Waiting
Login processing...

Trial ends in Request Full Access Tell Your Colleague About Jove
JoVE Journal Environment
Click here for the English version

Environment

Estimering Sediment Denitrification priser bruker kjerner og N2O Microsensors

Published: December 6, 2018 doi: 10.3791/58553
Automatic Translation
1, 2, 1,3
1Campus UAB, CREAF, 2Center for Advanced Studies of Blanes, (CEAB, CSIC), 3CSIC

Summary

Denne metoden anslår sediment denitrification priser i sedimenter kjerner bruker acetylen hemming teknikk og microsensor målinger av akkumulert N2O. Protokollen beskriver fremgangsmåtene for innsamling av kjernene, kalibrere sensorene, utfører acetylen hemming, måle N2O akkumulering og beregningen denitrification.

Abstract

Denitrification er den primære biogeochemical prosessen fjerner reaktivt nitrogen fra biosfæren. Kvantitativ vurdering av denne prosessen har blitt spesielt relevant for å vurdere det menneskeskapte-endret global nitrogen syklusen og utslipp av klimagasser (dvs. N2O). Det finnes flere metoder for måling denitrification, men ingen av dem er helt tilfredsstillende. Problemer med eksisterende metoder inkluderer deres utilstrekkelig følsomhet, og behovet for å endre substrat nivåer eller endre den fysiske konfigurasjonen av prosessen bruker forstyrret prøver. Dette verket beskriver en metode for beregning av sediment denitrification priser som kombinerer prøvetaking, acetylen hemming og microsensor målinger av akkumulert N2O. De viktigste fordelene med denne metoden er en lav forstyrrelse av sedimenter og innsamling av en kontinuerlig Journal over N2O akkumulering; Dette aktiverer estimater av pålitelig denitrification med minimum verdier til 0.4-1 µmol N2O m-2 h-1. Muligheten til å manipulere nøkkelfaktorer er en ekstra fordel for å få eksperimentelle innsikt. Protokollen beskriver fremgangsmåtene for innsamling av kjernene, kalibrere sensorene, utfører acetylen hemming, måle N2O akkumulering og beregningen denitrification. Metoden er aktuell for å estimere denitrification priser i noen akvatiske system med hentes sediment kjerner. Hvis N2O konsentrasjonen er over Deteksjonsgrensen på av sensoren, utelates acetylen hemming trinn for å beregne N2O utslipp i stedet for denitrification. Viser vi hvordan du estimerer både faktiske og potensielle denitrification priser ved å øke nitrat tilgjengelighet samt temperatur avhengigheten av prosessen. Vi illustrerer fremgangsmåten bruker fjell innsjø sedimenter og diskutere fordeler og svakheter av teknikken sammenlignet med andre metoder. Denne metoden kan være endret for spesielle formål; for eksempel, kan den kombineres med 15N tracers å vurdere nitrification og denitrification eller feltet i situ målinger av denitrification priser.

Introduction

Menneskeskapte endring av det nitrogen syklusen er en av de mest utfordrende problemene for Earth system1. Menneskelig aktivitet har minst doblet nivåer av reaktivt nitrogen tilgjengelig til biosfæren2. Men fortsatt det stor usikkerhet om hvordan global N syklusen skal evalueres. Noen flux estimater har vært kvantifisert med mindre enn ±20% feil, og mange har usikkerhet av ±50% og større3. Disse usikkerhetene indikere behov for nøyaktige beregninger av denitrification priser over økosystemer og en forståelse av de underliggende mekanismene variasjon. Denitrification er en mikrobiell aktivitet som nitrogenholdige oksider, hovedsakelig nitrat og nitritt, reduseres dinitrogen gasser, N2O og N24. Veien er svært relevant for biosfæren tilgjengeligheten av reaktivt nitrogen fordi det er primære prosessen fjerning5. N2O er en drivhusgass med oppvarming potensial nesten 300 ganger at av CO2 over 100 år, og det er den gjeldende hovedårsaken med nedbryting av ozonlaget på grunn av de store mengdene som slippes ut6,7.

Nedenfor presenterer vi en protokoll for å estimere sediment denitrification priser bruker kjerner og N2O microsensors eksperimentelt (figur 1). Denitrification priser er beregnet ved hjelp av acetylen hemming metoden8,9 og målinger av akkumulering av N2O i løpet av en definert periode (figur 2 og Figur 3). Vi viser metoden ved å bruke det fjell innsjø sedimenter. Dette kasusstudiet fremhever ytelsen i metoden for å oppdage relativt lave priser med minimale forstyrrelser til strukturen i sedimentene.

Denitrification er spesielt vanskelig å måle10. Det er flere alternative tilnærminger og metoder, hver med fordeler og ulemper. Ulemper til tilgjengelige metodene omfatter bruken av kostbare ressurser, utilstrekkelig følsomhet og behovet for å endre substrat nivåer eller endre den fysiske konfigurasjonen av prosessen med forstyrret prøver10. En enda mer grunnleggende utfordring å måle N2 er de forhøyede bakgrunn i miljøet10. Reduksjon av N2O N2 er hemmet av acetylen (C2H2)8,9. Dermed kan denitrification kvantifiseres ved å måle den akkumulerte N2O i nærvær av C2H2, som er mulig på grunn av lav miljømessige N2O nivåer.

Bruk av C2H2 å måle denitrification priser i sedimenter ble utviklet ca 40 år siden11og inkorporering av N2O sensorer skjedde ca 10 år senere12. Den mest brukte acetylen tilnærmingen er "statisk kjernen". Den akkumulerte N2O måles under en inkubasjonsperiode på opptil 24 timer etter C2H2 legges til tanken lukket sediment kjernen10. Metoden beskrevet her følger denne prosedyren med noen nyvinninger. Vi legger C2H2 av bobler gassen i vann fase av kjernen i noen minutter og vi fylle alle tanken med eksempel vannet før måling akkumulering av N2O med en microsensor. Vi har også et gripende system som forhindrer lagdeling av vannet uten resuspending sediment. Prosedyren kvantifiserer denitrification prisen per sediment areal (f.eks, µmol N2O m-2 h-1).

