Summary
Oppløst organisk materiale gir en viktig kilde til energi og næringsstoffer for å streame økosystemer. Her viser vi et feltbasert metode for å manipulere omgivelsene pool av oppløst organisk materiale in situ gjennom lett kopiernærings pulser.
Introduction
Oppløst organisk materiale (DOM) gir en viktig energi- og næringskilde til ferskvann økosystemer og er definert som organisk materiale som passerer gjennom en 0,7 mikrometer filter. Innenfor akvatiske økosystemer, kan DOM også påvirke lys demping og metallkompleks. DOM er en meget mangfoldig og heterogen blanding av organiske forbindelser med forskjellige funksjonelle grupper, så vel som essensielle næringsstoffer som nitrogen (N) og fosfor (P). Mens begrepet "DOM" beskriver hele bassenget inkludert dets C, N og P-komponenter, er dets konsentrasjon målt som oppløst organisk karbon (DOC). Den iboende molekylære kompleksitet DOM bassenget men skaper utfordringer for sin studie. For eksempel, er det ingen direkte måte å måle fraksjonen av den totale DOM pool bestående av organiske næringsstoffer slik som oppløst organisk nitrogen (DON) og oppløste organiske fosfor (DOP). I stedet må konsentrasjonen av organiske næringsstoffer bestemmes ved differansen ( Legge til en realistisk DOM endring av en bekk er vanskelig på grunn av mangfoldet av omgivelses DOM bassenget. Tidligere studier har lagt enkle karbonkilder (f.eks glukose, urea 1) eller en bestemt kilde, for eksempel bladavfall utlutningsvæske 2 for å manipulere konsentrasjoner i felten. Men disse kildene ikke er spesielt representative for den omgivende DOM bassenget. Prøver å avgrense eller konsentrere ambient DOM for senere eksperimentering er også gjort med problemer, inkludert tap av visse fraksjoner (f.eks svært labile komponenter) under behandlingen. Som et resultat av dette er det vanskelig å forstå kontrollene til omgivelses DOM bassenget som vi for øyeblikket ikke har noen metode for direkte å manipulere den omgivende DOM bassenget. Men siden den biogeokjemi av DOM er knyttet til næringsstoffer som vanligvis finnes i miljøet (f.eks nitsats [NO 3 -] 3), kan vi legge til andre oppløsninger for å streame økosystemer og måle responsen til DOM bassenget til disse manipulasjoner. Ved å undersøke hvordan DOM bassenget svarer til et bredt spekter av eksperimentelt pålagt næringskonsentrasjoner vi håper å få bedre innsikt i hvordan DOM reagerer på varierende miljøforhold. En metode som vanligvis brukes i strømmen biogeokjemi er næringstilsetning metoden. Næringstilsetning eksperimenter har tradisjonelt blitt brukt for å forstå opptakskinetikk eller skjebnen av det tilsatte oppløste stoff 4,5,6,7. Nutrient tilleggene kan være kortsiktige på hr 6 til dag skalaen 4, eller langsiktige manipulasjoner i løpet av flere år 8. Nutrient tilleggene kan også omfatte isotopisk merket næringsstoffer (for eksempel 15 N-NO 3 -) for å spore lagt næringsstoffer gjennom biogeokjemiske reaksjoner. Men isotopen baserte studier er ofte erfansive og krever utfordrende analyser (f.eks digestions) av flere bunn avdelinger der isotopically merkede næringsstoffer kan beholdes. Siste eksperimentering har avdekket nytten av kortsiktige nærings pulser å belyse kontrollene ikke økende og omgivelses oppløsninger som DOM 9,10, avslører en ny måte ved å undersøke sanntid in situ biogeokjemiske reaksjoner. Her beskriver vi og demonstrere viktige metodiske skritt til å gjennomføre kortsiktige nærings pulser med sikte på å forstå kombinert biogeokjemi av C og N og spesielt kontrollene svært mangfoldig DOM bassenget. Dette lett reproduserbar metode innebærer å tilsette et næringsstoff puls til en eksperimentell strøm rekkevidde og måling av endringer i konsentrasjonen av både den manipulerte oppløsningsmaterialet og responsvariabelen av interesse (f.eks DOC, DON, DOP). Ved direkte manipulere næringskonsentrasjoner in situ vi er i stand til å indirekte endre DOMbasseng og undersøke hvordan DOM konsentrasjons endringer på tvers av et dynamisk spekter av næringsstoffer konsentrasjoner 10.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. Identifisere og karakterisere den ideelle Experimental Stream Reach
- Sørg for at eksperimentelle stream delene er lange nok til å fremme fullstendig blanding av oppløste stoffer 11 og lange nok der biologisk opptak kan forekomme. Reach lengder kan variere mellom bekker og eksperimenter. I små første-ordens Headwater strømmer, når lengde kan variere 20-150 m (eller mer hvis systemet krever det), avhengig av utslipp og andre fysiske egenskaper av strømmen.
