Introduction
Sedimenten zijn kritisch biogeochemische componenten van aquatische ecosystemen en vaak zijn belangrijke put van nutriënten en verontreinigende stoffen. Baanbrekende studies van voedingsstoffen, gas en overgangsmetaal biogeochemie in lacustriene sedimenten onthulde sediment uitwisseling van opgeloste stoffen en gassen met overliggende water dat redox voorwaarden 1,2 had wisselend. Voor voedingsstoffen, kan sedimenten een bron van fosfor en stikstof na vaste remineralisatie van organisch materiaal en een spoelbak voor zuurstof in niet- fotosynthetische omgevingen 3,4 zijn. Fotosynthese van ondergedoken waterplanten, macro-algen en benthische microalgen kan diepgaande invloeden op de uitwisseling van opgeloste stoffen over het sediment-water interface van 5,6 te hebben.
Metingen van de uitwisseling van opgeloste stoffen en gassen over het sediment-water-interface worden uitgevoerd voor zowel de fundamentele wetenschap en toegepaste wetenschap doeleinden bedoeld zijn, zoals onder meer ijken van techniek en wetenschap water kwaliteitsmodellen 7,8. Het doel van deze methoden, om zoveel mogelijk is om betrouwbare en nauwkeurige sediment-water wisselkoersen bieden. Een grote verscheidenheid van benaderingen zijn gebruikt om de chemische uitwisseling op het sediment-watergrensvlak te beoordelen. Bodem water opeenhoping van gassen en opgeloste stoffen in gedifferentieerde systemen kan nuttig 9 zijn, maar is niet geldig voor sediment-water uitwisseling boven thermoclines of pycnoclines. Eddy correlatie vereist een hoge frequentie metingen van gassen, in het algemeen zuurstof, gecombineerd met een hoge frequentie meten van verticaal water snelheden; Deze techniek heeft een enorme belofte maar op dit moment kan geen gegevens voor voedingsstoffen uitwisseling studies. In situ koepels of kamers zijn een zeer aangewezen methode, met het voordeel van de dekking van een groter oppervlak van sediment en onderhouden van in situ temperaturen diep water druk en lichtniveaus 10. In de praktijk zijn dit zeer dure metingen die uitgebreid de tijdop grotere onderzoek schepen; de meeste toepassingen zijn dieper kustgebied of oceanische sedimenten. Core incubatie technieken met behulp van stroom door kamers die steady state te bereiken zijn uitstekend geschikt voor het handhaven van relatief constant bovenliggende water scheikunde, met inbegrip van zuurstof, tijdens incubaties 11. Omdat de snelheid bij steady-state wordt bepaald door de concentratie verschillen tussen inkomende en uitgaande water en door water wisselkoersen, kunnen deze incubaties een aanzienlijke hoeveelheid tijd in beslag nemen.
Het tijdsverloop kern incubatie aanpak van ons laboratorium werd aangepast van methoden dat door verschillende laboratoria in Noord-Amerika en Europa, en er is een aanzienlijke hoeveelheid literatuur basis van deze algemene benadering. Passen wij deze benadering van de meting van N 2 N fluxen 12, vaak aangeduid als denitrificatie en hebben verzocht zij fotosynthetisch en niet- fotosynthetische sediment omgevingen, waaronder estuaries 13, meren, reservoirs, en wetlands 14. Door middel van deze studies hebben we veel omgevingen waarin onze algemene aanpak werkt goed gevonden, en wat in welke niet. De meting van denitrificatie heeft op vele verschillende terrestrische en het aquatisch milieu uitgevoerd, omdat dit proces is een belangrijke verlies van stikstof ecosystemen. Talrijke benaderingen zijn gebruikt om denitrificatie metingen aantal directe en indirecte sommige 15 maken. Direct N2 fluxmetingen zeer moeilijk vanwege het hoge gehalte atmosferische N2 en daaropvolgende hoge concentraties opgelost in water 16. Twee benaderingen naar voren zijn gekomen als de beste voorstelling van het milieu relevante tarieven: isotoop koppelen met behulp van N isotopen 17 en de N 2: Ar-verhouding gebruikt in ons laboratorium. De isotoop pairing werkwijze is met succes gebruikt in veel omgevingen en heeft een zeer hoge gevoeligheid tegen lage prijzen. We maken gebruik van de N2: Ar verhouding benadering vanwege zijn eenvoud, en omdat het voldoende gevoelig in het getroffen omgevingen we vaak bestuderen.