Høy romlig og tidsmessige variasjonen av denitrification presenterer en annen vanskelighet i dens nøyaktige kvantifisering10. N2O akkumulering måles vanligvis sekvensielt i gass kromatografi headspace prøver som er samlet under incubation. Metoden beskrevet gir bedre overvåking av timelige variasjonen av N2O akkumulering, fordi microsensor gir et kontinuerlig signal. Microsensor multimeter er en forsterker med digital microsensor (picoammeter) som grensesnitt med sensor(er) og datamaskinen (figur 1en). Multimeter lar flere N2O microsensors skal brukes samtidig. For eksempel, opptil fire sediment kan kjerner fra webområdet for samme studien måles samtidig kontoen for romlig variasjon.

Kjernen tilnærming forstyrrer knapt sediment strukturen sammenlignet med noen andre metoder (f.eks, slam). Hvis integriteten til sedimenter endres, fører dette til urealistiske denitrification priser13 som bare er tilstrekkelig for relativ sammenligninger. Høyere priser hentes alltid slurry metoder i forhold til kjernen metoder14, fordi sistnevnte beholder begrensning av denitrification ved substrat diffusjon15. Slurry tiltak betraktes ikke som representant i situ priser16; de gir relative tiltak for sammenligninger med nøyaktig samme fremgangsmåte.

Metoden beskrevet er egnet for å estimere denitrification priser i eventuelle sediment type som kan være rørtråd. Spesielt anbefaler vi metoden for å utføre eksperimentelle manipulasjoner av noen av de drivende faktorene. Eksempler er eksperimenter som endrer nitrat tilgjengelighet og temperaturen etter behov for å estimere den energi aktiviseringen (Een) denitrification17 (figur 2).

Figure 1
Figur 1 : Eksperimentelle oppsett. (en) generelt eksperimentelle oppsett for å beregne sediment denitrification priser bruker kjerner og N2O microsensors. Inkubasjon kammeret sikrer mørke og kontrollert temperatur (±0.3 ° C) forhold. Fem intakt sediment kjerner kan behandles samtidig ved hjelp av sine respektive N2O sensorer. (b) N2O sensor kalibrering kammer. Vi tilpasset det med gummi stoppers og sprøyter for å blande de N2O vann (se protokollen trinn 3.4.3). Det er et termometer til å kontrollere temperaturen. (c) nærbilde av et sediment core utvalg med sensoren inn i den sentrale hullet PVC dekselet og leddene forseglet med teip. Rørestang henger i vannet, og elektromagnet er nær den og festet til ytre del av akryl røret. (d) nærbilde av N2O microsensor tupp beskyttet av et metall stykke. (e) en sediment kjerne som bare er gjenopprettet. Det var samplet fra båt i en dyp innsjø; akryl røret med kjernen er fortsatt fast til messenger-tilpasset tyngdekraften corer19. Se Tabellen for materiale for alle elementene kreves for å utføre denne metoden. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. forberedelse

Merk: Starte dette på dagen før målene er tatt.

  1. Montere måling oppsettet (figur 1en, se Tabellen for materiale).
    Merk: For å sikre en konstant og høy kvalitet strømforsyning, måling enheten er koblet til den grep via en avbruddsfri strømforsyning (UPS) som kan også fungere som en sikkerhetskopi. Ved langvarig strømbrudd et bilbatteri tjene som en ekstra strømkilde.
  2. Start sensoren programvare og bruk en-0.8 V spenning Polarize N2O microsensors. Signalet viser en rask nedstigning og en påfølgende økning og det reduserer endelig før det er lav og stabil.
    Merk: Microsensor produsenten anbefaler polarisering minst natten (eller lenger) for å sikre stabilitet i sensorens signal. En annen anbefaling er å holde sensoren polarisert hvis mål er planlagt for flere eller dager18.
  3. Slå på inkubasjon kammer og justere eksperimentelle forhold (f.eks, valgte lyset av og temperatur skal lik som forventet i feltet). Plassere en container med deionisert vann inne i kammeret slik at vann er tilgjengelig senere ved måling temperatur for kalibrering av sensorer.
    Merk: Dette trinnet kan utføres samme dag i de planlagte målingene, før avgang samle kjernene. For standard mål er det tilrådelig å bruke mørke forhold.
  4. Pakke feltet kjernen samling materialer: corer enhet, prøvetaking rør, gummi propper, polyvinylklorid (PVC) kraner, skrutrekker, global positioning system (GPS) enhet, termometer, håndholdte ekkolodd, wader og oppblåsbare båt (se tabell av Materialer). Bruke en sjekkliste for å sikre at alle materialer er inkludert.