- Ekskluder store bassenger fra eksperimentelle delene, som de forsinke nedstrøms bevegelse av løste stoffer, minimal flyt seksjoner, og sideelver som utvanne den ekstra oppløsningen. Times of lav utslipp kan kreve forkorte rekkevidden lengden mens høyere utslipp kan kreve en lengre rekkevidde.
- Identifisere en posisjon på toppen av den eksperimentelle strømmen rekkevidde over en riflen for å lette blanding av de tilsatte oppløste stoffer. Dette vil være den addisjonssetet. På bunnen av den eksperimentelle strømmennå, identifisere en posisjon hvor strømning er innsnevret og representativ for omtrent 90% av den totale vannmengden (figur 1). Dette vil være prøvetaking nettstedet.
Figur 1:. Eksempel på Nedstrøms Sampling Side En ideell prøvetakingsstedet er der flertallet av flyt er innsnevret og lett tilgjengelig uten forstyrrelse av strømmen kanal og bunndyr. Her en fallen trestykke rusk har skapt dette prøvepunktet i en liten første orden headwater stream. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
- Oppnå utladning måling og bakgrunn nærings konsentrasjoner av de oppløste stoffer av interesse før eksperimenter for å beregne massen av oppløste stoffer som er nødvendig for manipskrifter. Vennligst se beregningene i trinn 2.2.1.
- Oppnå bakgrunn konsentrasjonsdata for målet oppløst stoff for manipulering (f.eks NO 3 -) og klorid (Cl -) som ofte anvendes som den konservative tracer. Bruk konservative tracer i sammenheng med disse eksperimentene for å spore endringer i konduktivitet, som angir ankomsten av næringsstoff puls ved samplings stasjon og den frekvensen der pulsen passerer gjennom. Ledningsevne, eller spesifikk konduktans, er et surrogat for in-situ forandringer i konsentrasjonen av den konservative tracer.
- Karakterisere fysio-kjemiske egenskapene til den eksperimentelle rekkevidde ved å samle tilleggsdata som rekkevidde bredde og dybde, temperatur, pH og oppløst oksygen.
- Utføre målinger som ikke kan gjøres med bruk av en miljø probe (f.eks bredde og dybde), dagen før eller umiddelbart etter forsøket for å minimalisere eventuelle bunn or kjemisk forstyrrelse i bekken kanalen. Del eksperimentelle rekkevidde i like langt transekter (for eksempel hver 10 m) hvor bredde og minst 3 dybdemålinger kan vurderes (f.eks høyre bredd, djupål, og forlot banken). Disse dataene er verdifulle for å koble de fysiske egenskapene til en bekk for å biogeokjemiske målinger og hvis forskerne er også interessert i å beregne næringsopptak kinetikk og parametere 6.
2. Forberedelse til Experiment
- Bestemme massen (kg) av oppløst stoff som kreves for manipulering ved hjelp av de skisserte ligningene nedenfor.
