Summary
Opløst organisk stof giver en vigtig kilde til energi og næringsstoffer at streame økosystemer. Her demonstrerer vi et felt-baseret metode til at manipulere den omgivende pulje af opløst organisk stof in situ gennem let reproducerbare impulser næringsstoffer.
Introduction
Opløst organisk stof (DOM) giver en vigtig energi og næringskilde til ferskvand økosystemer og er defineret som organisk stof, der passerer gennem en 0,7 um filter. Inden akvatiske økosystemer, kan DOM også påvirke lys dæmpning og metal kompleksdannelse. DOM er en meget forskelligartet og heterogen blanding af organiske forbindelser med forskellige funktionelle grupper, samt essentielle næringsstoffer som kvælstof (N) og fosfor (P). Medens udtrykket "DOM" beskriver hele puljen herunder dens C, N og P komponenter, er dets koncentration, målt som opløst organisk kulstof (DOC). Den iboende molekylære kompleksitet DOM pool dog skaber udfordringer for sin undersøgelse. For eksempel er der ingen direkte metode til at måle den del af den samlede DOM pulje bestående af organiske næringsstoffer såsom opløst organisk nitrogen (DON) og opløste organiske phosphor (DOP). I stedet må koncentrationen af organiske næringsstoffer bestemmes ved forskellen ( Tilføjelse af en realistisk DOM ændring af en strøm er vanskelig på grund af mangfoldigheden af den omgivende DOM pool. Tidligere undersøgelser har tilføjet enkelt carbon kilder (f.eks glucose, urea 1) eller en enkelt kilde, som nedfaldne blade perkolat 2 at manipulere koncentrationer på området. Men disse kilder ikke særlig repræsentativ for den omgivende DOM pool,. Forsøger at forfine eller koncentrat omgivende DOM til efterfølgende eksperimenter også udvirket med problemer, herunder tab af visse fraktioner (f.eks meget labile komponenter) under behandlingen. Som et resultat, er det vanskeligt at forstå kontrollerne på den omgivende DOM puljen, som vi i øjeblikket ikke har nogen metode til direkte manipulere omgivende DOM pool. Men da biogeokemisk DOM er knyttet til næringsstoffer almindeligt forekommende i miljøet (f.eks nitsats [NO 3 -] 3), kan vi tilføje andre opløste stoffer til at streame økosystemerne og måling af, DOM puljen til disse manipulationer. Ved at undersøge, hvordan DOM pool reagerer på en bred vifte af eksperimentelt pålagt næringsstofkoncentrationer vi håber at få bedre indsigt i, hvordan DOM reagerer på svingende miljøforhold. En fremgangsmåde almindeligt anvendt i strøm biogeokemi er det næringsstof tilsætning metode. Næringsstoffer tilføjelse eksperimenter har traditionelt været brugt til at forstå uptake kinetik eller skæbne tilføjede opløste stof 4,5,6,7. Næringsstoffer tilføjelser kan være kortvarig på hr 6 til dag skala 4, eller langsigtede manipulationer i løbet af flere år 8. Næringsstoffer tilføjelser kan også omfatte isotopmærket næringsstoffer (f.eks 15 N-NO 3 -) at spore tilføjet næringsstof gennem biogeokemiske reaktioner. Men isotop-baserede studier, ofte expensive og kræver udfordrende analyser (f.eks spaltninger) af de mange bundlevende rum hvor isotopmærkede næringsstoffer må beholdes. Seneste eksperimenter har afsløret anvendeligheden af kortsigtede impulser næringsstoffer at belyse kontrol med ikke-tilsat og omgivende opløste stoffer såsom DOM 9,10, afslører en ny måde ved at undersøge realtid in situ biogeokemiske reaktioner. Her beskriver vi og demonstrere de vigtigste metodiske skridt til at gennemføre impulser kortsigtede næringsstoffer med det formål at forstå den koblede biogeokemisk C og N, og specielt knapperne på meget forskelligartede DOM pool. Denne nemt reproducerbar metode indebærer tilsætning af et næringsstof impuls til en eksperimentel stream rækkevidde og måling af ændringer i koncentrationen af både det manipulerede opløste stof og responsvariabel af interesse (f.eks DOC, DON, DOP). Ved direkte at manipulere næringsstofkoncentrationer in situ er vi i stand til indirekte at ændre DOMpool og undersøge, hvordan DOM koncentration ændringer på tværs af en dynamisk vifte af næringsstoffer koncentrationer 10.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. identificere og karakterisere Ideal Experimental Stream Reach
- Sikre, at eksperimentelle stream løb er lange nok til at fremme fuldstændig blanding af opløste stoffer 11 og lange nok hvor biologisk optagelse kan forekomme. Reach længder kan variere mellem vandløb og eksperimenter. I små første ordens Headwater streams, nå længde kan variere fra 20-150 m (eller længere, hvis systemet kræver det) afhængigt af udledning og andre fysiske egenskaber af strømmen.