2. sediment Core samling

  1. Avhengig av Havdypet, følg 2.1.1 eller 2.1.2.
    1. For dypt vann
      1. Bruk en messenger-tilpasset tyngdekraften corer19 fra båt eller en plattform (figur 1e).
      2. Fastsette prøvetaking røret (akryl, ø 6,35 cm lengde ≥ 50 cm) til corer med en skrutrekker.
      3. Velg prøvepunktet Ifølge undersøkelsen målene. Legg merke til plasseringen (f.eksbruker GPS-koordinater) og måling dybde (f.eksved hjelp av en håndholdt ekkolodd). Hvis prøvetaking fra båt, kan du bruke et anker (f.eks, en pose med steiner) å unngå drivende under kjernen samling.
      4. Distribuere coring systemet før prøvetaking røret er ~ 1 m fra sedimentet. Bruke et tau med vanlig merker (f.eks, intervaller på 1 m) til å kontrollere dybden plasseringen av utstyr for prøvetaking.
      5. Stabilisere utstyr for prøvetaking for 60 s (f.ekså minimere bevegelse av båten). Dette sikrer riktige sediment penetrasjon og gjenoppretting av en kjerne som knapt forstyrret sediment.
      6. Slipp ~ 1 m mer tau slik at prøvetaking røret trenger sediment. Vær oppmerksom på at hvis prøvetaking røret trenger for mye, kan det forstyrre vann/sediment grensesnittet.
      7. Frigi messenger under forsøk på å holde spenning på tauet slik at corer restene fast og i vertikal posisjon. Når messenger påvirker corer, påtagelig en liten forskjell i spenningen i tauet. Lukk corer å generere vakuum som tillater gjenoppretting av sediment kjernen på den tiden.
      8. Gjenopprette corer dra tauet stadig og forsiktig.
      9. Når kjernen er nær overflaten men fortsatt helt neddykket (inkludert gummidelen av corer som sikrer vakuum), plasserer du en gummipropp nederst prøvetaking røret. Inspisere vann/sediment grensesnittet; Det bør være klart og ikke synlig forstyrret (figur 1e). Hvis dette ikke er tilfelle, forkaste kjernen, rengjøre røret, og gjenta trinn 2.1.1.4-9.
      10. Løfte hele coring systemet fra vannet. Slipp prøvetaking tunnelbanen fra corer og plassere en PVC dekselet på toppen. Forsegle den med teip. Unngå dannelse av luftrommet.
    2. For sjøbaserte habitater og grunt vann organer
      1. Kle seg i en wader for prøvetaking i svært grunt farvann (< 0.6 m).
      2. Bruke snorkling eller scuba utstyr for dypere prøvetaking (opptil 3 m).
      3. Velg prøvepunktet Ifølge undersøkelsen målene. Noter plasseringen (f.eks, GPS-koordinater). Sette inn manuelt, prøvetaking røret (f.eksakryl, ø 6,35 cm) i sedimentet.
      4. Plass en gummipropp i oversiden av prøvetaking røret for å få et vakuum.
      5. Fjern kjernen fra sedimentet og raskt presentere en annen gummipropp nederst rør.
        Merk: Det er nødvendig å arbeide med røret under vann til alle tider. på svært grunt områder anbefaler vi forkortelsen tuben ned til 20 cm. Noen ganger sediment har et høyt vanninnhold og avløp når røret fjernes fra sedimenter sengen. I dette tilfellet er det nødvendig å innføre bunnen stopperen uten oppløftende kjernen utenfor sediment. Dette manuelt fordype stopperen i sedimentet rundt røret og plasser den nøye for å lukke bunnen av røret.
      6. Av vannet, erstatte den topside gummipropp med en PVC dekselet og forsegle krysset med teip.
  2. Beskytte kjernen under overtatt av laboratoriet ved minimere rotasjoner og riste.

3. kalibrering av lystgass (N2O) Microsensors

  1. Bruke datamaskinen (stripediagram, sensor programvare), kontroller at sensoren signalet er stabil og lav (< 20 mV).
  2. Opprette en ny fil (f.eksmed datoen og prøvetaking nettsted (130903_Redon_Lake)) for å registrere de kalibrering og sensor signaler.
    Merk: Sensor signalene er følsomme for temperaturen (Figur 4). Bruk samme temperatur målinger og sensor kalibrering. Sensoren reagerer lineært mellom 0% - 2,5% N2O20. En to-punkts kalibrering er derfor tilstrekkelig18.
  3. Kalibreringen lese verdien med null lystgass, sensorsignalet holde sensoren spissen senket i N2O-fritt vann (vaskebuffer).
  4. Kalibrere med N2O vann på ønsket konsentrasjonen.
    Merk: Forberede vann med en definert N2O konsentrasjon, som litt overstiger maksimal konsentrasjon forventet under inkubasjon. Vi bruker ~ 25 µM N2O som kalibrering verdien. Vær oppmerksom på ikke overstiger maksimal sensor området konsentrasjonen av 500 N2O µM.
    1. Få N2O-mettet vann ved boblende N2O i deionisert vann i noen minutter.
      Merk: N2O vannløselighet er avhengig av temperatur og saltholdighet21; Se tabellen i vedlegg til sensoren manuell18.
    2. Fortynne N2O mettet vannet ved å legge til et bestemt volum mettet N2O vann en mengde deionisert vann. For eksempel ved 20 ° C, legge 0,3 mL mettet N2O vann, som har en konsentrasjon av 28.7 mM N2O, totalt 375 mL vann for å få en 22.9 µM N2O konsentrasjon. Merk at 375 mL er det totale volumet av kalibrering kammer (figur 1b).
    3. Etter forsiktig blanding N2O lese mettet vann med deionisert vann i kalibrering fartøyet å fortynne det til den ønskede konsentrasjonen, sensorsignalet når det er konstant. Denne lesing er kalibrering verdi med X µM N2O vann. Når blander løsningen, være forsiktig med å generere bobler, som dette eliminerer N2O fra kalibrering løsning.
      Merk: Vær oppmerksom på at N2O i vann vil sakte flykte inn i luften; Dermed kan forberedt kalibrering løsningen bare brukes i noen minutter.

4. kjernen forberedelse og acetylen hemming

  1. Endre PVC dekselet ligger på toppen av hver sediment kjerne av en cover med et hull i midten og en hengende magnetisk rørestang. Tette igjen krysset med teip.
  2. Redusere vann fasen av hver prøve en omtrentlig høyde på 12 cm (volum ≈ 380 mL). For dette, setter du først en silikon rør i de sentrale hullet. Deretter satte sediment kjernen i en sylinder og skyv bunnen stopperen opprette press. Stopper og sedimenter eksempel gå opp, og overflødig vann går gjennom røret. Samle vannet en mottaker fartøy.
    Merk: Utvalg med grov detaljnivå kan være problematisk i dette trinnet. Sediment partikler plassert mellom stopperen og røret kan deformere stopperen og åpne et hull gjennom som bobler kan passere og forstyrre prøven. For å unngå dette problemet, sette sylinderen i midten av bunnen stopperen og prøve å presse med en konstant kraft. Felles mellom silikon røret pleide å evakuere overflødig vann og PVC dekselet består av en solid del (f.eks, en 5 mL pipette tips uten smaleste slutten) i silikon røret.
  3. Utføre acetylen hemming av bobler av acetylen gass i vann fase av kjernen for ca 10 min. Unngå resuspending sediment.
    Merk: Som en mulig endring av metoden, Legg en substrat (nitrat) gjennom en konsentrert flytende medium før boblende acetylen for potensielle denitrification målinger (f.ekssom i Figur 3b, c).