Merk: Eksempelet nedenfor gjelder for en nitratbasert eksperiment med NO 3 - i form av natriumnitrat (Nano 3) og forutsetter en målrettet økning på 3x over bakgrunnen (ligninger er basert på de av Kilpatrick og Cobb 12). I dette eksempelet er følgende forutsetninger er gjort med respector til forutsetninger: utslipp = 10 L / sek; [Cl] = 10 mg / l; [NO 3 -] = 50 ug N / L. På grunn av variasjon mellom eksperimenter, justere nødvendige inngangsdata.- Beregn Målrettet økning (ligning 1):
Målrettet [NO 3 - ug N / L] økning = forventet bakgrunn [NO 3 - ug N / L] * målrettet økning
150 mikrogram N / L = 50 ug N / L * 3 - Beregn det totale atommasse fluks (Ligning 2):
Total atommasse fluks (NO 3 - ug N) = 30 min * 60 sek * Q (L / sek) * målrettet [NO 3 - ug N / L] økning
Hvor 30 minutter er den antatte varigheten av oppløst substans topp 12 og Q er utladning
2 700 000 ug N = 30 min * 60 sek * 10 L / s * 150 mikrogram N / L - Beregne den totale molekylvekt fluks (ligning 3):
Totale molekyl massefluks (NO 3 - ig N) = total atommasse fluks (NO 3 - ug N) / atommasse (14) * molekyl viight (85)
Hvor atommasse refererer til N og molekylvekt refererer til Nano 3.
16,392,857.14 ug N = 2700000 ug N / (14 * 85) - Beregn massen for å legge til (ligning 4):
Mass legge til (g) = total molekylvekt fluks (NO 3 - ug N) / 1000000 g / ug
16,39 g Nano 3 = 16,392,857.14 ug N / 1000000 g / ug
Merk: Følg de ovennevnte beregninger for andre oppløsninger inkludert den konservative tracer (f.eks natriumklorid). Sørg for å justere atom og molekylmasser for det oppløste av interesse.
- Beregn Målrettet økning (ligning 1):
- Forbered alle oppløsninger en dag før feltforsøk. Vei opp nok oppløste stoffer for å heve det omgivende konsentrasjonen av både den biologiske sporstoffet og den konservative tracer tre ganger (eller ønskede mengde) over bakgrunnen. Det er viktig at mengden av tilsatte oppløste stoffer fører til en målbar endring over bakgrunnen konsentrasjon som er tilstrekkelig til å skape awide dynamisk område i ekstra nærings konsentrasjon.
- Vei oppløsninger bruker analytiske vekter og deretter lagre i rene syrevasket høy tetthet polyetylen flasker med passende etiketter. Eksempler på biologiske markører inkluderer: NO 3 -: natriumnitrat (Nano 3); NH4 +: ammoniumklorid (NH4CI); PO 4 -3: kalium fosfat (K 2 HPO 4). Imidlertid vil valget av biologisk spor være en funksjon av biogeokjemiske spørsmålet blir stilt. Alternativer for konservative sporstoffer inkluderer natriumklorid (NaCl) og natrium bromide (NaBr).
- Samle gjenværende materialer: feltet bok, merking tape og penn, feltmålebånd, kjøligere, ledningsevne meter, ~ 20 L bøtte og store røring stang (f.eks øl padle, armeringsjern, stor stokk), ca 50 rene og syrevasket 125 ml høy -density polyetylen flasker. Merk de 125 ml flasker # 1-50.
Merk: Less enn 50 prøver kan tas for hvert forsøk og bakgrunns prøver er inkludert i de 50 totale flaskene. - Valgfritt: Avhengig av antall feltpersonell, utføre prøven filtrering på stedet (se punkt # 5). Hvis dette alternativet er valgt, ta med 50 rene, pre-merket og syrevasket 60 ml høy tetthet polyetylen flasker inn i feltet. Label 60 ml flasker # 1-50 for å matche de 125 ml samling flasker.
3. Day of Set Up
- Distribuer feltet ledningsevne meter på returpunkt. Plassere instrumentet oppstrøms (ca. 0,5-1,0 m) hvor prøvene blir tatt slik at prøvetakingen ikke påvirker instrumentavlesninger. Måleren vil forbli på plass gjennom hele forsøket. Et felt ledningsevne meter er best som det gir real-time ledningsevne målinger som er nødvendig for å fastslå samplingsfrekvens (se trinn 5.2) og filtrering og analyse rekkefølge (trinn 5.3 og 6.1).