- Udelukke store pools fra eksperimentelle når, som de retardere nedstrøms bevægelse af opløste stoffer, minimal strømsektioner og bifloder der udvander den tilsatte opløsning. Times med lav udledning kan kræve afkorte rækkevidde længde, mens højere udledning kan kræve en længere rækkevidde.
- Identificere en placering på toppen af den eksperimentelle stream nå over en riffel at lette blanding af de tilsatte opløste stoffer. Dette vil være tilsætningen site. I bunden af den eksperimentelle streamnå, identificere en placering, hvor strømning er indsnævret og repræsenterer omkring 90% af den totale strøm (figur 1). Dette vil være prøven indsamlingssted.
Figur 1:. Eksempel på Downstream prøvetagningsstedet En ideel sampling site er hvor størstedelen af strømmen er indsnævret og let tilgængeligt uden forstyrrelse af åen kanal og benthos. Her en falden stykke træ vragrester har skabt denne prøvetagningssted i en lille første ordens Headwater stream. Klik her for at se en større version af dette tal.
- Opnå udledning måling og baggrund næringsstoffer koncentrationer af opløste stoffer af interesse forud for eksperimenter for at beregne massen af opløste stoffer, der er nødvendige for Manipgørelser. Se beregninger i trin 2.2.1.
- Opnå koncentration baggrundsdata for målet opløste stof for manipulation (f.eks NO 3 -) og klorid (Cl -), der ofte bruges som den konservative sporstof. Brug den konservative sporstof i forbindelse med disse eksperimenter, for at spore ændringer i ledningsevne, som angiver ankomsten af næringsstof pulsen på prøvetagning station og den sats, hvor pulsen passerer igennem. Ledningsevne, eller specifik ledningsevne, er et surrogat for in-situ ændringer i koncentrationen af det konservative sporstof.
- Karakterisere de fysisk-kemiske egenskaber af den eksperimentelle rækkevidde ved at indsamle accessoriske data såsom rækkevidde bredde og dybde, temperatur, pH og opløst oxygen.
- Udføre målinger, der ikke kan foretages under anvendelse af en miljømæssig probe (f.eks bredde og dybde), dagen før eller umiddelbart efter eksperimentet for at minimere enhver bentisk or kemisk forstyrrelse i strømmen kanalen. Opdel den eksperimentelle rækkevidde i ækvidistante transekter (fx hver 10 m), hvor bredden og mindst 3 dybdemålinger kan vurderes (f.eks højre bred, thalweg, og venstre bank). Disse data er værdifulde for at forbinde de fysiske egenskaber af en stream til biogeokemiske målinger, og hvis forskerne er også interesseret i at beregne uptake næringsstoffer kinetik og parametre 6.
2. Forberedelse til Experiment
- Bestemme massen (kg) af opløst stof kræves for manipulation under anvendelse af de skitserede nedenstående ligninger.
Bemærk: Nedenstående eksempel gælder for et nitrat-baserede forsøg med NO 3 - i form af natriumnitrat (nano 3), og forudsætter en målrettet stigning på 3x over baggrunden (ligninger er baseret på de af Kilpatrick og Cobb 12). I dette eksempel er der foretaget følgende forudsætninger med resventer at baggrunden betingelser: udledning = 10 L / sek; [Cl] = 10 mg / l; [NO3 -] = 50 ug N / l. På grund af variation blandt eksperimenter, tilpasse nødvendige input data.- Beregn Målrettet stigning (ligning 1):
Målrettet [NO 3 - pg N / L] stigning = forventede baggrund [NO 3 - pg N / L] * tilsigtede stigning
150 ug N / L = 50 pg N / L * 3 - Beregne den samlede atommasse flux (ligning 2):
Total atommasse flux (NO 3 - pg N) = 30 min * 60 sek * Q (L / sek) * målrettet [NO 3 - pg N / L] stigning
Hvor 30 minutter er den formodede varighed solut top 12 og Q er udledning
2 700 000 ug N = 30 min * 60 sek * 10 L / s * 150 ug N / L - Beregne den samlede molekylmasse flux (ligning 3):
Total molekylmasse flux (NO 3 - ug N) = det samlede atommasse flux (NO 3 - ug N) / atommasse (14) * molekylær viight (85)
Hvor atommasse henviser til N og molekylvægten refererer til NaNO 3.