5. denitrification (N2O akkumulering mål)

  1. Fylle all luft plass i utvalget med tidligere leftover vannet. Plass sensoren i sedimenter kjernen gjennom sentrale hullet av topside PVC dekselet. Spissen av sensoren finnes i vann fasen over rørestang (figur 1c).
    Merk: Alle ledd av akryl prøvetaking rør må tettes for å unngå gass og vann lekkasjer under målingen (figur 1, c). I den nederste delen av røret er gummipropp tilstrekkelig for dette. Tetting delen Oversiden er vanskeligere. PVC dekselet må stilles. Det skal være oppvarmet med en lommelykt; deretter, når materialet blir fleksible, men er ikke brent, dekselet er plassert i røret slik at formen kan støpes. Etter avkjøling, må dekselet flere modifikasjoner (med unntak av dekselet brukt til å transportere prøvene til laboratoriet i trinn 2.1.1.10 eller 2.1.2.6). Den sentrale hullet der sensoren settes må bores. Rørestang kan holdes med fiske linje, som igjen er overholdt med lim på innsiden av omslaget slik at rørestang henger på snøret i vannet (figur 1c). Også er alle ledd (PVC dekselet rør og PVC dekselet sensor) forseglet med teip. Plass elastisk teip for å justere diameteren på sensoren for å forsegle kontakt overflaten mellom de sentrale hullet av PVC dekselet og sensoren (figur 1c).
  2. Slå på elektromagnetisk puls krets som er en del av gripende.
    Merk: Gripende systemet forhindrer lagdeling av vann fasen uten forstyrrende (resuspending) sediment. Gripende systemet består av en krets som slår på/av elektromagnet som tiltrekker/utgaver det magnetisk rørestang (se Tabell for materiale til en detaljert beskrivelse).
  3. Flytt elektromagnet rundt ytre del av akryl røret til rørestang beveger seg kontinuerlig, og deretter fastsette den på plass med teip (figur 1c).
  4. Lukk inkubasjon kammeret for å sikre en konstant temperatur (f.eks, variant av ±0.3 ° C).
  5. Trykk på opptaksknappen (sensor programvare) for å starte innspillingen sensorsignalet. Målinger registreres vanligvis hver 5 min.
  6. Trykk på stop-knappen på slutten av tidsperioden.

6. siste måling trinn

  1. Vent minst ~ 10 min med sensoren spissen neddykket i gratis-N2O vann (vaskebuffer) før du leser signalet fra null N2O kalibrering mål.
  2. Utføre en endelige sensor kalibrering. For dette, kan du gjenta sensor kalibrering, etter avsnitt 3 men begynner med trinn 3.3.
  3. Lagre filen (sensor programvare).

7. denitrification Rate beregninger

  1. Start med ordnet utdatafilen generert av sensor som inneholder sensoren signal i mV µM N2O og kalibreringsdataene.
  2. Tegne sensorsignalet mot tiden å visualisere N2O akkumulering trenden (f.eks, figur 2en).
  3. Bruk bare tidsområdet med en lineær akkumulering, unntatt innledende Akklimatisering perioden prøven og en mulig siste metning på grunn av underlaget begrensning (f.eks, figur 2b). Opprette en lineær modell av sensoren (µM) over tid (h).
    Merk: Skråningen er denitrification (µM N2O core-1 h-1), som hvis delt på området kjernen (πr2), forvandles ofte i µM N2O m-2 h-1, og når multiplisert med den vann volum (πr2h, hvor h er høyden av vann fase og r er indre radius av akryl røret, i dette tilfellet 0,12 m og 0.03175 m, henholdsvis) forvandles ofte i µmol N2O m-2 h-1.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Totalt 468 denitrification priser ble beregnet ved hjelp av protokollen over i sedimenter fra Pyreneisk fjellvann i perioden 2013-2014. Vi viser noen av disse resultatene å illustrere prosedyren (figur 2 og Figur 3). Generelt, har lineær modell mellom N2O konsentrasjon og tid god sammenheng (R2 ≥ 0,9). Skråningen av forholdet gir et anslag av denitrification rate (trinn 7.3; f.eks figur 2d). Hvis denitrification aktiviteten er svært lav, sensoren elektronisk støy blir viktigere og godhet av fit avslår (f.ekssensorer 4 og 5 i finne 2b og figur 3a). Selv om planlagte oppdagelsen grensen på N2O ~0.1 µM i vann22, som er et mellomliggende verdi om alternative metoder23, muligheten for akkumulere tusenvis av kontinuerlig målinger filtrere støy tillater estimater ved relativt lav denitrification priser, til ~ 1 µmol N2O m-2 h-1 (figur 2 og figur 3). Lavere priser (dvs. ~0.4 µmol N2O m-2 h-1) kan estimeres ved innsnevring vann fasen av kjernen prøven til en høyde på 8 cm (se protokollen trinn 4.2).