In dit artikel beschrijven we de technische benadering die we gebruikt hebben in de afgelopen twee decennia aan de meting van de sediment-water uitwisseling van gassen en opgeloste stoffen te maken. Elke metingen van sediment-water uitwisseling moeten rekening houden met veldomstandigheden en een aantal experimentele parameters. Deze factoren omvatten temperatuur, licht / donker 18, mengen / fysieke stroom bij de sediment-water-interface 19, opgeloste zuurstofconcentraties 20, en andere factoren die de belangrijkste elementen van het maken van goede metingen. Als bijvoorbeeld kernen van gedeelten die voldoende verlichting te ontvangen voor de groei van benthische microalgen, moet worden experimenten die donkere en licht 21 omvatten bedenken. Ook het toevoegen van zuurstofrijk bovenliggende water naar cores anoxischerepliceert niet veldomstandigheden. Experimentele afsluiting van een deel van aquatische ecosystemen kan leiden tot onvermijdelijke artefacten 22; is het essentieel dat de gebruikte in een sediment-water uitwisseling meetprogramma 1 benaderingen) erkennen de factoren die sediment-water uitwisseling in elk ecosysteem en 2) het minimaliseren artefacten afgeleid van experimentele manipulatie.
Protocol
Opmerking: De collectie van kernen onverstoorde sediment-water interfaces is essentieel voor het maken van goede experimentele metingen van de uitwisseling; zeer verstoorde kernen waarschijnlijk poriewater opgeloste stoffen wisselen bovenstaande water en hebben verhoogde opname van zuurstof via de oxidatie van Fe (II) en gereduceerde zwavelverbindingen. In dit artikel leggen we de nadruk sediment incubatie procedures van sedimenten met slechts een vluchtige opname van sediment steekproeven en chemische analyses van opgeloste stoffen en gassen. Vóór de bemonstering, of op basis van eerste resultaten, bepalen de mate van replicatie door het gehele project behoeften statistische opzet of verwachte hoeveelheid kleinschalige ruimtelijke variatie. Duplicate kernen zijn de minimale gebruikt door vele studies en drievoud zijn nuttig voor het toestaan van een betere statistische analyse.
1. Sediment Collection en Handling
Opmerking: De collectie van het sediment voor de uitwisseling experimenten wordt uitgevoerd met behulp van 1) manual inbrengen van kernen USIng duikers of in ondiep water of wetland, door waden, 2) pool ontkernen met behulp van een aluminium paal met een handmatig gesloten klep om sedimenten te behouden, of 3) doos uitboren.
- Bij elke plaats, nemen de plaats locatie via GPS bepalen bodemwater zuurstof, temperatuur, zoutgehalte met een waterkwaliteit sonde, en bepaal de fotosynthetisch actieve straling (PAR) op het oppervlak en de bodem met een PAR-sensor / meter.
- Verlaag de kwaliteit van het water sonde tot ~ 1 m boven het sediment en neem bodem water kenmerken (diepte, temperatuur, opgeloste zuurstof, temperatuur en zoutgehalte / geleidbaarheid).
- Verlaag een PAR-sensor met een onderwater sonde naar de sediment-water-interface met behulp van een verlaging frame. Vergelijk PAR metingen in de buurt van het sediment oppervlak PAR metingen direct onder de lucht-water interface naar de lichte vermindering te schatten onder de lichtomstandigheden.
- Implementeer een doos corer over de rand van de boot / schip, het verlagen van het langzaam om verstoringen te minimaliserenbij het penetreren van de sediment. Onderzoek de kern doos op zichtbare verstoring of overmatig resuspensie.
- Een box corer, plaatst kernbuizen in het sediment en gebruik een rubberen dop op de bovenkant van de kern bedekken. Voor flux experimenten, terwijl de ideale sediment / water evenwicht binnen de kern is 15 cm water en 15 cm van het sediment, in grove of sterk gecomprimeerde sedimenten verzamelen minder sediment diepte is een aanvaardbaar resultaat. Als de tarieven van zuurstofgebrek zijn overdreven, verschuift de balans naar meer hoogte waterkolom.