16,392,857.14 ug N = 2.700.000 ug N / (14 * 85) - Beregn massen at tilføje (ligning 4):
Masse at tilføje (g) = samlet molekylmasse flux (NO 3 - pg N) / 1.000.000 g / mg
16.39 g NaNO 3 = 16,392,857.14 ug N / 1.000.000 g / ug
Bemærk: Følg ovenstående beregninger for andre opløste stoffer, herunder den konservative sporstof (f.eks natriumchlorid). Sørg for at justere de atomare og molekylære masser for det opløste stof af interesse.
- Beregn Målrettet stigning (ligning 1):
- Forbered alle opløste stoffer en dag før markforsøg. Afvej nok opløste stoffer til at hæve den omgivende koncentration af både den biologiske sporstof og den konservative sporstof tre gange (eller ønskede mængde) over baggrund. Det er vigtigt, at mængden af tilsatte opløste stoffer forårsager en målelig ændring over baggrunden koncentration, der er tilstrækkelig til at skabe awide dynamikområde i koncentration tilføjet næringsstof.
- Afvejes opløste stoffer ved hjælp af analytiske skalaer og efterfølgende lagre i rene syre-vaskede high-density polyethylen flasker med passende etiketter. Eksempler på biologiske sporstoffer omfatter: NO 3 -: natriumnitrat (nano 3); NH4 +: ammoniumchlorid (NH4Cl); PO 4 -3: kaliumphosphat (K 2 HPO 4). valg af biologisk sporstof vil dog være en funktion af den biogeokemiske spørgsmål bliver stillet. Indstillinger for konservative sporstoffer omfatter natriumchlorid (NaCl) og natrium bromid (NaBr).
- Saml de resterende materialer: field bog, mærkning tape og pen, felt målebånd, køler, ledningsevne meter, ~ 20 L spand og store omrøring stang (f.eks øl padle, armeringsjern, stor pind), cirka 50 rene og syre-vaskede 125 ml høj -density polyethylen flasker. Mærk de 125 ml flasker # 1-50.
Bemærk: Lkan tages ess end 50 prøver pr eksperiment og prøver baggrund er inkluderet i de 50 samlede flasker. - Valgfrit: Afhængigt af antallet af marken personale, udføre prøve filtrering på stedet (se afsnit # 5). Hvis man vælger denne mulighed, bringe 50 rene, pre-mærket og syre-vasket 60 ml high-density polyethylen flasker i feltet. Mærk de 60 ml flasker # 1-50 for at matche de 125 ml indsamling flasker.
3. Dag Set Up
- Implementer feltet ledningsevne måleren på indsamlingsstedet. Placer instrumentet opstrøms (ca. 0,5-1,0 m), hvor prøverne bliver taget så prøvetagningen ikke forstyrrer instrumentaflæsninger. Måleren vil forblive på plads under hele forsøget. Et felt ledningsevne måleren er bedst, da det giver real-time ledningsevne aflæsninger, som er nødvendige for at bestemme samplingfrekvens (se trin 5.2) og filtrering og analyse ordre (trin 5.3 og 6.1).
- Saml 125 ml baggrund Samples i tre eksemplarer ved tilsætning stedet og på opsamlingsstedet for den eksperimentelle rækkevidde før tilsætningen af opløsningen. Disse data vil blive brugt til at verificere dag-af omgivende fusion og at bestemme variationen i koncentration af opløst stof langs åen rækkevidde. Disse data er også værdifuldt at forbinde omgivende stream kemi: - til biogeokemiske målinger af interesse (f.eks DOC NO3 nøgletal 13.).
- Optag tid og ledningsevne baggrunden prøver indsamlet.
- Optag baggrunden ledningsevne strøm forud for tilsætning af opløsninger.
4. Tilføjelse Opløste stoffer
- Hæld alle reagenser (16,39 g NANO 3 og 1483 g NaCl) i en stor container (f.eks 20 L spand) og tilsæt nok strøm vand for at opløse de opløste stoffer. Skyl reagensbeholderne tre gange med yderligere stream vand og hæld skyl i opløsningsbeholderen. Hold styr på mængden af tilsat vand.
- For eksempel bruger en 500 ml flaske til at hælde strøm vand i beholderen. Omrør opløsningen indtil alle reagenser er blevet fuldstændig opløst.
- Collect 60 ml prøve af tilsætningen opløsning. Hold dette stærkt koncentrerede prøve separat (f.eks zip-lock pose) fra alle andre prøver at minimere krydskontaminering. Sådanne prøver er vigtigt, hvis beregning næringsstofoptagelse kinetik 6 er en yderligere mål for forskningsarbejdet da disse prøver kan anvendes til at bestemme den nøjagtige masse af opløste stoffer tilsættes.