Figure 2
Figur 2 : Denitrification rate beregninger i en temperatur avhengighet eksperiment. Faktisk(og b) og potensielle denitrification målinger (c-f) vises. Når temperaturen i målingen er redusert (c), på første prøven kjøles og sensorsignalet, som temperatur avhengig, avtar. (en) A lignende inntreffer ved starten av inkubering i faktiske denitrification målingen; varmere laboratoriemiljø forhold til inkubasjon betingelsene produserer en kjøling av prøven, igjen ledsaget av en nedgang i sensorsignalet. (e) når temperaturen er økt, først prøvene varme og sensorsignalet øker eksponentielt i stedet for lineært. Når prøvene når en konstant temperatur, øker sensorsignalet lineært som vanlig. I alle tilfeller er det mulig å beregne denitrification priser bare ved hjelp av perioden lineær N2O opphopning (b, d, og f). (b) inaktiv eksempel 3 vises ikke. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Figure 3
Figur 3 : Eksempler på denitrification rate beregninger. Faktisk (en) og potensielle (b og c) denitrification priser ble beregnet. Vi bare brukt tidsområdet med en lineær N2O akkumulering for beregning av denitrification (stigningstallet for den lineære modellen). Men i (en), for pedagogiske formål, viser vi alle målinger (modeller) med mer og mindre suksess; Vi vil forkaste eksempel 3 på grunn av høy ustabilitet i sensoren og prøve 2 på grunn av metning i N2O akkumulering. (en) prøver 4 og 5 priser på 0,5 og 0,7 µmol N2O m-2 h-1, henholdsvis, er tilfeller av målinger nær Deteksjonsgrensen på av metoden. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

De viktigste fordelene av metoden beskrevet er bruk av minimal forstyrret sediment kjerneprøver og kontinuerlig opptak av N2O akkumulering. Disse tillate estimering av relativt lav denitrification priser som ligner de forekommende i situ. Likevel, noen aspekter om prøvetaking, sensoren ytelsen og potensielle forbedringer diskuteres.

Et tilsynelatende enkle, men avgjørende skritt i metoden er god kjernen utvinning. Sediment/vann grensesnittet må oppfylle tre kriterier: (i) ingen modifisering i sin kjemiske eller konstituerende sammensetning, (ii) ingen endring i vanninnholdet eller ugyldige forholdet, og (iii) ingen struktur pertubation24. Den færre forstyrrelser led av prøven under hele protokollen, mer realistisk og nærmere i situ forhold vil målt denitrification hastigheten være. Det finnes flere enheter/teknikker for sediment kjernen samling25, og deres valg avhenger av Havdypet. Vi bruker en messenger-tilpasset tyngdekraften corer19 for dyp prøver (figur 1e) fordi det er en rimelig lett enhet og kan raskt gjenopprette kort kjerner25 (et kjernen sediment ≥10 cm lengde er mer enn nok til å omfatte oksisk og denitrifying lagene i sedimenter26,27,28). I prøvetaking sjargong, "føler" er ofte referert til som muligheten til å vet hvor corer (enten det er fortsatt i vannsøylen eller allerede i sedimentet) og om det er åpen eller lukket25. Mellomliggende havdyp (5-50 m) er vanligvis det ingen problemer med følelse. Tap av følelse oppstår på dypere vann (> 50 m) fordi bevegelser i vannsøylen kan maskere plasseringen av corer25. Følelsen kan også gå tapt i grunt vann (< 3 m) lateral drift og bølge handling25; Det er derfor vi bruker en annen metode i grunt vann, enten direkte manuell prøvetaking av dykking eller kle seg i en wader. Med dette systemet, kan personen som utfører prøvetaking se sedimentet og velge nøyaktig hvor før prøvetaking; Dette kan f.eksprøvetaking av en sediment kjerne som inneholder en macrophyte. Etter prøvetaking, må forskeren fortsette å arbeide nøye for å forstyrre minimal sediment kjernen prøven resten av protokollen, særlig når utføre acetylen hemming av bobler.

Noen detaljer må vurderes ved N2O microsensors. Sensor-programvare gir en kontinuerlig effekt (stripediagram) sensor signal (bakgrunn frekvens av 1000 Hz)29. Disse rå data og strip diagrammet (f.eks, figur 2en) kan lagres. Det er nødvendig å kontrollere det korrekte opptreden av sensoren etter sin polarisering (f.eksved retur fra feltet samling før trinn 4). Spesielt en lav (< 20 mV) og konstant base signalet forventes når det er neddykket i N2O-gratis vann. Kalibrer sensoren kort (~ 2 h) etter bruk; Hvis det er allerede brukt i noen dager, kan intervallet utvides (~ 24 h)18. Å minimere recalibrations, holde sensoren polarisert med mindre den ikke brukes for flere dager18. Over tid, kan en endring i sensorsignalet oppstå, opp til 50% i måneder, som er en annen permeabilitet av membranen18. Jo lavere elektronisk forstyrrelser i laboratoriet, mer konstant og stabil vil være sensorsignalet. I den forstand forbedrer bruker en UPS kvaliteten på den elektriske energien som når måling enheten ved filtrering av spenningsvariasjoner. Prøvetaking intervallet, valgte i kategorien Logger er forskjellig fra bakgrunnen frekvensen. Hvert registrerte poeng genereres fra gjennomsnittet av mange målinger. Prøvetaking intervallet (opptil 10 s) angir frekvensen som et datapunkt er registrert. Antall mål per enhet brukes i gjennomsnittet er definert av bakgrunnen frekvens29. For eksempel, hvis vi setter en samplingsfrekvens på 5 s og en bakgrunn frekvens på 500 mål per sekund, og dataene er registrert hver 5 s og gjennomsnittet av 500 prøvene per sekund måles under den forrige 5 s. Vi ta opp sensorsignalet hver 5 min (prøvetaking intervall) og angi bakgrunn frekvensen 1000 mål per sekund. Studien systemet må være kjent å velge riktig prøvetaking intervallet uten "gjennomsnitt" forventet svingninger. Kort eksempelintervaller anbefales i svært aktiv systemer, mens lengre intervaller tillate optimalisere datamaskinens minne29. Noen mulige forstyrrende stoffer (H2S, nei og CO2) kan påvirke N2O sensorens signal22. Sensoren er kalibrert med deionisert vann, men eksemplene kan inneholde forstyrrende og endre sensoren referanse signal. Denne situasjonen kan forklare hvorfor negative verdier vises i prøver 2 og 5 i figur 2b og figur 3a, henholdsvis. Men når målet er å anslå denitrification, er den eksakte nivået av N2O ikke nøkkelparameteren. Hva er nøkkelen er stigningstallet for den lineære modellen (bevis en lineær opphopning av N2O). Til slutt, er det nødvendig å arbeide med en fast temperatur fordi svar N2O sensoren endres med temperaturen (Figur 4).