- Samle 125 ml bakgrunn samples i triplikat ved tilsetning stedet og på oppsamlingsstedet av den eksperimentelle rekkevidde før tilsetningen av oppløsningen. Disse data vil bli brukt til å verifisere dag-av omgivende konsentrasjon og for å bestemme variasjonen i oppløst substans konsentrasjon langs strømmen rekkevidde. Disse dataene er også verdifullt å koble ambient stream kjemi: - til biogeokjemiske målinger av interesse (f.eks DOC NO 3 forholdstall 13.).
- Registrerer tiden og ledningsevnen til bakgrunns prøver samlet.
- Ta opp bakgrunns ledningsevne av strømmen før tilsetning av løsninger.
4. Legge Oppløste stoffer
- Hell alle reagenser (16,39 g Nano 3 og 1483 g NaCl) i en stor container (f.eks 20 L bøtte) og legger nok strøm vann for å løse opp de oppløste stoffer. Skyll reagenskarene tre ganger med ekstra strøm vann og hell skylle inn i løsningen beholder. Hold styr på hvor mye vann tilsatt.
- Bruk for eksempel en 500 ml flaske å helle strøm vann inn i beholderen. Rør løsningen inntil alle reagenser som er blitt fullstendig oppløst.
- Samle 60 ml mengde av tilsetningen løsning. Ta vare på dette svært konsentrert prøven separat (f.eks zip-lås pose) fra alle andre prøver å minimere smitteoverføring. Slike prøver er viktig for beregning av næringsopptaket kinetikk 6 er et ytterligere mål av prosjekt som disse prøver kan anvendes for å bestemme den nøyaktige massen av løste stoffer tilsatt.
- Hell løsningen i tillegg nettstedet. Dette gjøres ved å helle oppløsningen i en jevn og rask bevegelse for å minimere for lag tid og sprut som kan redusere mengden av reagenser tilsatt. Skyll beholderen og rørepinnen tre ganger i strømmen umiddelbart etter tillegg til å garantere alle reagenser er lagt til bekken.
- Notere tiden oppløsningen ble det tilsatt: t: min: sek.
- Spill massene av tracere lagt(F.eks Nano 3 og NaCl).
- Etter er lagt løsningen, ikke forstyrrer strømmen. Pass på at alle reiser langs bekken skjer på bankene for å sikre at strømmen bunndyr og selve løsningen ikke blir forstyrret.
5. Feltet Sampling
- Bestill prøveflasker i stigende rekkefølge mens du venter på løsning for å komme til prøvetaking plassering. Reisetiden vil være en funksjon av utladnings og nå lengde og kan bestemmes på forhånd (en dag tidligere), enten med en NaCl-bare injeksjon eller rhodamin fargestoff (som kan brukes til å etablere reisetid 14).
Merk: Hvis du arbeider på et DON-tema prosjekt, unngå å bruke rhodamine fargestoff som det er en type DON og vil derfor endre ambient DON bassenget hvis eventuelle rester i studien rekkevidde.
Figur 2:Eksempel Skjematisk av oppløst substans Gjennombrudd Curve (BTC). En BTC representerer endringer i oppløst stoff konsentrasjon over tid, og kan brukes til å forklare transitt og biogeokjemiske kretsløp av en tracer i en bekk. Grabbprøver bør tas på tvers av BTC med en frekvens som gir lik representasjon til både stigende og synkende lemmer av BTC. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
- prøvetaking
Merk: overordnede målet for prøvetaking, er å tilstrekkelig representere endringer i oppløst stoff konsentrasjon langs både stigende og fallende lemmer av bruddet gjennom kurven (BTC) (figur 2).- Ved ankomst av løsningen (detektert via en økning i ledningsevne), samle inn prøver i 125 ml flasker i løpet av BTC ved å holde en 125 ml flaske inn i hovedstrømmen av vann ved samplingspunktet. Raskly skyll flasken med strøm vann og kast skyll nedstrøms og deretter ta prøven. Cap prøve og plass til kjøligere.
