyser, enten ved hjælp af segmenterede flow eller en diskret analysator, er et godt alternativ og udnytte lavere prøvevolumen.
- For analyser af nitrat plus nitrit, udnytte natten farve udvikling ved hjælp af vanadium chlorid som reduktionsmiddel 25, eller bruge en automatiseret analysator
- Undersøg absorbanser fastlægges på et UV / VIS spektrofotometer til standard kurver og bestemme koncentrationer fra en regression af standarder koncentrationer og absorbanser.
5. Beregning af sediment-vand valutakurser
- Relatere koncentrationerne af gas eller næringsstof mod tiden uafhængigt for både mørke og oplyste inkubationer, med hældningen udtrykt som pmol L -1 h-1. Ret skråningerne af inkubation kerner for hældningen af vandsøjlen kun kerner. Brug kun signifikante regressioner (P <0,05) til beregninger identificere ikke-signifikante data i de endelige data regneark.
- Beregn sediment-vand valutakurser fra hældningen af ændringen af kemiske bestanddele koncentrationer i det overliggende vand:
Hvor F er fluxen (pmol m -2 h-1), ΔC / AT er hældningen af koncentrationen ændring i overliggende vand (pmol L -1 h-1), V er rumfanget af det overliggende vand (L) og A er arealet af den inkuberes kerne (m -2) .For at estimere den daglige flux, multipliceres oplyste sats af timers lysog tilføje til den mørke ganget med de mørke timer.
6. Rapportering
- Ved rapportering resultater fra sediment-vandudskiftning målinger, giver tilstrækkelige oplysninger til andre forskere til at forstå det miljø, der er udtaget prøver. Væsentlige oplysninger omfatter: 1) hjemmeside placering og vanddybde, 2) fysiske egenskaber såsom felt og inkubationstemperatur, og PAR, 3) nederste vandets egenskaber såsom ilt, næringsstofkoncentrationer og saltholdighed, og 4) sediment karakteristika såsom kornstørrelse, organisk stof koncentrationer, og tilstedeværelsen af bunddyr.
Representative Results
Resultater fra sediment flux målinger nær en akvakulturanlæg på Choptank River (Chesapeake Bay, MD) er vist i figur 1, og fortolkningen af disse resultater i et økosystem kontekst præsenteres andre steder 26. Inkubationerne blev gennemført over 7 timer med mørke inkubationer efterfulgt af illuminerede inkuberinger data. Data fra to kerner er vist samt vandsøjlen kun styre. Den hurtige fald i ilt i mørke blev svækket lidt af belysning; fotosyntese rate af mikroalger produktion var ikke så høj som respiration, med de vigtigste virkning af belysning er en nedsat ændringshastigheden af oxygen. Styringen kerne oplevede små fald i iltkoncentrationen i de mørke og små stigninger i lyset.
N2 blev bestemt ved N 2: Ar-forholdet ogberegnede Ar mætning litteratur værdier for den observerede temperatur og saltholdighed 27. På en typisk nøjagtighed på 0,02% for N 2: Ar-forhold, disse data er præcise til ~ 0,1 pmol L -1 N2. De sedimentkerner og vandsøjlen tomme kerner havde stigninger i N2 over tid, med meget højere stigningstakter for kernerne. Under belysning, skråninger svarede generelt til den mørke sats af N2 ændring.
Fluxe af opløst NH4 + var temmelig høje på dette site, med mørke stigning på> 20 pmol L -1 for én kerne. Lysende NH4 + fluxe var meget lavere. Både kerner og vandsøjlen blank havde faldende NOx - koncentration over tid, udjævne under belysning. For alle de flux, er de koncentrationsgrænser og data om de centrale volumen og andre relevante parametre vist i
Figur 1. Tidsforløb data fra et lavvandet sted i Choptank floden, der var dækket med flåd indeholder dyrkede østers. Dataene er fra gentagne kerner (A og B) og data fra en vandsøjle tom vises. Oxygenkoncentrationer N2, NH4 + og NO x - (summen af NO 3 - og NO 2 - præsenteres for både den mørke del af inkubationen (skraverede område) og for den belyste del af inkubationen Fjerde gang. punkt i den mørke inkubation er også det første tidspunkt for den oplyste tidsserier, lys var tændt på tidspunktet for prøveudtagningen linjerne er lineære regressioner og skråninger er vist i tabel 1..98 / 54098fig1large.jpg "target =" _ blank "> Klik her for at se en større version af dette tal.
