Laboratorio-determinato Fosforo Flux dal lago di sedimenti come misura di fosforo interno Loading

Riepilogo

Lago di eutrofizzazione è un problema di qualità delle acque in tutto il mondo, rendendo la necessità di identificare e controllare le fonti di nutrienti critici. Determinazione Laboratorio di fosforo tassi di rilascio di carote di sedimento è un valido approccio per determinare il ruolo del fosforo carico interno e guidare le decisioni di gestione.

Abstract

L'eutrofizzazione è un problema di qualità delle acque nei laghi di tutto il mondo, e vi è una necessità critica di identificare e controllare le fonti di nutrienti. Fosforo interno (P) carico di sedimenti lacustri può rappresentare una parte sostanziale del carico totale P in eutrofiche, e alcuni oligomesotrofe calcaree, laghi. Determinazione Laboratorio di P tassi di rilascio da carote di sedimento è un approccio per determinare il ruolo di P carico interno e guidare le decisioni di gestione. Esistono due principali alternative alla determinazione sperimentale della P rilascio del sedimento per stimare il carico interno: misure in situ di variazione hypolimnetic P nel tempo e bilancio di massa P. L'approccio sperimentale utilizzando incubazioni sedimenti di laboratorio per quantificare il carico P interna è un metodo diretto, che lo rende uno strumento prezioso per la gestione dei laghi e restauro.

Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti possono aiutare a determinare l'importanza relativa dei vs interno carichi P esterni,come pure essere utilizzato per rispondere a una serie di domande lago di gestione e di ricerca. Illustriamo l'uso di incubazione nucleo di sedimenti per valutare l'efficacia di un solfato di alluminio (allume) trattamento per ridurre P rilascio del sedimento. Altri temi di ricerca che possono essere studiati con questo approccio includono gli effetti della risospensione dei sedimenti e bioturbazione sul rilascio P.

L'approccio ha anche dei limiti. Le assunzioni devono essere effettuate con riferimento a: estrapolando i risultati di carote di sedimento a tutto il lago, decidere su che ora periodi di misurare rilascio di nutrienti, e affrontare eventuali artefatti tubo centrale. Una strategia globale di monitoraggio dell'ossigeno disciolto per valutare lo stato redox temporale e spaziale nel lago offre una maggiore fiducia nei carichi P annuali stimati dai incubazione nucleo di sedimenti.

Introduzione

Come un numero crescente di laghi in tutto il mondo soffrono di eutrofizzazione culturale, la determinazione delle cause del degrado della qualità dell'acqua sta diventando sempre più importante per la gestione dei laghi e restauro. Fosforo (P) loading ai laghi è generalmente implicata in eutrofizzazione, in quanto è più spesso il nutriente crescita delle alghe ¹ limitante. Storicamente, la quantificazione di P carico ai laghi focalizzata su fonti esterne, o P originari della spartiacque fonti puntuali e non puntuali via. Tuttavia, carico interno da sedimenti lacustri può rappresentare una gran parte, se non la maggioranza, del carico totale P Laghi eutrofici ^2-5. Così, anche sostanziali riduzioni di carico esterno ai laghi possono non tradursi in un miglioramento della qualità delle acque per effetto prevalente della P rilascio dai sedimenti ^5-8. A causa delle implicazioni ecologiche e sociali della P carico, compreso il costo e la difficoltà di controllo P, è fondamentale che P carichi sianoindividuato con precisione prima di promulgare una strategia di gestione.

Almeno due meccanismi differenti sono responsabili per il rilascio di fosforo dai sedimenti. 1) Durante i periodi di anossia o ipossia, riducendo condizioni possono provocare il desorbimento del fosfato da ossidrossidi ferro all'interfaccia sedimento-acqua, provocando diffusione di fosfato disciolti dai sedimenti nella colonna d'acqua ^9-11. 2) Disturbo della superficie del sedimento, mediante risospensione indotta dal vento e bioturbazioni, può causare il rilascio di P nella colonna d'acqua da una desorbimento di P da particelle di sedimento risospeso o rilascio di P disciolto dall'acqua poro sedimenti nella colonna d'acqua rispettivamente ^11-13.