- Registrerer tiden (t: min: sek), og ledningsevne av hver prøve tatt langs BTC inn i et felt bok (tabell 1).
- Samle inn prøver basert på tid (f.eks 1 minutts intervaller) eller basert på hastigheten på hvilke endringer ledningsevne. For eksempel, hvis ledningsevne endrer seg raskt, prøve hver 30-60 sekunder til endringer i ledningsevne sakte, og da prøver kan tas hver 5-10 min. For intervaller basert på ledningsevne, ta prøver hver 15-30 enheter avhengig av den hastighet med hvilken ledningsevne forandrer seg.
- Eksempel inntil ledningsevne tilbake til bakgrunnen eller innenfor 5 uS / cm av forutsetningene. Intervaller av prøvetakingen kan justeres under forsøket så lenge BTC er godt representert i de ta prøver.
| Bottle # | spesifikk konduktans | Tid | Merknader |
| 1 | t: min: sek | f.eks bakgrunn (nedstrøms) | |
| 2 | f.eks bakgrunn (nedstrøms) | ||
| 3 | |||
| 4 | |||
| 5 | f.eks prøve på topp ledningsevne | ||
| . | |||
| . | |||
| . | |||
| Høyeste Bottle # |
Tabell 1PFieldbok: Eksempel Page fra Lab Book og Nødvendig informasjon
- Eksempel Filtrering
Merk: Filtrering av prøvene kan forekomme enten i feltet eller ved retur til laboratoriet.- Filter prøver fra den stigende lem i rekkefølge av stigende spesifikk ledningsevne til toppen i spesifikke ledningsevne. Vent til eksperimentet til å være over og filterprøver fra den fallende lem i stigende rekkefølge av spesifikk ledningsevne (dvs. starte med den siste prøven og jobbe bakover mot toppen spesifikk ledningsevne).
Merk: Denne rekkefølgen av prøvene minimerer kryssforurensning mellom prøvene og gjør det mulig for det samme filteret, sprøyte, og filterholderen å bli brukt så lenge filteret, sprøyte og filterholderen er hensiktsmessig skylles i mellom hver prøve (se trinn 5.3.2- 5.3.4). - Fjern stempelet fra en 60 ml sprøyte og deretter tett stop-kuk. Hell ~ 10 ml prøve til sprøyten og returnere stempelet til sprøyten. Rist sprøyten slik at prøvenskyller innvendige vegger av sprøyte. Vedlagt sprøyte til filterholderen og åpne stop-kuk. Push prøven gjennom filterholderen og kast skyll.
- Fjern stempelet og tett stop-kuk. Hell ~ 30 ml av prøven inn i sprøyten og returnere stempelet til sprøyten. Åpent lager-kuk og utvise ~ 10 ml gjennom filterholderen og inn i 60 ml prøveflaske. Cap flasken, virvle med filtrat og kast. Gjenta dette trinnet for totalt 3 skyllinger. Dette vil sikre at alle urenheter er blitt fjernet fra den 60 ml prøveflaske og at veggene er belagt med prøven.
- Fjern stempelet og tett stop-kuk. Hell ~ 60 ml prøve til sprøyten og returnere stempelet til sprøyten. Presse prøven gjennom filterholderen og inn i 60 ml prøveflaske. Fyll flaskene opp til skulderen for å hindre oppsprekking av flasker når frosset. Cap flasken og sted inn kjøligere.
- Gjenta trinn 5.3.2-5.3.4 for alle gjenværende prøver. Bytt filter mellom stigende og fallende lem prøver å minimere forurensning. Transport prøvene tilbake til laboratoriet på samme dag og på is.
- Filter prøver fra den stigende lem i rekkefølge av stigende spesifikk ledningsevne til toppen i spesifikke ledningsevne. Vent til eksperimentet til å være over og filterprøver fra den fallende lem i stigende rekkefølge av spesifikk ledningsevne (dvs. starte med den siste prøven og jobbe bakover mot toppen spesifikk ledningsevne).