- Gebruiken meestal 6.35 cm binnendiameter kernen voor diep water studies en sedimenten met benthische microalgen of grote dierpopulaties, gebruiken 10 cm ID kernen. De belangrijkste beperking van kerndiameter de mogelijkheid om de bodem van de kern cap.
- Cap de bodem met een acryl bodemplaat die een embedded O-ring heeft. Herhaal dit proces totdat er voldoende herhalingen worden verzameld. Met de paal corer, eerste plaats de acryl bodemplaat in de kern liner, verwijder het klokhuis uit de corer, en voeg de stopper.
- Plaats cores in een hoog geïsoleerde waterkoeler die wordt overspoeld met ambient water van de site; Dit zorgt voor het behoud in situ temperaturen. Zorg ervoor dat de koeler blijft overeind. Gooi kernen die worden gestoord tijdens het transport.
- Pompbodem water die dichtbij de sedimentoppervlak in 20 L jerrycans voor gebruik in de experimenten. Gebruik een membraanpomp met 10-20 L / min capaciteit of een hoge snelheid peristaltische pomp.
- In ondiep ongelaagde water, vul de mandefles door "dunken" het in het water. Filtratie van de bodem water met een hoge capaciteit inline cartridge filter kan nuttig zijn op locaties met een hoge tarieven van de waterkolom zuurstofopname of fotosynthese (in het licht), het minimaliseren van de correctie van de waterkolom enige controle cores.
- Transporteren de kernen zo snel mogelijk de incubatie faciliteit. In het geval van uitgebreide vervoer, Aerobic cores kunnen worden zuurstofloze en kunstmatige borrelen of circulatie nodig zijn.
2. Eerste installatie
- Voor deze incubatie faciliteit plaats kernen in een incubatie bad hetzij in een milieu ruimte met gecontroleerde temperatuur, of in een dubbelwandige incubator met temperatuurregeling via een verwarming / koeling circulator. Stel de temperatuur tot onder water gemeten temperaturen in 1.1.1.
- Voeg onder water in de incubator, volledig onder te dompelen het sediment kernen. Voeg ook water aan 5 liter jerrycans met tuiten die zullen worden gebruikt om vervangende water af te geven.
- Voeg alleen water kern (zonder sediment) naar de incubator. Het gebruik van de waterkolom blanks belangrijk bij vrijwel elke omgeving om een eventueel waterkolom processen gassen en opgeloste stoffen beïnvloeden. Voor het meten van denitrificatie, kunnen deze blanks niet alleen waterkolom processen maar de gasuitwisseling met de acryl wanden van de kern geven.
- Bubble kernen with lucht gedurende ten minste 2 uur thermisch evenwicht en vol oxygenatie van bovenstaande water waarborgen. Zij kunnen 's nachts worden gehouden en tijdsverloop de volgende ochtend gestart. Langere pre-incubatieperiode zijn niet geëvalueerd voor werkzaamheid.
- Voor beluchting, met een kleine "T" wasfles bestaande uit ½ "PVC pijp met een drieweg koppelaar; een 1/8" buisje onderaan de T leidt tot meevoering van water omhoog borrelen in en zorgt niet alleen zuurstof maar circulatie van het water in de kern met water in de kuip incubatie.
3. sediment-water Incubation Procedures
- Na controle van de temperatuur, dan wordt het overeenkomt met de veldcondities hechten tollen naar de toppen van de kernen. Op dit punt dichten de kern van het aquariumwater. Laat de monsternamekraan op de kern ook voor dit proces. Handmatig vegen eventuele luchtbelletjes voorzichtig van de onderzijde van de tol.
- Elevate de vervanging water mandfles ~ 30-40 cm hoger dan de toppen van de incubatie kernen en laat de lijnen naar beneden om de lucht in de leiding te elimineren. Hoewel nog steeds vloeiend, hechten de lijnen naar de kern toppen en de kleppen te sluiten.
- Schakel de centrale roeren draaitafel en stel de rotatiesnelheid zodat kernen roteren ~ 40 keer per minuut, of met een snelheid die voldoende is om de waterkolom te mengen, maar niet het sediment te resuspenderen.
- Ongeveer 5 min nadat alle kernen zijn verzegeld, opent de vervanging water klep en het monster klep, en bevestig vervolgens een kort stuk slang aan het monster klep met behulp van een Luer fitting. Plaats deze monsterbuis in de bodem van een 7 ml glazen buis, die overvol. Voorafgaand aan capping de buis, voeg 10 ul van 30 g L -1 HgCl2 als conserveermiddel.