Tre principali approcci sono disponibili per quantificare P carico interno ai laghi ^14,15. (1) misure in situ delle variazioni hypolimnetic fosforo totale (TP) nel corso del tempo può essere utilizzato quando il monitoraggiosono disponibili i dati. Stime interne di carico sulla base di misurazioni in situ soffrono di alta variabilità associata alla variabilità intrinseca spaziale e temporale dei dati ambientali e possono essere influenzati da insufficiente frequenza di monitoraggio ^14. (2) Bilancio di massa può essere utilizzato per stimare il carico interno, quando i bilanci completi P possono essere costruiti. Tuttavia, è raro che i dati sufficienti sono disponibili su input P e le esportazioni per costruire un bilancio completo P ^16. (3) sperimentalmente determinati tempi di rilascio del sedimento P può essere utilizzato, in combinazione con informazioni su estensione areale e durata P rilascio (periodo anossica), per calcolare il carico P interno. Questo è un metodo diretto di interno quantificazione carico P, anche se ha troppo limitazioni (vedi sotto).

Poiché le decisioni di gestione spesso devono essere fatte in tempo compresso scale a causa di restrizioni di finanziamento o di pressioni sociali, determinazione sperimentale di interno Pcarico può avere una maggiore utilità per la gestione dei laghi e il ripristino in quanto richiede meno tempo e dati che in situ e gli approcci di bilancio di massa. Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti, in combinazione con il controllo di carichi esterni, sono stati utilizzati per determinare i contributi relativi carichi interni ed esterni P, con l'obiettivo di orientare le decisioni di gestione per ottimizzare il controllo del codice sorgente di nutrienti ^2,4,17. In due laghi Michigan con ampio sviluppo battigia e alte percentuali di superficie impermeabile (> 25%) nei sottobacini direttamente adiacenti al lago, carico P interno è stato stimato a rappresentare fino al 80% del carico totale P, spingendo raccomandazioni di concentrare gli sforzi di gestione sulla riduzione dei sedimenti rilascio P ^2,4. Al contrario, gli studi sperimentali di sedimento da un lago meno sviluppata nella stessa regione hanno mostrato che il carico interno composto solo il 7% del carico totale P, inducendo una raccomandazione per mettere a fuoco le strategie di gestione P nel watershed ^17. Esperimenti fondamentali sedimenti inoltre sono stati utilizzati in un lago Michigan per determinare l'efficacia potenziale di solfato di alluminio (allume) trattamento per ridurre la velocità di rilascio del sedimento P ^2, l'allume più efficiente dosaggio concentrazione e gli effetti della risospensione dei sedimenti ^13, e l'efficacia di un trattamento allume situ 1 anno ¹⁸ e 5 anni ¹⁹ dopo il trattamento. Determinazione sperimentale del carico P interna è un approccio efficace per fornire risposte alle domande di gestione delle chiavi di Laghi eutrofici.