- Hæld opløsningen i tilsætning site. Gør dette ved at hælde opløsningen i en glat og hurtig bevægelse for at minimere rejse halter tid og sprøjt, der kunne reducere mængden af reagenser tilføjet. Skyl beholderen og rørepinden tre gange i strømmen umiddelbart efter tilsætningen for at sikre alle reagenser er blevet tilsat til strømmen.
- Registrere den tid opløsningen blev tilsat: hr: min: sek.
- Optag masserne af sporstoffer tilføjet(F.eks NaNO 3 og NaCl).
- Efter opløsningen er tilsat, ikke forstyrrer strømmen. Sørg for, at alle rejser langs åen sker på bredden for at sikre, at strømmen benthos og den løsning, selv ikke forstyrres.
5. Felt Sampling
- Bestil prøvetagning flasker i stigende rækkefølge, mens de venter løsning at ankomme til det sted prøvetagning. Rejsetiden vil være en funktion af afladning og nå længde og kan bestemmes forud for tid (én dag før) enten med en NaCl-only injektion eller rhodaminfarvestof (som kan bruges til at etablere rejsetid 14).
Bemærk: Hvis arbejder på en DON-tema projekt, undgå at bruge rhodaminfarvestof da det er en form for DON og vil derfor ændre den omgivende DON puljen, hvis rester i undersøgelsen rækkevidde.
Figur 2:Eksempel Skematisk af opløst stof Gennembrud Curve (BTC). En BTC repræsenterer ændringer i koncentration af opløst stof over tid og kan bruges til at forklare transit og biogeokemiske kredsløb af et sporstof i en strøm. Grab prøver bør tages på tværs af BTC med en frekvens, der giver lige antal repræsentanter for både op- og nedstigende lemmer af BTC. Klik her for at se en større version af dette tal.
- Prøvetagning
Bemærk: overordnede mål for prøvetagning, er i tilstrækkelig grad repræsenterer ændringer i koncentration af opløst stof langs begge de stigende og faldende lemmer pausen gennem kurven (BTC) (figur 2).- Ved ankomsten af løsningen (opdages via en stigning i ledningsevnen), indsamle prøver i 125 ml flasker hele BTC ved at holde en 125 ml flaske i hovedstrømmen af vand ved prøvetagningsstedet. Hurtigly skylle flasken med strøm vand og kassér skylles nedstrøms og derefter tage prøven. Cap prøve og sted i køligere.
- Registrere den tid (hr: min: sek) og ledningsevne af hver prøve taget langs BTC i et felt bog (tabel 1).
- Saml prøver baseret på tid (f.eks 1 min intervaller) eller baseret på den hastighed, hvormed ledningsevne ændringer. For eksempel, hvis ledningsevne er under forandring hurtigt, prøve hver 30-60 sek indtil ændringer i ledningsevne langsom, på hvilket tidspunkt prøver kan tages hver 5-10 min. For intervaller baseret på ledningsevne, udtage prøver hver 15-30 enheder, afhængigt af den hastighed, hvormed ledningsevne er under forandring.
- Prøve indtil ledningsevne vender tilbage til baggrund eller inden for 5 uS / cm af rammebetingelser. Intervaller af prøvetagning kan justeres i løbet af eksperimentet, så længe BTC er godt repræsenteret i de grab prøver.
| Bottle # | specifik Konduktans | Tid | Noter |
| 1 | t: min: sek | fx baggrund (downstream) | |
| 2 | fx baggrund (downstream) | ||
| 3 | |||
| 4 | |||
| 5 | fx prøve på peak ledningsevne | ||
| . | |||
| . | |||
| . | |||
| Højeste Bottle # |
tabel 1PFieldbog: Eksempel Page fra Lab Book og Krævede oplysninger
- Prøve Filtrering
Bemærk: Filtrering af prøver kan forekomme enten i marken eller efter vender tilbage til laboratoriet.- Filter prøver fra den stigende lemmer i rækkefølge stigende specifik ledningsevne indtil toppunktet i specifikke ledningsevne. Vent på, at forsøget skal over og filter prøver fra den faldende lem i stigende rækkefølge af specifik ledningsevne (dvs. starte med den sidste prøve og arbejde baglæns mod peak specifik ledningsevne).
Bemærk: Denne ordre af prøver minimerer krydskontaminering mellem prøver og tillader det samme filter, sprøjte, og filterholder, der skal anvendes, så længe filteret, sprøjte og filterholder hensigtsmæssigt skyllet i mellem hver prøve (se trin 5.3.2- 5.3.4). - Fjern stemplet fra en 60 ml sprøjte og luk derefter stop pik. Hæld ~ 10 ml prøve i sprøjten og returnere stemplet til sprøjten. Ryst sprøjten så prøveskylninger indvendige vægge af sprøjte. Vedhæftet sprøjte til at filtrere-holder og åben-stop-pik. Skub prøven gennem filterholderen og kassér skyl.