- Bewaar deze monsters onder water bij temperaturen dicht bij de incubatietemperatuur. Andere laboratoria hebben met succes gebruik 12 ml "Exetainers" voor sample opslag.
- Voor opgeloste sampling, bevestig een 20 ml spuit om het monster klep en open de vervangende water ventiel. De injectiespuit vult totdat volledige gebruik van alleen de zwaartekracht. Bevestig een zuiger en een filter schijf en vervolgens filteren van de monsters in flesjes. Deze monsters voor nutriëntenanalyses worden bevroren op -20 ° C tot analyse.
Opmerking: Het tijdsverloop van monsters in het donker omvat typisch 4 bemonsteringsperioden de intervallen tussen bemonstering variërend van 0,5 tot> 2 uur, afhankelijk van de snelheid van zuurstofopname. Met lage tarieven van de zuurstofopname, de tijdsintervallen zijn lang; in sedimenten met een hoge tarieven van de ademhaling, moet intervallen kort. Te hoge volumes van het monster genomen op elk monster punt kan resulteren in steekproeven een te groot deel van het gehele monster volume; in ons werk deze steekproef volumes leiden tot een te verwaarlozen correctie. Als groter volume van het monster nodig is, kernen grotere diameter of een grotere hoogte waterkolomnoodzakelijk zijn. - Ga niet verder met een tijdsverloop van steekproeven onder een drempel van 50% zuurstofgebrek, met zuurstof uitputting van 25% meestal voldoende signaal in nutriëntenconcentraties. Hier, gebruik gekalibreerd optoden voor een directe analyse van de zuurstofconcentraties en zuurstofverzadiging.
- Als de sedimenten zijn afkomstig uit ondiep, verlichte omgevingen, op de 4 e sampling, zet de lichten en neem 3 daaropvolgende monsters. Merk op dat in sterk fotosynthetische sedimenten, oververzadiging O2 en belvorming beperkt de meting van gas fluxen in sommige gevallen. De voortdurende bewaking van zuurstof is een steeds levensvatbaar en waardevol alternatief, met optische meettechniek met een relatief kleine probes die zeer betrouwbaar en nauwkeurig zijn.
- Aan het einde van het sediment incubaties, ofwel het meten van de hoogte van de waterkolom of sifon de waterkolom in een maatcilinder om direct de toonhoogteine het watervolume, en neem foto's van elke kern.
4. Sample Analysis
- Pomp monsters voor de analyse van N2, O2 en Ar een membraan inlaat massaspectrometer, en bepalen de verhoudingen van N 2: Ar en O2: Ar <0,03% 12,23 nauwkeurigheid.
- Paar een quadrupool massaspectrometer aan een membraan inlaat. Schuif de monsterhouder in de membraanbuis met een peristaltische pomp. Verzamel het monster afval in een plastic mandfles en behandelen als chemisch afval als gevolg van de Hg conserveermiddel. Kalibreren met gedemineraliseerd water in evenwicht gebracht met de lucht bij de temperatuur van incubatie.
- Voer voedingsstof analyseert handmatig op ≤ 5 ml monsters of op kleinere volumes met behulp van geautomatiseerde analyzers. Bij monster ontdooien start analyseert onmiddellijk. De keuze van de nutriëntenanalyses procedure moet een precisie voldoende is om veranderingen in nutriëntenconcentratie observeren tijdens incubatie opleveren. typische detectielimieten zijn <0,05 umol L -1 en tijdsverloop trends kan moeilijk zijn waar te nemen in het kader van zowel extreem lage en extreem hoge concentraties voedingsstoffen.
- Voor colorimetrische analyse van oplosbare reactieve fosfor gebruikt ascorbinezuur fosfomolybdaat techniek. Voor de analyses ammonium, gebruiken een nacht kleurontwikkeling met een fenol hypochlorietoplossing 24. Geautomatiseerde colorimetrische analyses, hetzij met behulp van gesegmenteerde stroom of een discrete analyzer, zijn een geweldig alternatief en gebruik maken van een lagere sample volume.