Protocollo

1. Campo di campionamento

1. Condurre campionamento una volta durante ogni stagione senza ghiaccio (se applicabile) per 1-2 anni, se possibile (cioè 3 volte / anno in un clima temperato del nord). Se il tempo e / o di fondi vietano campionamento stagionale, effettuare il campionamento una volta all'anno durante la metà a fine estate.
2. Selezionare siti di raccolta dei sedimenti per coprire le diverse aree geografiche all'interno del lago. La scelta di luoghi vicini alla qualità storica acqua e / o siti di campionamento dei sedimenti, quando disponibile, è spesso opportuno approfittare di dati storici. In caso contrario, cercare di selezionare i siti che rappresentano diversi tipi di sedimenti nel lago.
3. Condurre il campionamento della qualità delle acque prima di sedimenti raccolta nucleo.
   1. Come minimo, misurare la profondità dell'acqua e profili verticali di temperatura acqua e ossigeno disciolto. Misure Vicino a fondo devono essere prese il più vicino al sedimento superficiale il più possibile, senza disturbare il sedimento.
   2. Raccogliere qualsiasi altro watdati di qualità er e campioni che sono voluti per raggiungere gli obiettivi specifici dello studio. Gli esempi includono profili verticali di pH, conducibilità e torbidità, profondità di Secchi; radiazione fotosinteticamente attiva (PAR) profili, la clorofilla a, fosforo solubile reattiva (SRP), fosforo totale (TP) e di azoto specie.
4. In ogni punto di campionamento, riempire una damigiana 10 L con acqua raccolta 1 m sopra la superficie del sedimento utilizzando un Van Dorn o bottiglia Niskin. Questo verrà utilizzato nel set up iniziale di carote di sedimento in laboratorio e per il riempimento anime dopo la campionatura durante l'incubazione. Posizionare la damigiana in un secchiello con ghiaccio.
5. Raccogliere 6 carote di sedimento per sito con un ^2,20 corer pistone.
   1. Fare riferimento a Fisher et al. ^{Del 20} per istruzioni specifiche riguardanti la costruzione del dispositivo di carotaggio. Brevemente, il dispositivo carotaggio consiste di un tubo graduato 0,6 m policarbonato maschio lungo (7 centimetri id), cloruro di polivinile (PVC) gruppo di vincolo per l'accoppiamento con aste di trasmissione in alluminio, un pistone costruito di due tappi di gomma e un bullone a occhio, un pistone cavo plastificato con un gancio girevole, e aste di trasmissione in alluminio. Montare il dispositivo di carotaggio secondo le seguenti fasi:
      1. Inserire il fermo girevole estremità del cavo pistone attraverso la parte superiore del gruppo di vincolo PVC. Orientare un tubo centrale con fori rivolti verso l'alto ed estendere il cavo attraverso la lunghezza del tubo centrale. Agganciare il cavo pistone al bullone occhio del tappo del pistone.
      2. Fissare il tubo centrale per il gruppo di vincolo PVC con un filo perno di blocco intoppo. Estrarre il cavo pistone di avanzare pistone 20 cm dal fondo del tubo centrale di mantenere uno strato d'acqua in cima alla superficie del sedimento durante la raccolta nucleo.
      3. Attaccare un puntalino alluminio all'altra estremità del gruppo di vincolo PVC con filo perno di bloccaggio gancio. Dispositivo di carotaggio Bassa verticalmente in acqua, l'aggiunta di ulteriori sezioni di azionamento in alluminioasta come necessario.
   2. Posizionare il corer verticale all'interfaccia acqua-sedimento e spingere verso il basso, mentre il restante ferma cavo pistone. Per fare questo, tirare il cavo pistone tesa una volta che il carotiere è a posto all'interfaccia acqua-sedimento, allegare morse al cavo, passo il cavo all'interno delle prese vice, e quindi spingere verso il basso.
   3. Portare nucleo alla superficie e sigillare con un tappo di gomma prima di rompere la superficie dell'acqua. Fissare il tappo di fondo con del nastro adesivo.
   4. Fissare il pistone all'inizio del cannotto di mantenerlo fermo durante il transito. Posizionare il tubo centrale in un rack verticale e mantenere a temperatura ambiente lago vicino sotto, utilizzando il ghiaccio se necessario.