- Fjern stemplet og tæt-stop-pik. Hæld ~ 30 ml prøve i sprøjten og returnere stemplet til sprøjten. Open lager-pik og udvise ~ 10 ml gennem filterholderen og ind 60 ml sampling flaske. Sæt låg på flasken, hvirvle med filtrat og kassér. Gentag dette trin for i alt 3 skylninger. Dette vil sikre, at eventuelle urenheder er blevet fjernet fra 60 ml prøve flaske og at væggene overtrækkes med prøven.
- Fjern stemplet og tæt-stop-pik. Hæld ~ 60 ml prøve i sprøjten og returnere stemplet til sprøjten. Skub prøven gennem filterholderen og ind i 60 ml prøveflaske. Fyld flasker op til skulderen for at forhindre revnedannelse af flasker, når de fryses. Cap flaske og sted i køligere.
- Gentag trin 5.3.2-5.3.4 for alle resterende prøver. Skift filter mellem stigende og faldende lemmer prøver at minimere forurening. Transport prøver tilbage til laboratoriet samme dag og på is.
- Filter prøver fra den stigende lemmer i rækkefølge stigende specifik ledningsevne indtil toppunktet i specifikke ledningsevne. Vent på, at forsøget skal over og filter prøver fra den faldende lem i stigende rækkefølge af specifik ledningsevne (dvs. starte med den sidste prøve og arbejde baglæns mod peak specifik ledningsevne).
6. Forberedelse til laboratorieanalyse
- Hvis filtrering af prøver er at forekomme i laboratoriet, følg protokol som beskrevet i afsnit 5.3.1. Filter prøver fra både stigende og faldende lemmer BTC efter stigende ledningsevne. Skift filter mellem stigende lemmer og faldende lemmer prøver.
- Frys filtrerede prøver ved -20 ° C indtil analyse.
- Sørg for, at analytiske faciliteter er udstyret til at håndtere meget koncentrerede prøver.
Bemærk: Nogle laboratorier er ikke udstyret til at køre meget koncentrerede prøver og således pleje bør tages. Indarbejd forberedte standarder at fange, at højere ende af de forventede koncentrationer af opløst stof. Høj koncentration standarder vil medvirke til at sikre en standardkurve, der fanger det forventede interval af manipulerede opløst stof koncentrationer. - Analyser prøverfra lav til høj ledningsevne på alle analytiske instrumenter. Bestilling prøver fra lav til høj specifik ledningsevne forhindrer forurening af prøver med lav salt / næringsstoffer ved prøver høje salt / næringsstoffer. Det betyder prøver fra de stigende og faldende lemmer vil blive blandet med hensyn til sekvens.
- Analysere prøver for totalt opløst organisk kulstof, total opløst kvælstof, nitrat og ammonium, selv om den nøjagtige kombination af opløst stof analyse vil være en funktion af den forskning (jf Wymore et al. 10 for eksempel).
7. Data Analysis
- Analyser data ved hjælp af simpel lineær regression. Den uafhængige variabel er koncentrationerne af den ekstra næringsstoffer og den afhængige variabel er DOM-koncentration enten som DOC eller DON. Hvert punkt på figuren repræsenterer en grab prøve fra gennembruddet kurve, og at prøvens næringsstof og DOC / DON koncentration.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Figur 3:. Eksempel Resultater fra nitrat (NO 3 -) Tilgang med opløst organisk kvælstof (DON) som responsvariabel Analyser er lineære regressioner. Asterisker repræsenterer statistisk signifikans ved α = 0,05. Bemærk det dynamiske område i NO 3 - koncentration, der blev opnået med det næringsstof pulsmetode. Forskellige paneler repræsenterer forskellige eksperimenter på tværs af måneder og websteder. Site akronymer henvises til de tre eksperimentelle streams 10. Positive korrelationer fortolkes til at reflektere DON rolle som næringsstof kilde, mens negative korrelationer fortolkes til at reflektere DON rolle som energikilde. Eksperimenter, der resulterede i nogen signifikant sammenhæng fortolkes som enten at afspejle en ikke-responsiv DON pool (dvs. meget recalcitrant), eller at næringsstoffer-baserede processer og energi-baseret proces er off-indstilling. Se Wymore et al. 10 for yderligere diskussion af resultater. Klik her for at se en større version af dette tal.