- Voor analyses van nitraat plus nitriet, gebruik maken van 's nachts kleur ontwikkeling met behulp van vanadium chloride als een reductant 25, of gebruik maken van een geautomatiseerde analysator
- Vergelijk absorpties bepaald op een UV / VIS spectrofotometer standaard curves en concentraties te bepalen van een regressie van normen concentraties en absorpties.
5. Berekening van sediment-water Wisselkoersen
- Regressie de concentraties van gas of nutriënt versus de tijd onafhankelijk van elkaar voor zowel donkere als verlichte incubaties, met de helling, uitgedrukt in umol L -1 hr -1. Corrigeer de hellingen van de incubatie kernen voor de helling van de waterkolom-only cores. Gebruik enige significante regressies (P <0,05) voor berekeningen; welke niet-significante gegevens in de definitieve gegevens spreadsheets.
- Bereken sediment-water wisselkoersen van de helling van de verandering van de chemische bestanddeel concentraties in de bovenliggende water:
Waarin F de stroom (umol m -2 h -1), ΔC / At is de helling van de concentratie verandering van bovenstaande water (umol L -1 h-1), V het volume van het bovenstaande water (L) en A is de oppervlakte van de bebroede kern (m -2) .Om te schatten de dagelijkse flux, vermenigvuldig het verlichte rente met de uren van lichten toe te voegen aan de donkere tarief vermenigvuldigd met de uren van de duisternis.
6. Reporting
- Bij het rapporteren van de resultaten van sediment-water uitwisseling metingen voldoende informatie voor andere wetenschappers om de omgeving die is bemonsterd begrijpen. Essentiële informatie omvat: 1) sitelocatie en waterdiepte, 2) fysische eigenschappen zoals veld en incubatietemperatuur en PAR, 3) onder water kenmerken zoals zuurstof, nutriënten concentraties en zoutgehalte, 4) sedimentkenmerken zoals korrelgrootte, organische stof concentraties, en de aanwezigheid van bodemdieren.
Representative Results
Resultaten van sediment flux metingen in de buurt van een aquacultuurvoorziening op de Choptank River (Chesapeake Bay, MD) worden weergegeven in figuur 1 en de interpretatie van deze resultaten in een ecosysteem context worden elders 26 gepresenteerd. De incubaties werden meer dan 7 uur uitgevoerd, met donker incubaties, gevolgd door verlichte incubaties data. Gegevens uit twee kernen en de waterkolom enige controle getoond. De snelle afname van zuurstof in het donker werd enigszins afgezwakt door belichting; de fotosynthese microalgen productie was niet zo hoog als ademhaling, het belangrijkste effect van verlichting die een verlaagde snelheid van verandering van zuurstof. De controle-kern ervaren kleine afname in zuurstofconcentratie in het donker en een kleine toename in het licht.
N 2 werden bepaald door de N 2: Ar ratio en deberekende Ar verzadiging waarden uit de literatuur voor de waargenomen temperatuur en zoutgehalte 27. Bij een typische nauwkeurigheid van 0,02% voor de N 2: Ar verhouding, deze gegevens nauwkeurig ~ 0,1 umol L -1 N2. Het sediment kernen en de waterkolom lege kernen hadden een toename in N 2 in de tijd, met veel hogere stijgingspercentages van de kernen. Onder verlichting, hellingen waren over het algemeen vergelijkbaar met de donkere snelheid van N2 verandering.
Fluxen van opgeloste NH4 + vrij hoog in deze plaats, met donkere toename van> 20 umol L -1 één kern. Verlichte NH4 + fluxen waren veel lager. Zowel kernen en de waterkolom leeg had NO x afnemende - concentratie na verloop van tijd, nivelleren tijdens belichting. Voor alle stromen worden de concentratie gegevens en gegevens over de kern volume en andere relevante parameters getoond in
Figuur 1. Tijdsverloop data van een ondiep water plaats in de rivier Choptank die was bedekt met drijvers bevattende gekweekte oesters. De gegevens zijn afkomstig van duplo kernen (A en B) en de gegevens van een waterkolom blanco getoond. Zuurstofconcentraties N2, NH 4 + en NO x - (de som van NO 3 - en NO 2 - worden zowel het donkere gedeelte van de incubatie (gearceerde gebied) en het belichte deel van de incubatietijd de vierde keer. punt van de donkere incubatie is ook het eerste tijdstip van het verlichte tijdreeksen; lichten waren ingeschakeld op het moment van bemonstering de lijnen zijn lineaire regressies en hellingen zijn weergegeven in tabel 1..98 / 54098fig1large.jpg "target =" _ blank "> Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.