6. Forberedelse til laboratorieanalyse
- Ved filtrering av prøvene er å forekomme i laboratoriet ved å følge protokollen som er beskrevet i avsnitt 5.3.1. Filter prøver fra både stigende og synkende lemmer av BTC i rekkefølge av økende ledningsevne. Endre filteret mellom stigende lem og fallende lem prøver.
- Fryse filtrerte prøver ved -20 ° C inntil analyse.
- Sørg for at analytiske anlegg er utstyrt for å håndtere svært konsentrerte prøvene.
Merk: Noen laboratorier er ikke utstyrt for å kjøre svært konsentrerte prøvene og dermed omsorg bør tas. Innlemme forberedt standarder som fange opp at høyere enden av forventede oppløste konsentrasjoner. Høy konsentrasjon standarder vil bidra til å sikre en standardkurve som fanger forventet område av manipulerte oppløste konsentrasjoner. - analysere prøverfra lav til høy ledningsevne på alle analytiske instrumenter. Bestillings prøver fra lav til høy spesifikk konduktans hindrer forurensing av lave salt / næringsprøver av høye salt / næringsprøver. Dette betyr prøver fra de stigende og fallende lemmer vil bli blandet med hensyn til sekvensen.
- Analysere prøver for totalt oppløst organisk karbon, totalt oppløst nitrogen, nitrat og ammonium, selv om den nøyaktige kombinasjon av oppløst stoff analysen vil være en funksjon av den problemstilling (se Wymore et al. 10 for eksempel).
7. Data Analysis
- Analysere data ved hjelp av enkel lineær regresjon. Den uavhengige variabelen er konsentrasjonene av den ekstra næringsstoffer og den avhengige variabelen er DOM konsentrasjon enten som DOC eller DON. Hvert punkt i figuren representerer en grip prøven fra gjennombrudd kurve og at prøvens næringsstoff og DOC / DON konsentrasjon.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Figur 3:. Eksempel Resultater fra nitrat (NO 3 -) Tilgang med løst organisk nitrogen (DON) som responsvariabelen Analyser er lineære regresjoner. Stjernene representerer statistisk signifikans ved α = 0,05. Legg merke til det dynamiske området i NO 3 - konsentrasjonen som ble oppnådd med næringspulsmetoden. Ulike paneler representerer ulike eksperimenter over måneder og nettsteder. Side akronymer referer til de tre eksperimentelle bekker 10. Positive korrelasjoner blir tolket til å reflektere DON rolle som en næringskilde mens negative korrelasjoner blir tolket til å reflektere DON rolle som en energikilde. Eksperimenter som resulterte i ingen signifikant sammenheng tolkes som enten for å gjenspeile en ikke-responsive DON basseng (dvs. svært Recalcitrant) eller at næringsbaserte prosesser og energibasert prosess er off-setting. Vennligst se Wymore et al. 10 for ytterligere diskusjon av resultater. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 4:. Eksempel Resultater fra nitrat (NO 3 -) Tilgang med løst organisk karbon (DOC) som responsvariabelen Analyser er lineære regresjoner. Stjernene representerer statistisk signifikans ved α = 0,05. Ulike paneler representerer ulike eksperimenter over måneder og nettsteder. Side akronymer referer til de tre eksperimentelle bekker 10. Across de fleste forsøkene ble det ikke observert noen signifikante endringer i omgivelses DOC bassenget. Negative resultater kan avsløre enbout kombinert biogeokjemiske prosesser. Vennligst se Wymore et al. 10 for ytterligere diskusjon av resultater. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Gjennom direkte in situ manipulasjon av NO 3 -, kunne vi indirekte endre konsentrasjoner av DOM bassenget gir innsikt i de biogeokjemiske kontrollene på ambient DOM bassenget Figur 3 viser resultatene fra en studie som undersøkte samspillet mellom NO 3 -. Og DON 10. Selv om den eksakte omfanget av oppløst stoff økning varierte over eksperimenter (på grunn av variasjon i bakgrunnen oppløst stoff konsentrasjon) tilstrekkelig store gradienter av NO 3 - ble opprettet via nærings tillegg tilnærming. Fra dette settet av eksperimenter, over tre nedbørs i New Hampshire, USA, er vi i stand til å gjøre slutninger om den økologiske rollen DON i Headwater bekker. Som et organisk næringsstoff, kan DON tjene enten som en energikilde (karbon) eller som en nitrogenkilde. I disse lave NO 3 - bekker, tolket vi økningen i DON konsentrasjon for å reflektere sin utnyttelse som en næringskilde. Ved å gi de mikrobielle samfunn med en svært tilgjengelig form av N som NO 3 -, samfunnet flyttet fra DON til dette nylig tilgjengelig form. Dette har tidligere blitt referert til som den DON frigjørings hypotese 15. I motsetning til dette, blir de negative korrelasjoner vi observert i løpet av disse nitrat manipulasjoner tolket til å reflektere DON utnyttelse som energikilde. Denne heterotrofe prosess har blitt kalt den passive-karbon kjøretøy hypotese 1,15. Den svært variabel respons av DON gjennom hele vekstsesongen tyder på sterk sesongvariasjoner i hvordan DON reagerer ekstra næringsstoffer. Disse dataene gir noen av deførste feltbaserte eksperimentelle resultater om den økologiske rollen som DON serverer innen stream økosystemer.
Negative resultater fra disse økosystem manipulasjoner er også avslørende med hensyn til kontroller på biogeokjemiske prosesser. For eksempel, viser figur 4 ikke målbar respons i den omgivende DOC bassenget til tilsetningen av NO 3 -. Dette tyder på at omgivelses pool av DOC er svært gjenstridige (dvs. ikke bioreactive). Når nærings pulser er gjentatte ganger utført over vekstsesongen for eksempel, kan vi gjøre slutninger og konklusjoner om hvordan og når de ulike fraksjoner av DOM bassenget brukes av akvatiske mikrobielle samfunn. Gjennom disse manipulerende økosystem-skala eksperimenter var vi i stand til å skjelne interaksjoner mellom visse fraksjoner av DOM bassenget over et dynamisk område på den ekstra næringsstoffer. Disse resultatene i særdeleshet antyder at N-rik fraksjonog C-rik brøkdel av DOM bassenget syklus selvstendig og kan ha sin egen unike sett av økologiske og biogeokjemiske kontroller 16,17. Ved å bruke dette næringsstoffet tillegg metoden har vi vært i stand til å gi manipulerende feltbaserte data som gir sterke bevis og støtte til mønstre av DON labilitet som bare hadde tidligere blitt observert i laboratorie inkubasjoner 18,19.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
Formålet med næringspulsmetoden, som vist her, er for å karakterisere og kvantifisere responsen av den sterkt variert utvalg av omgivende strøm vann DOM over et dynamisk område av et tilsatt uorganisk næringsstoff. Dersom den tilsatte oppløste stoff øker i tilstrekkelig grad konsentrasjonen av den reaktive oppløst stoff, kan opprettes et stort slutnings plass for å forstå hvordan den biokjemiske sykling av DOM er knyttet til næringsstoffkonsentrasjonene. Dette næringsstoffet puls tilnærmingen er ideell som det innebærer ingen av maskiner forbundet med platå-stil tillegg (f.eks slangepumpe) og innebærer ikke dyre isotoper teknikker. Disse manipulasjoner er lett reproduserbare og flere eksperimenter kan gjennomføres i løpet av en enkelt dag. Vi anbefaler imidlertid at hvis replikere forsøk på samme dag i løpet av en enkelt strøm rekkevidde, at tilsetninger er atskilt med flere timer for å tillate tilstrekkelig spyling av gjenværende oppløste stoffer.