Figur 4:. Eksempel Resultater fra nitrat (NO 3 -) Tilgang med opløst organisk kulstof (DOC) som responsvariabel Analyser er lineære regressioner. Asterisker repræsenterer statistisk signifikans ved α = 0,05. Forskellige paneler repræsenterer forskellige eksperimenter på tværs af måneder og websteder. Site akronymer henvises til de tre eksperimentelle streams 10. På tværs af størstedelen af eksperimenter blev observeret nogen væsentlige ændringer i den omgivende DOC pool. Negative resultater kan afsløre enBout koblede biogeokemiske processer. Se Wymore et al. 10 for yderligere diskussion af resultater. Klik her for at se en større version af dette tal.
Gennem direkte in situ manipulation af NO 3 -, kunne vi indirekte ændre koncentrationer af DOM puljen giver indsigt i de biogeokemiske kontrol med den omgivende DOM pool Figur 3 viser resultater fra en undersøgelse, der undersøgte samspillet mellem NO 3 -. Og DON 10. Selv om den nøjagtige størrelse af opløst stof stigning varierede tværs eksperimenter (på grund af variation i baggrunden koncentration opløst stof) tilstrækkeligt store gradienter af NO 3 - blev skabt via tilsætning af næringsstoffer tilgang. Fra dette sæt af eksperimenter, på tværs af tre vandskel i New Hampshire, USA, er vi i stand til at drage slutninger om økologiske rolle DON i Headwater vandløb. Som organisk næringsstof, kan DON tjene som enten en energikilde (kul) eller som en nitrogenkilde. I disse lave NO 3 - vandløb, vi fortolket stigningen i DON koncentration at afspejle dets udnyttelse som næringskilde. Ved at give de mikrobielle samfund med en meget tilgængelig form for N som NO 3 -, samfundet flyttet fra DON til dette nyligt tilgængelig formular. Dette er tidligere blevet omtalt som DON frigivelse hypotese 15. I modsætning hertil er de negative korrelationer vi observeret under disse nitrat manipulationer fortolket til at afspejle DON udnyttelse som energikilde. Denne heterotrof proces er blevet kaldt den passive-carbon køretøj hypotese 1,15. Den meget varierende respons DON hele vækstsæsonen tyder stærkt sæsonudsving i hvordan DON reagerer på tilsatte næringsstoffer. Disse data giver nogle af deførste feltbaserede eksperimentelle resultater vedrørende den økologiske rolle, DON tjener inden stream økosystemer.
Negative resultater fra disse økosystemernes manipulationer er også afslørende med hensyn til kontrol af biogeokemiske processer. For eksempel viser figur 4 ingen målbar reaktion i den omgivende DOC puljen til tilsætning af NO 3 -. Dette antyder at den omgivende pulje af DOC er meget genstridig (dvs. ikke bioreaktive). Når næringsstoffer impulser gentagne gange udføres over vækstsæsonen for eksempel, kan vi drage slutninger og konklusioner om, hvordan og hvornår de forskellige fraktioner af DOM puljen bruges af akvatiske mikrobielle samfund. Gennem disse manipulerende eksperimenter økosystem-skala kunne vi skelne interaktioner mellem visse fraktioner af DOM puljen på tværs af en dynamisk område af det tilsatte næringsstof. Disse resultater navnlig tyder på, at den N-rige fraktionog C-rige brøkdel af DOM pool cyklus selvstændigt og kan have deres egen unikke sæt af økologiske og biogeokemiske kontroller 16,17. Ved at bruge dette næringsstof tilføjelse metode har vi været i stand til at levere manipulerende felt-baserede data, som giver stærke beviser og støtte til mønstre af DON labilitet, der kun havde tidligere været observeret i laboratorie inkubationer 18,19.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
Formålet med næringsstof puls metoden, som præsenteres her, er at karakterisere og kvantificere respons af den meget forskelligartede pulje af omgivende stream vand DOM på tværs af en dynamisk vifte af en ekstra uorganisk næringsstof. Hvis den ekstra opløste stof tilstrækkeligt øger koncentrationen af den reaktive opløste stof, kan en stor inferential rum være skabt til at forstå, hvordan det biogeokemiske kredsløb af DOM er knyttet til næringsstofkoncentrationer. Dette næringsstof puls metode er ideel, da det indebærer ingen af maskinerne er forbundet med plateau-stil tilføjelse (f.eks peristaltisk pumpe) og involverer ikke dyre isotopiske teknikker. Disse manipulationer er let at reproducere og kan gennemføres flere forsøg i løbet af en enkelt dag. Vi anbefaler imidlertid, at hvis replikerende eksperimenter på samme dag i en enkelt strøm rækkevidde, at tilføjelser er adskilt af flere timer for at tillade tilstrækkelig skylning af tilbageværende opløste stoffer.