2. Laboratorio di incubazione

1. Al ritorno dal campo, regolare core a contenere la profondità desiderata dei sedimenti e della colonna d'acqua sovrastante. Sedimento in eccesso può essere lasciato attentamente il fondo del tubo centrale con removing il tappo inferiore; aggiungere acqua dal fermentatore raccolti presso il sito corrispondente, se necessario. Comunemente utilizzati sedimenti e della colonna d'acqua fondali sono 20 cm di sedimento con un 25 centimetri sovrastante colonna d'acqua ^{2,4,13,17-19,} ma tali importi possono essere modificati, se lo desideri.
2. Posizionare tubi interni sedimento in una camera di crescita ambientale buia, con la temperatura mantenuta a corrispondere temperature dell'acqua peggiori ambiente rilevata nel campo.
3. Esporre i nuclei di redox trattamenti. Per il trattamento ossico, bolla la colonna d'acqua di 3 core / portale con l'aria. Bolla la colonna d'acqua dei restanti tre core per sito con N ₂ (con ~ 350 ppm di CO ₂ di buffer pH) per il trattamento anossico. Garantire un tasso bolla lento e costante che è senza interruzioni alla superficie del sedimento.
4. Il giorno 1 del core di incubazione, filtrare ogni damigiana 10 litri contenente acqua nei pressi del fondo raccolto da ciascun sito nel campo. Utilizzando una cartuccia pompa peristaltica e filtroabitazioni, acqua primo filtro per filtro 1 micron, seguito da un filtro da 0,2 micron. Conservare acqua filtrata a 4 ° C per tutta la durata dell'incubazione nucleo.
5. Nuclei di esempio per P tasso di rilascio per tutta la durata del periodo di incubazione ^2,3. Perché questo è un esperimento redox-sensibili, prendere le dovute precauzioni per mantenere le condizioni di trattamento redox, quando possibile.
   1. Con una siringa, rimuovere un campione di acqua 40 ml attraverso la porta di campionamento di ciascuna anima sedimento nei giorni 0 (cioè nel momento nuclei sono collocati nella camera di crescita), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , e 28 del nucleo incubazione. (Nota:. Se si desiderano variazioni nel tempi molto brevi, il regime di campionamento può essere modificato per campionare a hr 1, 2, 4, 8, ecc Tuttavia, il sistema è spesso ancora equilibrante attraverso il primo 12 hr, così P rilascio dinamiche possono essere molto variabile all'inizio di incubazioni.)
   2. Subito dopo la rimozione, rinunciare a 20 ml0; sottocampione in una fiala di scintillazione e conservare in frigorifero per l'analisi dei TP. Filtrare il restante 20 ml sottocampione attraverso un filtro a membrana 0,45 micron e in una fiala di scintillazione e congelare per l'analisi di SRP.
   3. Sostituire sottocampione 40 ml con un uguale volume di acqua filtrata (vedere fase 2.4) dal sito corrispondente.

3. P Release Rate Calcolo

1. Calcola flusso (velocità di rilascio) basato sul cambiamento di colonna d'acqua TP o SRP utilizzando la seguente equazione ^2:
   
   P _rr = (C _t - C ₀₎ x V / A
   
   dove P _rr è il P rilascio netto (valori positivi) o di conservazione (valori negativi) dei tassi per unità di superficie di sedimento (mg P / m ² / d), C _t è il TP o la concentrazione SRP nella colonna d'acqua al tempo t , C ₀ è il TP o SRP concentrazione al tempo 0, V è il volume di acqua nella colonna d'acqua del nucleo tube, e A è l'area della superficie planare dei sedimenti. Calcola P tasso di rilascio utilizzando la parte lineare della curva concentrazione vs tempo per dare la massima velocità di rilascio apparente ^4,13,18,19. Per evitare distorsioni potenziali a breve termine, scegli le date di prelievo non consecutivi per _t C e C ₀ ^18,19.