i thESE økosystem manipulasjoner er vi i stand til å måle endringer i konsentrasjonen av det omgivende basseng av DOM som respons på tilsetningen av næringsstoffer. Men med denne tilnærmingen er det ikke mulig å kommentere hvilken komponent av DOM bassenget faktisk reduseres eller økes ut over endringer i konsentrasjonen av DON og DOC. Vi kan ikke skjelne om det er en viss form for DON for eksempel, som fortrinnsvis blir konsumert under tilsetning av NO 3 -. Endringer kan skyldes en svært rikelig og tilgjengelige former av DON (f.eks aminosyrer) som ble endret nok til å endre den generelle konsentrasjonen. Imidlertid kan dette feltet basert tilnærming være lett sammen med høy oppløsning analytisk kjemi metoder (f.eks fluorescens spektroskopi, Fourier transform ion syklotronen resonans spektroskopi) for å finne ut hvilke komponenter eller klasser av molekyler direkte reagerer på den eksperimentelle manipulasjon.
I tillegg til DOM cheMistry, kan andre biologiske og miljømessige faktorer påvirker responsen DOM til den ekstra næringsstoffer. For å forstå dette multifaktor samspillet andre feltdata kan samles for å undersøke andre viktige variabler. Tidsmessige endringer i retning av DON respons til nitrat (figur 3A-3F) kan reflektere autotrofe lignet med hetero dominert prosesser. For eksempel, den positive forhold i figur 3A, kan speiler aktiviteten av autotrofe organismer. Det er sannsynlig at i mai er det fortsatt tilstrekkelig fotosyntetisk aktiv stråling når strømmen (før elvebredde baldakin lukking) og det observerte mønsteret skyldes disse organismene skifter fra DON til NO 3 - som sin kilde til nitrogen, noe som resulterer i en økning i DON konsentrasjon. Den negative sammenhengen observert senere i sesongen (f.eks figur 3E), representerer sannsynligvis aktiviteten til heterotrofe mikroorganismer som gruvedrift DPÅ for dets energiinnhold. For å teste denne type biologisk baserte hypotese, kan videre forskning innlemme samtidige målinger av autotrofe stående lager, mikrobielle aktivitet eller enzymer konsentrasjoner, f.eks. Undersøke DOM-nitrat interaksjoner på tvers av andre miljø gradienter, inkludert oppløst oksygen og temperatur, kan bidra til å belyse rollen til andre fysio-kjemiske parametre i å drive kombinert biogeokjemi av DOM og nitrat.
Utvelgelsen av lav NO 3 - streamer er avgjørende for suksess for disse forsøk, og for å beholde evnen til å måle endringer i DON bassenget. Studier som undersøker samspillet mellom NO 3 - og DON for eksempel, bør skje i bekker hvor NO 3 - utgjør mindre enn 50% av TDN bassenget. Presisjonen av måle DON via subtraksjon blir sterkt redusert når NO 3 - bidrar til en for stor fraksjon avTDN bassenget siden det er en multiplikativ feil begrep rundt DON målinger som resulterer fra analysen av TDN, NO 3 - og NH 4 +. Slike sub-optimale forhold kan medføre negative DON konsentrasjoner. Derfor er denne teknikken kan være begrenset i systemer som er sterkt påvirket av NO 3 - for eksempel elvemunninger.
Selv om større bekker og elver presentere sitt eget sett med utfordringer, kan denne metoden være aktuelt for høyere ordens systemer. For eksempel Tank et al. 5 utførte et næringsstoff puls eksperiment i det 7. -Bestill Øvre Snake River i Wyoming for å undersøke opptak kinetikk oppløst uorganisk N. Det kan være måter å utføre lignende eksperimenter i enten innsjøer, jord eller grunnvann. Men slike eksperimenter er vanskelig på grunn av utfordringer knyttet til å utsette et system til en gradient av næringskonsentrasjoner eller inneholder eksperimentelle enheter på måter som minimere avbrudd og eksperimentelle kunstgjenstander. Dette er en av fordelene ved å bruke strøm økosystemer for slike manipulerende eksperimenter. Likevel kan utviklingen av lignende metoder for andre økosystemer, spesielt systemer svekket av overdreven N lasting (f.eks elvemunninger), har viktige styrings implikasjoner som vi begynner å forstå hvordan ulike former for N driver eutrofiering og giftige alger i kystnære farvann .
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).