I thESE økosystemfunktioner manipulationer er vi i stand til at måle ændringer i koncentrationen af den omgivende pulje af DOM som reaktion på tilsætning af næringsstoffer. Men med denne tilgang er det ikke muligt at kommentere på hvilken del af DOM puljen faktisk faldt eller øges ud over ændringer i koncentrationen af DON og DOC. Vi kan ikke skelne, om det er en bestemt form for DON for eksempel, at fortrinsvis er forbrugt ved tilsætning af NO 3 -. Ændringer kan skyldes en høj hyppighed og tilgængelige former for DON (f.eks aminosyrer), som er blevet omformet nok til at ændre den samlede koncentration. Imidlertid kunne dette felt tilgang let parres med høj opløsning analytisk kemi metoder (f.eks fluorescensspektroskopi, Fouriertransformation-cyklotron-resonans massespektroskopi) at fastslå, hvilke komponenter eller klasser af molekyler direkte reagerer på den eksperimentelle manipulering.
Foruden DOM CheMistry, kan andre biologiske og miljømæssige faktorer har indflydelse på svaret af DOM til den ekstra næringsstoffer. For at forstå dette multifactor interaktion andre feltdata kan indsamles til at undersøge andre vigtige variabler. Midlertidige ændringer i retning af DON respons til nitrat (figur 3A-3F) kan afspejle autotrof vs. heterotrofe domineret processer. For eksempel det positive forhold i figur 3A, kan afspejle aktiviteten af autotrofe organismer. Det er sandsynligt, at der i maj er der stadig tilstrækkelig fotosyntetisk aktive stråling, der når strømmen (før ripariske kronelukning) og den observerede mønster afspejler disse organismer skifter fra DON til NO 3 - som deres kilde af nitrogen, hvilket resulterer i en stigning i DON koncentration. Den negativt forhold observeret senere på sæsonen (f.eks Figur 3E), sandsynligvis repræsenterer aktiviteten af heterotrofe mikroorganismer, der minedrift DON for dens energiindhold. For at teste denne type biologisk baserede hypotese kunne fremtidig forskning inkorporere samtidige målinger af autotrof stående bestand, mikrobielle aktivitet eller enzymer koncentrationer, f.eks. Undersøgelse DOM-nitrat interaktioner på tværs andre miljømæssige gradienter, herunder opløst ilt og temperatur, kan bidrage til at belyse den rolle, andre fysisk-kemiske parametre i kørsel den koblede biogeokemisk DOM og nitrat.
Udvælgelsen af lav NO 3 - vandløb er afgørende for succes i disse forsøg, og at bevare evnen til at måle ændringer i DON pool. Undersøgelser undersøger samspillet mellem NO 3 - og DON for eksempel bør forekomme i vandløb, hvor NO 3 - udgør mindre end 50% af TDN pool. Præcisionen af måling DON via subtraktion er stærkt reduceret, når NO 3 - bidrager for stor en del af denTDN puljen, da der er en multiplikativ fejlled omkring DON målinger, der resulterer af analysen af TDN, NO 3 - og NH4 +. Sådanne sub-optimale forhold kan resultere i negative DON-koncentrationer. Denne teknik kan således være begrænset i systemer, der er stærkt svækket af NO 3 - såsom flodmundinger.
Selv større vandløb og floder præsentere deres eget sæt af udfordringer, kan denne metode anvendes på højere ordens systemer. For eksempel, Tank et al. 5 udført et næringsstof puls eksperiment i 7. ordens Upper Snake River i Wyoming at undersøge uptake kinetik opløst uorganisk N. Der kan være måder at udføre lignende forsøg i enten søer, jord eller grundvand. Men sådanne eksperimenter er vanskelig på grund af de udfordringer, der er forbundet med at udsætte et system til en graduering af næringsstofkoncentrationer eller indeholder eksperimentelle enheder på måder, miniMize forstyrrelser og eksperimentelle artefakter. Dette er en af fordelene ved at anvende stream økosystemer for disse typer af manipulerende forsøg. Ikke desto mindre kunne udviklingen af lignende metoder til andre økosystemer, især systemer beskadiget på grund af overdreven N belastning (f.eks flodmundinger), have stor betydning ledelse, når vi begynder at forstå de måder, hvorpå de forskellige former for N drive eutrofiering og giftige algeopblomstringer i kystvande .