4. Interno di calcolo del carico P

1. Calcolo del flusso annuale P.
   1. Per ogni stagione durante la quale si è verificato il campionamento, moltiplicare il flusso anossica e ossico individuale per il numero di giorni in quella stagione. Sommare i valori stagionali per produrre il flusso anossica e ossico annuale (mg / m ² / anno). Se sono stati campionati più siti nello stesso lago, questo calcolo può essere eseguita separatamente per ogni sito o utilizzando i valori medi di flusso per tutti i siti (cfr. sezione 4.2.2).
   2. P rilascio da sedimenti è generalmente molto basso durante l'inverno a causa di basse temperature dell'acqua. Se il campionamento non è stato condotto durante l'inverno,supporre che P flusso era 0 per quella stagione ^14,15.
   3. Poiché la maggior parte del rilascio P interno si verifica durante l'estate, il flusso P annuale interna può essere grossolanamente stimato da sole misure estive in assenza di dati stagionali ^2,15,17. Per questo approccio, calcolare il flusso P secondo il punto 4.1.1 e assumere 0 di flusso per tutte le stagioni tranne l'estate. Riconoscere che questa sarà una stima conservativa di rilascio annuale P.
   4. Se disponibile, ossigeno disciolto dati possono essere utilizzati per limitare il flusso P ^2,4 calcolo annuale. Tali dati possono rivelare che un lago sperimenta ipossia o anossia per una certa percentuale dell'anno o durante le stagioni specifiche. In questi casi, utilizzare il flusso anossica e ossico secondo la proporzione o la stagione appropriata e sommare i valori per calcolare il flusso interno P annuale.
      1. Ad esempio, se l'ipossia o anossia è stata misurata solo durante l'estate, calcolare la sezione 4.1.1 utilizzando flusso anossica per l'estate e il flusso ossico perle restanti stagioni. Sommare i valori per ottenere il flusso interno P annuale. Allo stesso modo, se i dati di monitoraggio di routine ossigeno disciolto indicano che il lago sperimenta ipossia o anossia il 35% l'anno, moltiplicare il flusso anossica annuale della Sezione 4.1.1 per 0.35 e il flusso ossico annuale dal capitolo 4.1.1 da 0,65 e sommare i valori per calcolare flusso P interna annuale.
   5. Laghi Polymictic rappresentano una sfida particolare per il calcolo del carico P interna, a causa della loro mescolanza frequenti e variabilità spaziale e temporale in condizioni redox ^14. Norimberga et al. ¹⁶ ha sviluppato un modello per calcolare il numero di giorni anossiche un lago polymictic può sperimentare durante una stagione o un anno. L'area attiva di rilascio del sedimento e tempo (AA), che rappresenta la lunghezza di tempo (giorni / stagione) che un'area simile alla superficie lago distribuisce attivamente P, può essere calcolata come segue:
      
      AA = -36,2 + 50,2 log (P _stagione) + 0,762 z / A ⁰.5
      
      dove P è la concentrazione media TP colonna d'acqua durante una determinata stagione, z è la profondità media, e A è l'area della superficie del lago. Per calcolare il flusso P interna annuale, moltiplicare AA dal flusso anossico e il numero di giorni ossico dal flusso ossico per ogni stagione, e poi sommare tutti i valori.
2. Scale up flusso P interno a tutta la zona del lago.
   1. Moltiplicare il flusso annuale di P dal punto 4.1 per l'intera area di superficie del lago per calcolare il carico P interna annuale. A meno che il flusso annuo P è stato calcolato in base ai punti 4.1.4 o 4.1.5, utilizzare il flusso annuale anossica per calcolare il carico P interna annuale. In caso contrario, utilizzare il flusso calcolata nelle sezioni 4.1.4 o 4.1.5.
   2. Se sono stati campionati diversi siti stesso lago, lago può essere diviso in zone geografiche associate a ciascun sito. Moltiplicare il flusso annuale anossico P (o flusso annuale alle sezioni 4.1.4 o 4.1.5) per ogni sito per la superficie della zona, poi sommare i valori avere Annmanuale carico P interno per tutto il lago ^4,17. In alternativa, il flusso medio P annuale di tutti i siti può essere utilizzato in sezione 4.2.1.
   3. Dati dettagliati di ossigeno disciolto possono indicare che le aree specifiche del ipossico esperienza lago o condizioni anossiche (ad esempio, aree di profondità), mentre altre aree rimangono tutto l'anno ossico. Se disponibile, utilizzare queste informazioni per definire il flusso di calcolo dell'area × (Steinman et al., In preparazione). Moltiplicare la superficie anossico dal flusso anossico annuale e moltiplicare la superficie ossico dal flusso annuale ossico, e sommare i due valori per calcolare il carico P interna annuale.