| Zuurstof - Dark | Time (hr) | Core A | Core B | Controle | |||||
| 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 | ||||||
| Slope (umol L -1 h-1) | -23,5 | -35,9 | -3,4 | ||||||
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | -20,1 | -32,5 | |||||||
| Rate (umol m -2 uur -1) | -3095 | -4875 | |||||||
| Zuurstof - Light | Time (hr) | Core A | Core B | Controle | |||||
| 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 | ||||||
| Slope (umol L -1 h-1) | -10,1 | -9,8 | 2.9 | ||||||
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | -13 | -12,7 | |||||||
| Rate (umol m -2 uur -1) | -2000 | -1905 | |||||||
| N 2 - Dark | Time (hr) | Core A | Core B | Controle | |||||
| 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 | ||||||
| Helling N2 (umol L -1 h-1) | 0,471 | 0,645 | 0.12 | ||||||
| Gecorrigeerd Slope N2 (umol L -1 hr -1) | 0,351 | 0,525 | |||||||
| Geef een N 2 N (umol m -2 h -1) | 108.1 | 157.5 | |||||||
| N2 - Light | Time (hr) | Core A | Core B | Controle | |||||
| 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 | ||||||
| Helling N2 (umol L -1 h-1) | 0,481 | 0,378 | 0,096 | ||||||
| Gecorrigeerd Slope N2 (umol L -1 hr -1) | 0,386 | 0,282 | |||||||
| Geef een N 2 N (umol m -2 h -1) | 118.9 | 84.6 | |||||||
| Core Oppervlakte (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | Core Volume (L) | 0,4874 | 0,4747 |
. Tabel 1. Tijd cursus data voor O 2 en N 2 uit sedimenten onder oester aquacultuur drijft in de rivier de Choptank, een subestuary van de Chesapeake Bay De gasconcentraties zijn afgeleid van O 2: Ar en N2: Ar verhoudingen bepaald via membraan inlaat massaspectrometrie. Het tijdsverloop regressie R2-waarden zijn aanzienlijk voor waarden> 0,9025 (P <0,05). Hellingen worden bepaald door lineaire regressie en gecorrigeerd hellingen worden bepaald door het aftrekken van de mate van verandering van de waterkolom alleen leeg. Positieve tarieven zijn netto stromen uit het sediment, negatieve tarieven geven flux in het sediment. N 2 flux-gegevens worden uitgedrukt in N 2-N, waardoor bedrijRison om NH4 + en NO x - fluxen gemakkelijker. Deze site had sedimenten hoofdzakelijk bestaat uit leem en klei met een volledig aërobe waterkolom omstandigheden. Het gebied van de kernen was 31,65 cm -2 en de waterkolom diepte 15,4 cm kern A en 15,0 van fundamentele B. Alle concentraties van N2 en O2 zijn umol L -1. Het uiteindelijke tarief voor N2 flux wordt uitgedrukt in N 2-N.
| NH4 + - Dark | Time (hr) | Core A | Core B | Controle |
| 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 | |
| Slope (umol L -1 h-1) | 2.88 | 5.36 | -0,53 | |
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | 3.41 | 5.89 | ||
| Rate (umol m -2 uur -1) | 525 | 884 | ||
| NH4 + - Licht | Time (hr) | Core A | Core B | Controle |
| 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 | |
| Slope (umol L -1 h-1) | 1.37 | 1.13 | -0,55 | |
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | 1.92 | 1.68 | ||
| Rate (umol m -2 uur -1) | 296 | 252 | ||
| NO x - - Dark | Time (hr) | Core A | Core B | Controle |
| 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 | |
| Slope (umol L -1 h-1) | -0,229 | -0,345 | -0,089 | |
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | -0.14 | -0,256 | ||
| Rate (umol m -2 uur -1) | -21,6 | -38,4 | ||
| NO x - - Light | Time (hr) | Core A | Core B | Controle |
| 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 | |
| Slope (umol L -1 h-1) | -0,078 | -0,103 | 0 | |
| Gecorrigeerd Slope (umol L -1 hr -1) | -0,078 | -0,103 | ||
| Rate (umol m -2 uur -1) | -12 | -15,5 | ||
| Core Oppervlakte (m 2) | 0.003165 | 0.003165 | ||
| Core Volume (L) | 0,4874 | 0,4747 |
Tabel 2. Tijdsverloop gegevens NH4 + en NO x - uit dezelfde sediment kernen voor tabel 1. Het tijdsverloop regressie R2-waarden zijn aanzienlijk voor waarden> 0,9025 (P <0,05). Hellingen worden bepaald door lineaire regressie en gecorrigeerd hellingen worden bepaald door het aftrekken van de mate van verandering van de waterkolom alleen leeg. Positieve tarieven zijn netto stromenuit het sediment, negatieve tarieven geven flux in het sediment. Alle concentraties voor NH4 + en NO 2 - zijn umol L -1.