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Materials
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| Sodium Nitrate | Any | Any | |
| Sodium Chloride | Any | Any | Store purchased table salt can be used as well, however, it does contain trace levels of impurities |
| Whatman GFF glass-fiber filters | Any | Any | |
| BD Filtering Syringe | Any | Any | |
| EMD Millipore Swinnex Filter Holders | Any | Any | |
| Syringe stop-cock | Any | Any | |
| YSI Multi-parameter probe | Yellow Springs International | 556-01 | |
| Wide mouth HDPE 125 ml bottles | Any | Any | |
| 60 ml HDPE bottles | Any | Any | |
| 20 L bucket | Any | Any | |
| Field measuring tape | Any | Any | |
| Lab labeling tape | Any | Any | |
| Stir stick | Any | Any | |
| Cooler | Any | Any | |
| Sharpie pen | Any | Any | |
| Field notebook | Any | Any | |
| Tweezers | Any | Any | |
| Zip-lock bags | Any | Any |
References
- Brookshire, E. N. J., Valett, H. M., Thomas, S. A., Webster, J. R. Atmospheric N deposition increases organic N loss from temperate forests. Ecosystems. 10 (2), 252-262 (2007).
- Bernhardt, E. S., McDowell, W. H. Twenty years apart: Comparisons of DOM uptake during leaf leachate releases to Hubbard Brook Valley streams in 1979 and 2000. J Geophys Res. 113, G03032 (2008).
- Taylor, P. G., Townsend, A. R. Stoichiometric control of organic carbon-nitrate relationships from soils to sea. Nature. 464, 1178-1181 (2010).
- Mulholland, P. J., et al. Stream denitrification across biomes and its response to anthropogenic nitrate loading. Nature. 452, 202-205 (2008).
- Tank, J. L., Rosi-Marshall, E. J., Baker, M. A., Hall, R. O. Are rivers just big streams? A pulse method to quantify nitrogen demand in a large river. Ecology. 89 (10), 2935-2945 (2008).
- Covino, T. P., McGlynn, B. L., McNamara, R. A. Tracer additions for spiraling curve characterization (TASCC): quantifying stream nutrient uptake kinetics from ambient to saturation. Limnol Oceanogr. 8, 484-498 (2010).
- Johnson, L. T., et al. Quantifying the production of dissolved organic nitrogen in headwater streams using 15 N tracer additions. Limnol Oceanogr. 58 (4), 1271-1285 (2013).
- Rosemond, A. D., et al. Experimental nutrient additions accelerate terrestrial carbon loss from stream ecosystems. Science. 347 (6226), 1142-1145 (2015).
- Diemer, L. A., McDowell, W. H., Wymore, A. S., Prokushkin, A. S. Nutrient uptake along a fire gradient in boreal streams of Central Siberia. Freshwater Sci. 34 (4), 1443-1456 (2015).
- Wymore, A. S., Rodríguez-Cardona, B., McDowell, W. H. Direct response of dissolved organic nitrogen to nitrate availability in headwater streams. Biogeochemistry. 126 (1), 1-10 (2015).
- Stream Solute Workshop. Concepts and methods for assessing solute dynamics in stream ecosystems. J N Am Benthol Soc. 9 (2), 95-119 (1990).
- Kilpatrick, F. A., Cobb, E. D. Measurement of discharge using tracers: U.S Geological Survey Techniques of Water-Resources Investigations. , http://pubs.usgs.gov/twri/twri3-a16 (1985).
- Rodríguez-Cardona, B., Wymore, A. S., McDowell, W. H. DOC: NO3- and NO3- uptake in forested headwater streams. J Geophys Res - Biogeo. 121, (2016).
- Kilpatrick, F. A., Wilson, J. F. Book 3 Chapter A9, Measurement of time of travel in streams by dye tracing. Techniques of Water-Resources Investigations of the United States Geological Survey. , (1989).
- Lutz, B. D., Bernhardt, E. S., Roberts, B. J., Mulholland, P. J. Examining the coupling of carbon and nitrogen cycles in Appalachian streams: the role of dissolved organic nitrogen. Ecology. 92 (3), 720-732 (2011).
- Michalzik, B., Matzner, E. Dynamics of dissolved organic nitrogen and carbon in a Central European Norway spruce ecosystem. Eur J Soil Sci. 50 (4), 579-590 (1990).
- Solinger, S., Kalbitz, K., Matzner, E. Controls on the dynamics of dissolved organic carbon and nitrogen in a Central European deciduous forest. Biogeochemistry. 55 (3), 327-349 (2001).
- Kaushal, S. S., Lewis, W. M. Patterns in chemical fractionation of organic nitrogen in Rocky Mountain streams. Ecosystems. 6 (5), 483-492 (2003).
- Kaushal, S. S., Lewis, W. M. Fate and transport of organic nitrogen in minimally disturbed montane streams of Colorado, USA. Biogeochemistry. 74 (3), 303-321 (2005).