Risultati

Rilascio P interna è stata misurata da campioni di sedimenti raccolti in Mona Lake, Michigan, per identificare il contributo relativo di interno contro carichi P esterne ^4. Quattro siti sono stati campionati in tre stagioni per stimare il carico P interna annuale, pari a variazione spaziale in P flusso. Carote di sedimento sono state incubate per 20-28 giorni in condizioni anossiche e ossico, e la colonna d'acqua sovrastante è stata campionati per SRP e le concentrazioni di TP a intervalli regolari durante il periodo di incubazione. Il trattamento anossico innescato SRP e TP rilascio dai sedimenti, tuttavia, stiamo presentando solo i risultati flusso TP a scopo illustrativo. Concentrazioni di TP erano più alti durante l'estate in trattamenti anossici, e la variabilità spaziale in versione TP era evidente in tutte le stagioni (Figura 1). Media flusso TP interno era inferiore a 1,4 mg P / m ² / giorno in tutti i core ossico; valori di flusso negativi in 3 dei 4 siti caduta durante indicato che i sedimenti ossicos agivano come dissipatore piuttosto che una fonte di P durante quella stagione ⁴ (Tabella 1). Tassi di rilascio TP erano notevolmente superiori a nuclei anossiche, con flusso in alto 15.56 mg P / m ² / giorno in estate e partire da 0,80 mg P / m ² / giorno di primavera ⁴ (Tabella 1). Questi valori di flusso sono stati usati per calcolare il flusso stagionale P interno basato su condizioni di ossigeno disciolto misurate al momento della raccolta nucleo sedimento ^4. Stagionale carico P interno è stato calcolano il flusso in ogni sito alla superficie della corrispondente zona geografica ^4; valori stagionali sono sommate per stimare carico P interna annuale, assumendo 0 flusso durante l'inverno. Carico annuale P interno è stato stimato in 3,4 tonnellate, con la maggior parte del carico che si verificano durante l'estate (Tabella 2). Confrontando questi risultati con le stime del carico esterno P concomitanti, è stato stimato che i sedimenti di Mona Lake contributote tra 9-82% del carico totale P annuale ⁴ (Tabella 2).

Una serie di esperimenti è stata condotta in Spring Lake, Michigan, per determinare 1) l'efficacia potenziale di solfato di alluminio (allume) trattamento nel ridurre interna P carico ² e ²⁾ l'efficacia di un trattamento in situ allume ^18,19. Gli esperimenti di laboratorio che simulano una applicazione di allume livello del lago hanno dimostrato un drammatico declino nel rilascio P interna con trattamento di ² (Figura 2). Simile all'esempio di cui sopra, vi presentiamo soltanto rilascio TP da questi esperimenti come risultati rappresentativi. In nuclei anossiche senza trattamento allume (simulando condizioni estive naturali nei sedimenti Spring Lake), le concentrazioni TP nella colonna d'acqua sovrastante raggiunto più di 1,2 mg / L (Figura 2). Al contrario, anime anossiche dosate con allume avevano praticamente nessun rilascio P e le concentrazioni non erano diverse da uno dii trattamenti oxic ² (Figura 2). Un nucleo di incubazione sedimento condotto 1 anno dopo l'applicazione a livello lago di allume a Spring Lake ha rivelato che il trattamento è stato altamente efficace nel ridurre P rilascio del sedimento, con tassi di rilascio simili tra i trattamenti anossiche e ossico ¹⁸ (Figura 3a). Quando l'esperimento è stato ripetuto cinque anni dopo il trattamento allume, il rilascio TP è rimasto sostanzialmente inferiore a quello pre-trattamento, ma è stato superiore a quello misurato 1 anno dopo il trattamento, suggerendo un lieve calo allume efficacia ¹⁹ (Figura 3B).

Figura 1. Fosforo totale (TP) concentrazioni (mg / L) misurata durante l'incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Mona Lake, Michigan, durante. molla (A), estate (B), e la caduta (C) ⁴ TP è stato misurato nelle acque sovrastanti sedimenti da 4 siti lacustri più di 20 - a 28 giorni di incubazione. La lettera nella legenda si riferisce a redox stato (A = trattamento anossico; O = trattamento ossico), il numero si riferisce a replicare numero (1-3). Notare le diverse scale sugli assi y tra le stagioni. Clicca qui per vedere l'immagine ingrandita.