| Ilt - Mørk | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol | |||||
| 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 (pmol L -1 t -1) | -23,5 | -35,9 | -3,4 | ||||||
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | -20,1 | -32,5 | |||||||
| Rate (pmol m -2 h-1) | -3095 | -4875 | |||||||
| Ilt - Lys | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol | |||||
| 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 (pmol L -1 t -1) | -10,1 | -9,8 | 2.9 | ||||||
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | -13 | -12,7 | |||||||
| Rate (pmol m -2 h-1) | -2000 | -1905 | |||||||
| N2 - Mørk | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol | |||||
| 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 N2 (pmol L -1 h-1) | 0,471 | 0,645 | 0.12 | ||||||
| Korrigeret Slope N2 (pmol L -1 h-1) | 0,351 | 0,525 | |||||||
| Rate N 2-N (pmol m -2 h-1) | 108,1 | 157,5 | |||||||
| N2 - Light | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol | |||||
| 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 N2 (pmol L -1 h-1) | 0,481 | 0,378 | 0,096 | ||||||
| Korrigeret Slope N2 (pmol L -1 h-1) | 0,386 | 0,282 | |||||||
| Rate N 2-N (pmol m -2 h-1) | 118,9 | 84,6 | |||||||
| Core Areal (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | Core Volume (L) | 0,4874 | 0,4747 |
. Tabel 1. Tidsforløb data for O 2 og N 2 fra sedimenter nedenunder østers akvakultur flåd i Choptank floden, en subestuary af Chesapeake Bay De gaskoncentrationer stammer fra O 2: Ar og N2: Ar nøgletal bestemmes via membran indløb massespektrometri. Tidsforløbet regression R 2-værdier er signifikante for værdier> 0,9025 (P <0,05). Skråninger bestemt ved lineær regression og korrigerede skråninger bestemmes ved at fratrække ændringshastigheden af vandsøjlen kun tom. Positive priser er netto flusmidler ud af sedimentet, negativ rente indikerer flux i sedimentet. N 2 flux-data er udtrykt som N 2 -N, hvilket gør virksomRison til NH4 + og NO x - FLUXES lettere. Dette websted havde sedimenter primært består af silt og ler med fuldt aerobe vand kolonne betingelser. Arealet af kernerne var 31,65 cm -2 og vandsøjlen dybder var 15,4 cm for core A og 15,0 for core B. Alle koncentrationer for N 2 og O 2 er pmol L -1. Den endelige sats for N2 flux udtrykkes ved N2-N.
| NH4 + - Mørk | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol |
| 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 (pmol L -1 t -1) | 2,88 | 5,36 | -0,53 | |
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | 3.41 | 5,89 | ||
| Rate (pmol m -2 h-1) | 525 | 884 | ||
| NH4 + - Light | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol |
| 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 (pmol L -1 t -1) | 1,37 | 1.13 | -0,55 | |
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | 1,92 | 1,68 | ||
| Rate (pmol m -2 h-1) | 296 | 252 | ||
| NO x - - Dark | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol |
| 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 (pmol L -1 t -1) | -0,229 | -0,345 | -0,089 | |
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | -0,14 | -0,256 | ||
| Rate (pmol m -2 h-1) | -21,6 | -38,4 | ||
| NO x - - Lys | Time (hr) | Core A | Core B | Kontrol |
| 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 (pmol L -1 t -1) | -0,078 | -0,103 | 0 | |
| Korrigeret Slope (pmol L -1 h-1) | -0,078 | -0,103 | ||
| Rate (pmol m -2 h-1) | -12 | -15,5 | ||
| Core Areal (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | ||
| Core Volume (L) | 0,4874 | 0,4747 |
Tabel 2. Tidsforløb data for NH4 + og NO x - fra de samme sedimentkerner anvendes til tabel 1. Tidsforløbet regression R 2-værdier er signifikante for værdier> 0,9025 (P <0,05). Skråninger bestemt ved lineær regression og korrigerede skråninger bestemmes ved at fratrække ændringshastigheden af vandsøjlen kun tom. Positive priser er netto flusmidlerud af sedimentet, negativ rente indikerer flux i sedimentet. Alle koncentrationer for NH4 + og NO 2 - er pmol L -1.