Enkle endringer eller tilføyelser til protokollen også aktivere (i) karakteristikk av miljøforholdene kontrollere den målte denitrification prisen, (ii) estimering av den potensielle denitrification prisen ved å simulere responsen på en kjøring gradering (f.eks, nitrat), og (iii) estimering av sediment N2O utslipp priser ved å hoppe C2H2 hemming avhengig av arbeidet tar sikte, flere supplerende målinger gjøres: (i) bare etter at kjernen, i situ forhold, f.eks, temperatur; (ii) før måling, prøver av vannet fasen, f.eks[ingen3-]; og (iii) etter måling, profiler og skiver av kjernen på forskjellige oppløsninger (mm-cm)25,30, følge prosedyrer forklart av P. T. Schwing et al. 30.

For å måle den potensielle denitrification prisen, legge nitrat til vann-fase av kjernen (f.eks figur 2 og figur 3) som beskrevet i C. Palacin-Lizarbe, L. Camarero og J. katalansk17. Hvis dermed legge nitrat før C2H2 hemming (trinn 4.3). Også hvis nitrat legges, er det tilrådelig å tilsette karbon (C; f.eks, acetate) og fosfor (P) beholde i situ stoichiometric proporsjonene C, N og P (f.eksi overflaten sedimentet). Dette vil unngå begrensning av denitrification av disse elementene31,32, og vil også beholde den c/n ratio som kan påvirke dominans av nitrat forbruk (dvs. denitrification versus dissimilatory nitrat reduksjon ammonium (DNRA))4. Anoxia kan løses av bobler en N2-CO2 blanding i noen minutter etter at nitrat, å forhindre oksygen interferens med denitrification; Merk imidlertid at dette fører til blokkering av nitrification. For å beregne sediment N2O utslipp priser, utelater du C2H2 hemming (trinn 4.3). Imidlertid huske på at, så langt som det er for øyeblikket kjent i akvatiske økosystemer, N2O utslipp er proporsjonalt lav sammenlignet med N2 utslipp (0% - 4,3%)33, så det er mulig at den akkumulerte N2O vil være under Deteksjonsgrensen for. Hvis dette er tilfelle, er et alternativ å legge nitrat for å øke den slippes ut N2O, beregne potensielle N2O utslipp.

Den største svakheten av metoden er hemming av nitrification av C2H210,34. Under incubation, kan denne hemming av nitrification og ufullstendige hemming av N2O reduksjon bli tydelig, som begge er svært tid avhengig. For eksempel må start N2O akkumulering avsløre den virkelige denitrification rate og gradvis forråtnelse idet nitrat tilgjengeligheten drops og N2O diffunderer i nitrat free zone, hvor det er redusert35. En anslått denitrification hastighet kan derfor betraktes gyldig hvis målingene viser en lineær akkumulering av N2O10.

Metoden beskrevet anslår en denitrification rente per område som integrerer hele sediment aktiviteten. I denne forbindelse er det noen usikkerhet om radius av acetylen hemming når boblende gassen i den vandige fasen av utvalget. Det er antatt at minst, hemming av surficial laget av sediment inntreffer, som med de høyeste denitrification priser26,27.

Mulig forbedringer til denne metoden er bruken kombinert med 15N tracers og endringer som kan tillate måling av denitrification i situ. 15 N tracer metoder kan brukes til å bestemme andelen av nitrification-denitrification kobling forekommer i de prøver36, og det kan også forklare andre N flux prosesser foruten denitrification (f.eks, anammox og dissimilatory nitrat reduksjon ammonium (DNRA))13,37. Disse metodene har imidlertid ulempen av skiftende underlaget konsentrasjon10. A. Behrendt, D. de øl og P. Stief 26 bruke en metode som kombinerer N2O microsensors, C2H2 hemming og 15N tracers analysere loddrett aktivitet distribusjon av dissimilatory nitrat reduksjon prosesser (denitrification og DNRA) i sedimenter. De laget vertikale profiler i sedimentet av gjennomtrengende sediment med sensorer. Største vanskeligheten i å måle denitrification i situ er evnen til å håndtere en nonconstant temperatur miljø. Det er nødvendig å registrere N2O akkumulering og temperatur samtidig og deretter rette N2O sensorens signalet av den temperatur avhengigheten under denitrification rate beregninger. Endringen krever en tidligere analyse av temperatur avhengigheten av N2O signalet for hver sensor. Sensorer er håndlaget, og hver reagerer forskjellig temperatur (f.ekssensor 1 viser en høyere temperatur avhengighet enn de andre i figur 2c, e).

Figure 4
Figur 4 : Temperatur avhengighet av N2O microsensor respons. Forskjellige skråningene av lineær modell av den sensoren signal versus temperaturen på hver N2O konsentrasjon viser temperaturen effekten på sensoren signal. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Forfatterne ikke avsløre.