Stagione	Posto	Flux anossico, P mg / m 2 / giorno	Flux ossico, P mg / m 2 / giorno
Primavera	1	2.77 ± 1.53	0.25 ± 0.01
	2	2.82 ± 0.83	0.26 ± 0.23
	3	0.80 & #177; 0.07	0.17 ± 0.07
	4	1.15 ± 0.71	0.12 ± 0.04
Estate	1	7.06 ± 2.57	0.46 ± 0.24
	2	9.27 ± 5.99	1.36 ± 0.73
	3	15.56 ± 1.00	0.90 ± 0.29
	4	13.63 ± 1.82	0.59 ± 0.41
Cadere	1	4.48 ± 1.56	-0.66 ± 0.22
	2	2.87 ± 0.97	-1,14 ± 0,93
	3	3.10 ± 4.08	0.51 ± 0.13
	4	6.46 ± 4.66	-0.79 ± 0.23

Tabella 1. Media (± SD) massimo flusso apparente TP (P mg / m ² / giorno) in sedimenti raccolti da Mona Lake, Michigan, e incubata in condizioni anossiche e oxic ^4. Flux è stata calcolata dalla variazione delle concentrazioni TP nel tempo, mostrato in Figura 1.

Stagione	Interno P Carico, t	P esterno Carico, t	Carico interno Contributo,%
Primavera	0,055	0,557	9,0%
Estate	2.272	0,862	72,5%
Cadere	1.127	0,242	82.3%
Inverno	0.000
Annuale	3,454

contenuto "> Tabella 2. stime annuali e stagionali interne carico P (t, t) per Mona Lake, Michigan, calcolato sulla base flusso massimo TP apparente ⁴ (indicato nella tabella 1). stime del carico P interno stagionali sono confrontato esterno P carico di stima per determinare il contributo di carico interno a totale carico P.

Figura 2. Media (± SD) TP concentrazione (mg / L) misurata durante l'incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan, e sperimentalmente trattata con solfato di alluminio (allume) in condizioni ossico e anossiche ^2. TP è stato misurato nel sovrastante colonna d'acqua carote di sedimento nel corso di un periodo di incubazione di 20 giorni. Questa cifra è stata modificata da Steinman et al. ² ristampata daPermission, ASA, CSSA, SSSA. Clicca qui per vedere l'immagine ingrandita.

Figura 3. Media (± SD) TP concentrazione (mg / L) misurata durante l'incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan 1 anno dopo ¹⁸ (A) e 5 anni dopo ¹⁹ (B) una applicazione di allume ampio lago. Carote di sedimento sono stati sottoposti a trattamenti oxic e anossici e la colonna d'acqua sovrastante è stato campionato per concentrazione TP su uno di 22 giorni (A) a 25 giorni (B) incubazione. Questa cifra è stata modificata da Steinman et al ^18;. Pannello A e Steinman et al ^19;. Pannello B . Ristampato da permesso, ASA, CSSA, SSSA. Clicca qui per vedere l'immagine ingrandita.

Discussione

Nutriente carico ai laghi può provocare sia danni ambientali ed economici ^21-23, quindi, è fondamentale che la società capisce la natura delle fonti di nutrienti e di come gestirli. Tentativi costosi per ridurre il carico di nutrienti non possono migliorare la qualità dell'acqua se la fonte che contribuisce appropriata (ad esempio sedimenti lacustri o ingressi spartiacque), non è prevista per azione di gestione, ottenendo in tal modo battute d'arresto nel restauro lago e frustrazione da parte dei soggetti interessati. In particolare in Laghi eutrofici poco profondi, quantificazione del carico di fosforo interno è un passo fondamentale per identificare una strategia di gestione per migliorare le condizioni di qualità delle acque. Anche quando i sedimenti sono implicati come una fonte importante di nutrienti, riduzione del carico P esterno devono essere inclusi in qualsiasi strategia di gestione del lago per alleviare l'eutrofizzazione, dal momento che gli ingressi esterni di P in ultima analisi, si accumulano nei sedimenti e combustibile del futuro carico interno ^{24,25 <}/ Sup>.