Discussion
De hier beschreven techniek is toegepast op tal van soorten van aquatische systemen, zowel ondiep en diep, en we vonden het goed te werken in de meeste omstandigheden. Deze aanpak werd aangepast van methoden dat door collega's die in de literatuur; het is geoptimaliseerd voor het meten van denitrificatie via membraaninlaat massaspectrometrie. Een sterk punt van deze aanpak is de mogelijkheid om een groot aantal cores tegelijk verwerken. Repliceren elke site met twee- of drievoud kernen verhoogt het vertrouwen in de metingen, maar een alternatieve benadering is om sites met minder gemaximaliseerd, onder deze omstandigheden de gemiddelde waarde voor een milieu-segment meer representatief zijn voor de variatie in de natuur kan zijn. Voor het ophelderen van seizoensgebonden verschillen, kan een meting tijdreeks op een kleiner aantal locaties een bruikbare strategie.
In dit protocol zijn er verschillende kritische stappen. Paramount aan het maken van sUccessful metingen is de verzameling van kernen met een intacte sediment-water interface. Hoewel verwerpen kernen die niet aan dit criterium van het veld kan vermoeiend zijn, heeft slechtere kernen leiden tot slechte nauwkeurigheid en precisie. Het houden van aërobe cores belucht en dicht bij het origineel collectie temperatuur artefacten te minimaliseren en onderhouden van gezonde, intacte microbiële en metazoan populaties. Tenslotte voor O 2 en N 2 monsters, het toevoegen van kwikchloride conserveermiddel kritisch. We hebben waargenomen dat onjuiste behoud van monsters gas, waaronder overmatige verwarming en koeling van de injectieflacons, kunnen deze flux metingen in gevaar brengen. Andere laboratoria hebben met succes toegepast 7,0 M ZnCl2 als een minder toxisch bewaarmiddel dat lagere kosten voor afvalverwijdering heeft; voor een 7 ml van het monster van een 30 pi toevoeging geschikt is.
De precieze en nauwkeurige analyse van de verhouding van N2 en Ar is om de bepaling van de N 2 2: Ar verhoudingen veranderen als functie van de zuurstofconcentratie waardoor sommige onderzoekers om zuurstof te verwijderen voorafgaand aan de analyse bepleiten, opgewekt met verwarmde koperen 28. De instrumenten in ons laboratorium werd gebruikt om het effect van zuurstof in N 2 bepalen: Ar verhoudingen 23 en het effect bleek zeer klein, <0,03% voor bescheiden zuurstofdepletie te zijn. De verschillen in de aanpak van de beoordeling van de zuurstof "effect" lijkt te leiden tot verschillende conclusies door verschillende onderzoekers 23,28,29. Een grote zuurstof effect op de N 2: Ar verhoudingen zou leiden tot ten onrechte hoge tarieven van N2-N uitstroom; in onze ervaring, hebben we veel waarnemingen van te verwaarlozen N2 N uitstroom onder hoge mate van zuurstofgebrek. In laboratoria waarin de zuurstof effect op N 2: Ar verhoudingen lijken groot, een bruikbaar alternatief is de onafhankelijke meting van zuurstofconcentraties gebruik van elektroden of optoden en zuurstofverwijdering uit de massaspectrometrische analyse met behulp van inline verwarmde Cu.