Acknowledgments

Det spanske regjeringen gitt midler gjennom Ministerio de Educación som et predoctoral fellesskap til C.P-L. (FPU12-00644) og forskningsmidler av Ministerio de Economia y Competitividad: NitroPir (CGL2010-19737), Lacus (CGL2013-45348-P), overføre () CGL2016-80124-C2-1-P). REPLIM prosjektet (INRE - INTERREG program. EUUN - EU. EFA056/15) støttes siste skriving av protokollen.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
Messenger-adapted gravity corer - - Reference in the manuscript. Made by Glew, J.
Sampling tube - - Acrylic. Dimensions: 100 cm (h) × 6.35 cm (d) × 6.50 cm (D). Sharpen the edge of the sampling tube that penetrates into the sediment to minimize the disturbance in the recovered sediment core sample.
Handheld sounder Plastimo 38074 Echotest II Depth Sounder.
Rubber stopper VWR DENE1012114 With two holes, used to mix the N2O-water in the calibration chamber. Dimensions: 20 mm (h) × 14 mm (d) × 18 mm (D) (3 mm hole (D)).
Rubber stopper VWR 217-0125 To seal the bottom part of the methacrylate tube and to sample in shallow water bodies. Dimensions: 45 mm (h) × 56 mm (d) × 65 mm (D).
Rubber stopper VWR 217-0126 Place the rubber stopper in the top side of the sampling tube to obtain a vacuum for sampling in littoral zones and shallow water bodies. Dimensions: 50 mm (h) x 60 mm (d) x 70 mm (D).
PVC cover - - To seal the top side part of the acrylic tube. Dimensions: 45 mm (h) × 56 mm (d) × 65 mm (D). Dimensions: 65 mm (D).
Adhesive tape - - Waterproof. To ensure all joints (PVC cover sampling tube and PVC cover sensor) and to avoid water leaks.
Thermometer - - Portable and waterproof, to measure the temperature in the water overlying the sediment just after sampling the cores.
GPS - - To save the location of a new sampling site or to arrive at a previous site.
Wader - - For littoral or shallow site samplings.
Boat - - An inflatable boat is the best option for its lightness if the sampling site is not accessible by car.
Rope - - Rope with marks showing its length (e.g., marked with a color code to distinguish each meter).
N2O gas bottle and pressure reducer Abelló Linde 32768-100 Gas bottle reference.
C2H2 gas bottle and pressure reducer Abelló Linde 32468-100 Gas bottle reference.
Tube used to evacuate the excess of water - - Consists of a solid part (e.g., a 5 ml pipette tip without its narrowest end) inserted in a silicone tube.
Nitrous Oxide Minisensor w/ Cap Unisense N2O-R We use 4 sensors at a time.
Microsensor multimeter 4 Ch. 4 pA channels Unisense Multimeter Picoammeter logged to a laptop. The standard device allows for 2 sensor picoammeter connections (e.g., N2O sensor), one pH/mV and a thermometer. We ordered a device with four picoammeter connections, allowing the use of 4 N2O sensors simultaneously.
SensorTrace Basic 3.0 Windows software Unisense Sensor data acquisition software.
Calibration Chamber incl. pump Unisense CAL300 Calibration chamber. We tuned it with rubber stoppers and syringes to mix the N2O-water without making bubbles.
Incubation chamber Ibercex E-600-BV Indispensable equipment for working at a constant temperature (±0.3 °C). It also allows control of the photoperiod.
Electric stirrer - - Part of the stirring system. It hangs in the water, overlying the sediment subject, by a fishing line that is hooked to the PVC cover.
Electromagnet - - Part of the stirring system. It is fixed to the outside of the acrylic tube, approximately at the same level as the stirrer. It is activated episodically (ca. 1 on-off per s) by a circuit, attracting the stirrer when it is on and releasing it when it is off, thereby generating the movement that agitates the water.
Electromagnetic pulse circuit - - Part of the stirring system. It is connected by wires to the electromagnet and sends pulses of current that turn the electromagnet on and off.
Uninterruptible power supply (UPS) - - It improves the quality of the electrical energy that reaches the measurement device, filtering the highs and low of the voltage, thereby ensuring a more constant and stable N2O sensor signal.