Discussion
Den her beskrevne teknik er blevet anvendt til adskillige typer af akvatiske systemer, både lavt og dybt, og vi har fundet det at fungere godt i de fleste tilfælde. Denne fremgangsmåde blev tilpasset fra teknikker, som kolleger og præsenteret i litteraturen; det er optimeret til måling af denitrifikation via membran indløb massespektrometri. En af styrkerne ved denne fremgangsmåde er evnen til at håndtere et stort antal kerner samtidigt. Gentage hvert sted med dobbelte eller tredobbelte kerner øger tilliden til målinger, selv om en alternativ metode er at maksimere websteder med mindre replikation, under disse omstændigheder den gennemsnitlige værdi for en miljømæssig segment kan være mere repræsentativ for variabiliteten i naturen. For at belyse sæsonmæssige forskelle, kan en måling tidsserie på et færre antal lokaliteter være en nyttig strategi.
I denne protokol, er der flere kritiske trin. Paramount til at gøre successful målinger er en samling af kerner med en intakt sediment-vand-grænseflade. Selv afviser kerner, der ikke opfylder dette kriterium på området kan være trættende, vil fattige kerner føre til dårlig nøjagtighed og præcision. Holde aerobe kerner beluftes og tæt på den oprindelige samling temperatur vil minimere artefakter og bevare sunde, intakte mikrobielle og metazoiske populationer. Endelig for O 2 og N 2 prøver, tilsætning af mercurichlorid konserveringsmiddel er kritisk. Vi har observeret, at ukorrekt beskyttelse af gasprøver, herunder overdreven opvarmning og afkøling af hætteglassene, kan kompromittere disse flux målinger. Andre laboratorier har med held anvendt 7,0 M ZnCl2 som en mindre giftige konserveringsmiddel, der har omkostninger lavere affaldsbortskaffelse; for en 7 ml prøve en 30 pi tilsætning er passende.
Den præcise og nøjagtige analyser af forholdet mellem N2 og Ar er nøglen til bestemmelse af N2 2: Ar nøgletal ændre sig som funktion af ilt koncentration, nogle forskere at slå til lyd ilt fjernelse før analyse, generelt bruger opvarmet kobber 28. De anvendte måleapparater i vores laboratorium blev anvendt til at bestemme virkningen af oxygen på N 2: Ar-forhold 23 og virkningen viste sig at være meget lille, <0,03% for beskeden iltforbrug. Forskelle i tilgangen til vurdering af ilt "effekt" ser ud til at føre til forskellige konklusioner af forskellige efterforskere 23,28,29. Et stort oxygen effekt på N 2: Ar-forhold ville føre til fejlagtigt høje N2-N efflux; vores erfaring, har vi mange observationer af ubetydelig N2-N efflux under høj iltsvind. I laboratorier, hvor ilt effekt på N 2: Ar nøgletal ser store, et nyttigt alternativ er den uafhængige måling af iltkoncentrationer hjælp elektroder eller optodes og iltfjernelse fra massespektrometrisk analyse under anvendelse af inline opvarmet Cu.
Fejlfinding denne teknik er kun muligt efter gennemgang af de sediment flux data. Vigtige faktorer at overveje, når regressioner er fattige, om omrøring var kontinuerlig blev prøver indsamlet og bevaret korrekt, og om tiden kurser var for kort til at tillade estimering af lave priser. Længden af eksperimenter generelt er fastsat af oxygen tidsforløb, med lave metabolisme trænger længere inkubationer for at øge signal-støj-forhold indlejret i tidsforløbet regressioner. Høje ilt produktion, der giver O 2 bobler gør gas flusmidler svært, men opløste flusmidler kan være upåvirket.