Problemen met deze techniek is alleen mogelijk na bestudering van het sediment flux gegevens. Belangrijke factoren te overwegen wanneer regressies zijn armen of roeren was continu werden monsters verzameld en correct bewaard en of verloop in de tijd was te kort om schatting van de lage tarieven mogelijk te maken. De lengte experimenten wordt algemeen door de zuurstof tijdsverloop stellen met lage metabolisatiesnelheid vereisen langere incubaties om de signaal-ruisverhouding ingebed in het tijdsverloop regressies verhogen. Hoge tarieven van zuurstof productie die O 2 belletjes op te maken gas stromen moeilijk, maar opgeloste stromen kan niet gewijzigd.
Het is noodzakelijk om de beperkingen van deze benadering te begrijpen. De kleine kernen omvatten 0,3% van een vierkante meter en de grotere kernen dekken 0,6%. In plaatsen met aanzienlijke heterogeniteit in de meter schaal heterogene verdelingen van Animals of planten kunnen wijzen dat één of twee kernen geen voldoende vertegenwoordiging kan. Er zijn ook een aantal omgevingen die moeilijkheden meting te presenteren. Voor het meten van denitrificatie kan de aanwezigheid van methaan of zuurstofbellen de techniek vervallen, met N 2: Ar verhoudingen beïnvloed door differentiële opname van gassen in de bellen. In sediment gekoloniseerd door benthische microalgen, de vorming van zuurstofbelletjes leidt tot een preferentiële strippen van N 2 ten opzichte van Ar en verlaging van de N 2: Ar ratio. In het algemeen kunnen we niet meten denitrificatie op het punt waar bubbels vorm. Anaërobe omgevingen vormen verschillende uitdagingen, en beluchting van kernen verandert de redox dynamiek in het sediment-water interface. Wij verzegelen cores onder roeren tops onmiddellijk na het verzamelen en de stromen te starten zonder dat het volledig 30 ter vervanging van de waterkolom. Onze experimenten met verlichte sedimenten hebben meestal verzadigen of bijna-saturating niveaus van verlichting 31, en dus het effect van benthische microalgen maximaliseren.
Sediment-water uitwisseling metingen een meting van de netto flux van materialen over het sediment-water interface. Echter deze metingen alleen vaak niet de mechanismen die deze grensvlakken uitwisselingen identificeren. Als de onderzoeksvraag betreft inzicht mechanismen, andere informatie over organische stof reactiviteit, terminale elektron acceptor zonering, bioirrigation en bioturbatie en fotosynthetische organismen kan noodzakelijk zijn. Modelleren inspanningen 7 kan bepaling van poriewater chemie, directe maatregelen van organisch materiaal reactiviteit 32, opsomming van dierpopulaties, sediment bio-irrigatie, sediment aanwas, of experimentele manipulaties van redox of bovenliggende water chemie 13 vereisen. In onze studies, goede sediment-water uitwisseling van gegevens is een belangrijk onderdeel van het begrijpen van de chemie van waterbodems,en in combinatie met andere metingen, identificeert de rol van slibrecyclagecentra processen in aquatische kringlopen.
Met zorg ten aanzien van sediment handling, temperatuurregeling, en het mengen waterkolom, kern incubaties zijn een nuttige benadering van de schatting van de uitwisseling van opgeloste stoffen en gassen bij het sediment-water interface. Echter de hier gebruikte technieken modificatie nodig voor sommige omgevingen en moeilijke logistiek, zoals uitgebreide tijdsperioden vóór incubatie. Tot nu toe hebben we met succes deze incubatie benadering toegepast op estuaria, kust, wetland, meer, reservoir, de rivier en het behoud vijver omgevingen met minimale wijziging.
Disclosures
De auteurs hebben niets te onthullen.
Acknowledgments
De auteurs ontwikkelde deze aanpak met behulp van onze waarnemingen van de werkzaamheden van Walter Boynton en Pete Sampou en coöperatieve werkzaamheden op denitrificatie met Todd Kana aan de Universiteit van Maryland Center for Environmental Science uitgevoerd. Ontwikkeling van onze denitrificatie benaderingen zou niet mogelijk zijn geweest zonder de steun van de Maryland Sea Grant Program en de National Science Foundation. De representatieve gegevens die hier gebruikt werden verzameld met financiering van Maryland Sea Grant (R / AQ-5c) en het schrijven van de inspanningen werden ondersteund door Maryland Sea Grant (R / SV-2), de NOAA Chesapeake Bay Office (NA13NMF4570210), de Oyster Recovery Partnership , de National Science Foundation (OCE1427019), Exelon Corporation, en de Maryland Milieudienst / 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).