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Rockstrom, J., et al. A safe operating space for humanity. Nature. 461 (7263), 472-475 (2009).
  2. Erisman, J. W., Galloway, J., Seitzinger, S., Bleeker, A., Butterbach-Bahl, K. Reactive nitrogen in the environment and its effect on climate change. Current Opinion in Environmental Sustainability. 3 (5), 281-290 (2011).
  3. Gruber, N., Galloway, J. N. An Earth-system perspective of the global nitrogen cycle. Nature. 451 (7176), 293-296 (2008).
  4. Tiedje, J. M. Ch. 4. Ecology of denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium. Environmental Microbiology of Anaerobes. Vol. 717. Zehnder, A. J. B. , John Wiley and Sons. 179-244 (1988).
  5. Seitzinger, S., et al. Denitrification across landscapes and waterscapes: A synthesis. Ecological Applications. 16 (6), 2064-2090 (2006).
  6. Contribution of Working Group I to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change. IPCC. Climate Change 2013: The Physical Science Basis. , Cambridge University Press. (2013).
  7. Ravishankara, A. R., Daniel, J. S., Portmann, R. W. Nitrous Oxide (N2O): The Dominant Ozone-Depleting Substance Emitted in the 21st Century. Science. 326 (5949), 123-125 (2009).
  8. Balderston, W. L., Sherr, B., Payne, W. Blockage by acetylene of nitrous oxide reduction in Pseudomonas perfectomarinus. Applied and Environmental Microbiology. 31 (4), 504-508 (1976).
  9. Yoshinari, T., Knowles, R. Acetylene inhibition of nitrous-oxide reduction by denitrifying bacteria. Biochemical and Biophysical Research Communications. 69 (3), 705-710 (1976).
  10. Groffman, P. M., et al. Methods for measuring denitrification: Diverse approaches to a difficult problem. Ecological Applications. 16 (6), 2091-2122 (2006).
  11. Sorensen, J. Denitrification rates in a marine sediment as measured by the acetylene inhibition technique. Applied and Environmental Microbiology. 36 (1), 139-143 (1978).
  12. Revsbech, N. P., Nielsen, L. P., Christensen, P. B., Sorensen, J. Combined oxygen and nitrous-oxide microsensor for denitrification studies. Applied and Environmental Microbiology. 54 (9), 2245-2249 (1988).
  13. Jorgensen, K. S. Annual pattern of denitrification and nitrate ammonification in estuarine sediment. Applied and Environmental Microbiology. 55 (7), 1841-1847 (1989).
  14. Laverman, A. M., Van Cappellen, P., van Rotterdam-Los, D., Pallud, C., Abell, J. Potential rates and pathways of microbial nitrate reduction in coastal sediments. FEMS Microbiology Ecology. 58 (2), 179-192 (2006).
  15. Ambus, P. Control of denitrification enzyme-activity in a streamside soil. FEMS Microbiology Ecology. 102 (3-4), 225-234 (1993).
  16. Christensen, P. B., Rysgaard, S., Sloth, N. P., Dalsgaard, T., Schwærter, S. Sediment mineralization, nutrient fluxes, denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium in an estuarine fjord with sea cage trout farms. Aquatic Microbial Ecology. 21 (1), 73-84 (2000).
  17. Palacin-Lizarbe, C., Camarero, L., Catalan, J. Denitrification Temperature Dependence in Remote, Cold, and N-Poor Lake Sediments. Water Resources Research. 54 (2), 1161-1173 (2018).
  18. Nitrous Oxide sensor user manual. , UNISENSE A/S. (2011).
  19. Glew, J. Miniature gravity corer for recovering short sediment cores. Journal of Paleolimnology. 5 (3), 285-287 (1991).
  20. Andersen, K., Kjaer, T., Revsbech, N. P. An oxygen insensitive microsensor for nitrous oxide. Sensors and Actuators B-Chemical. 81 (1), 42-48 (2001).
  21. Weiss, R. F., Price, B. A. Nitrous oxide solubility in water and seawater. Marine Chemistry. 8 (4), 347-359 (1980).
  22. Nitrous Oxide Microsensors Specifications. , UNISENSE A/S. (2018).
  23. Koike, I. Ch. 18. Measurement of sediment denitrification using 15-N tracer method. Denitrification in Soil and Sediment 10.1007/978-1-4757-9969-9 F.E.M.S. Symposium Series. Revsbech, N. P., Sørensen, J. , Springer US. 291-300 (1990).
  24. Hvorslev, M. J. Subsurface Exploration and Sampling of Soils for Civil Engineering Purposes. , American Society of Civil Engineers, Waterways Experiment Station, Corps of Engineers, U.S. Army. 521 (1949).
  25. Glew, J. R., Smol, J. P., Last, W. M. Ch. 5. Sediment Core Collection and Extrusion. Tracking Environmental Change Using Lake Sediments: Basin Analysis, Coring, and Chronological Techniques. Last, W. M., Smol, J. P. 1, Springer. Netherlands. 73-105 (2001).
  26. Behrendt, A., de Beer, D., Stief, P. Vertical activity distribution of dissimilatory nitrate reduction in coastal marine sediments. Biogeosciences. 10 (11), 7509-7523 (2013).
  27. Laverman, A. M., Meile, C., Van Cappellen, P., Wieringa, E. B. A. Vertical distribution of denitrification in an estuarine sediment: Integrating sediment flowthrough reactor experiments and microprofiling via reactive transport modeling. Applied and Environmental Microbiology. 73 (1), 40-47 (2007).
  28. Melton, E. D., Stief, P., Behrens, S., Kappler, A., Schmidt, C. High spatial resolution of distribution and interconnections between Fe- and N-redox processes in profundal lake sediments. Environmental Microbiology. 16 (10), 3287-3303 (2014).
  29. SensorTrace BASIC 3.0 user manual. , UNISENSE A/S. (2010).
  30. Schwing, P. T., et al. Sediment Core Extrusion Method at Millimeter Resolution Using a Calibrated, Threaded-rod. Journal of visualized experiments. (114), 54363 (2016).
  31. Bernhardt, E. S. Ecology. Cleaner lakes are dirtier lakes. Science. 342 (6155), 205-206 (2013).
  32. Finlay, J. C., Small, G. E., Sterner, R. W. Human influences on nitrogen removal in lakes. Science. 342 (6155), 247-250 (2013).
  33. Seitzinger, S. P. Denitrification in fresh-water and coastal marine ecosystems- ecological and geochemical significance. Limnology and Oceanography. 33 (4), 702-724 (1988).
  34. Seitzinger, S. P., Nielsen, L. P., Caffrey, J., Christensen, P. B. Denitrification measurements in aquatic sediments - a comparison of 3 methods. Biogeochemistry. 23 (3), 147-167 (1993).
  35. Christensen, P. B., Nielsen, L. P., Revsbech, N. P., Sorensen, J. Microzonation of denitrification activity in stream sediments as studied with a combined oxygen and nitrous-oxide microsensor. Applied and Environmental Microbiology. 55 (5), 1234-1241 (1989).
  36. Peter, N. L. Denitrification in sediment determined from nitrogen isotope pairing. FEMS Microbiology Ecology. 9 (4), 357-361 (1992).
  37. Risgaard-Petersen, N., Nielsen, L. P., Rysgaard, S., Dalsgaard, T., Meyer, R. L. Application of the isotope pairing technique in sediments where anammox and denitrification coexist. Limnology and Oceanography-Methods. 1, 63-73 (2003).

Tags

Miljøfag problemet 142 Biogeochemistry limnologi marine kjemi vannkjemi nitrogen lystgass voltammetry acetylen hemming temperatur
Estimering Sediment Denitrification priser bruker kjerner og N<sub>2</sub>O Microsensors
Play Video
PDF DOI DOWNLOAD MATERIALS LIST

Cite this Article

Palacin-Lizarbe, C., Camarero, L.,… More

Palacin-Lizarbe, C., Camarero, L., Catalan, J. Estimating Sediment Denitrification Rates Using Cores and N2O Microsensors. J. Vis. Exp. (142), e58553, doi:10.3791/58553 (2018).

Less
Copy Citation Download Citation Reprints and Permissions
View Video

Get cutting-edge science videos from JoVE sent straight to your inbox every month.

Waiting X
Simple Hit Counter