Det er nødvendigt at forstå begrænsningerne ved denne fremgangsmåde. De små kerner dække 0,3% af en kvadratmeter og de større kerner dække 0,6%. I sites med betydelig heterogenitet på måleren skala, heterogene distributioner af animALS eller planter kan antyde, at en eller to kerner ikke kan være en tilstrækkelig repræsentation. Der er også nogle miljøer, der præsenterer vanskeligheder måling. Til måling af denitrifikation, kan tilstedeværelsen af methan eller oxygen bobler afkræfte teknikken, med N2: Ar-forhold påvirket ved differentiel inkorporering af gasser ind i boblerne. I sediment koloniseret af bundlevende mikroalger, dannelsen af oxygenbobler resulterer i en præferentiel stripning af N 2 i forhold til Ar, og fald i N 2: Ar-forhold. Generelt kan vi ikke måle denitrifikation på det punkt, hvor bobler formular. Anaerobe miljøer udgør forskellige udfordringer, og beluftning af kerner ændrer redox dynamik på sediment-vand-grænseflade. Vi forsegle kerner med omrøring toppe umiddelbart efter indsamlingen og starte fluxe uden at erstatte vandsøjlen helt 30. Vores eksperimenter med belyste sedimenter typisk har mætte eller næsten saturating niveauer af belysning 31, og dermed maksimere effekten af bentiske mikroalger.
Sediment-vand exchange målinger er en måling af netto flux af materialer over sediment-vand-grænsefladen. Men disse målinger alene ofte ikke kan identificere de mekanismer, der kontrollerer disse grænsefladefænomener udvekslinger. Hvis forskningsspørgsmålet indebærer forståelse mekanismer, andre oplysninger om organisk stof reaktivitet, terminal elektronacceptor zonering, bioirrigation og bioturbation, og fotosyntetiske organismer kan være nødvendig. Modeling indsats 7 kan kræve bestemmelse af porevand kemi, direkte mål for organisk stof reaktivitet 32, tælling af dyrepopulationer, sediment bio-vanding, sediment tilvækst, eller eksperimentelle manipulationer af redox eller overliggende vand kemi 13. I vores undersøgelser, god sediment-vand dataudveksling er et centralt element i at forstå kemien af akvatiske sedimenter,og i samarbejde med andre målinger, identificerer rolle sediment genanvendelse processer i akvatiske biogeokemiske kredsløb.
Med omhu med hensyn til sediment håndtering, temperaturkontrol, og vandsøjlen blanding, core inkubationer er et nyttigt tilgang til estimering af udveksling af opløste stoffer og gasser på sediment-vand-grænseflade. de teknikker, der anvendes her, kan dog brug for modifikation for nogle miljøer og vanskelige logistik, såsom udvidede tidsperioder før inkubation. Indtil videre har vi med succes anvendt denne inkubation tilgang til flodmundinger, kystnære, vådområder, søen reservoir, flod og fastholdelse dam miljøer med minimal modifikation.
Disclosures
Forfatterne har intet at afsløre.
Acknowledgments
Forfatterne udviklet denne metode ved hjælp af vores observationer af arbejde udført af Walter Boynton og Pete Sampou og samarbejdsvillig arbejde på denitrifikation med Todd Kana på University of Maryland Center for Environmental Science. Udvikling af vores denitrifikation tilgange ville ikke have været muligt uden støtte fra Maryland Sea Grant Program og National Science Foundation. De repræsentative data, der anvendes her blev indsamlet med støtte fra Maryland Sea Grant (R / AQ-5c) og skrive indsats blev støttet af Maryland Sea Grant (R / SV-2), NOAA Chesapeake Bay kontor (NA13NMF4570210), Recovery Partnership Oyster , National Science Foundation (OCE1427019), Exelon Corporation, og Maryland Environmental service / 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).