Anche se esistono altri metodi per stimare il carico P interna, determinazione sperimentale della P velocità di rilascio è un metodo diretto che può essere regolato per rispondere a una serie di domande di gestione e di ricerca. Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan, sono stati utilizzati per determinare la potenziale efficacia di un trattamento allume ² e la concentrazione applicazione più efficiente ^13. Come conseguenza dei risultati di questi studi di laboratorio, i soggetti hanno sviluppato la fiducia che il trattamento allume poteva controllare P rilascio nei sedimenti Spring Lake. Di conseguenza, hanno approvato una valutazione di 10 anni per finanziare un trattamento allume; successive incubazioni nucleo di sedimenti hanno rivelato che il trattamento è stato efficace nel ridurre P flusso di sedimenti 1 anno ¹⁸ e 5 anni ¹⁹ dopo il trattamento. Incubazioni nucleo di sedimenti sono stati utilizzati anche per valutare gli effetti della risospensione dei sedimenti ¹³ e bioturbazione (G. Nogaro e A. Harris, dati non pubblicati) sul rilascio P.

Diverse analisi dei sedimenti aggiuntivi possono essere eseguite in collaborazione con incubazioni fondamentali per fornire informazioni utili per interpretare sedimenti risultati rilascio P. I primi 5 o 10 cm di sedimento possono essere estrusi da nuclei per l'analisi dei sedimenti TP, porewater SRP, sequenziale P frazionamento e metalli ^4,18,19. Un esempio di frazionamento sequenziale P ²⁶ che possono essere utili in studi carico interno consiste nel determinare la quantità di P vincolato a 1) alluminio (Al-P) o ferro (Fe-P), che rappresenta una redox insensibile (Al-P) e un redox-sensibili (Fe-P) associazione minerale che può diventare solubile in condizioni anossiche, e 2) di calcio (Ca-P) o magnesio (Mg-P), che sono entrambi associazioni minerali stabili. Inoltre, i sedimenti Fe: rapporti P possono essere calcolati in modo da fornire indicazioni sul potenziale P vincolante capacità di sedimenti. Sedimenti ricchi di ferro che rimangonoossidato hanno dimostrato di rilasciare molto poco P quando Fe: i rapporti P sono sopra i 15 (in peso) ^27. Queste analisi di sedimenti aggiuntivi possono essere eseguite su anime seguente carico di incubazione interna ^4,18,19, o su anime ripetute prese al momento della raccolta nucleo carico interno, ma non utilizzati per la misurazione del tasso di rilascio.

Nonostante i vantaggi di determinazione sperimentale di flusso P sedimenti, l'approccio non è senza limitazioni. Un certo numero di ipotesi spesso deve essere fatta che può aggiungere l'incertezza dei risultati:

• Una ipotesi è che i tassi di rilascio dei sedimenti sono rappresentativi delle condizioni nel lago studio. Per ridurre al minimo l'impatto di questa ipotesi, strategie di campionamento devono essere progettati per rappresentare come gran parte della variabilità spaziale e temporale possibile nel P rilascio del sedimento. Campionamento siti dovrebbe coprire tanto distribuzione geografica possibile all'interno di un lago per catturare variazione spaziale nei sedimenti characteristics ^2. Se disponibile, mappe batimetriche possono essere usati per selezionare i siti che sono rappresentativi della gamma di profondità di fondo nel lago. Altre considerazioni per l'acquisizione di variazione spaziale comprendono la posizione dei principali ingressi tributari e la presenza di bacini lacustri distinti. Quando possibile, incubazioni di laboratorio devono essere effettuate nel corso di ogni stagione senza ghiaccio e su più anni per catturare variazione temporale dei tassi di rilascio.
• Una seconda ipotesi è che le condizioni di incubazione sono rappresentative delle condizioni naturali. Una condizione anossica costante crea una situazione ottimale per il rilascio di P, che non possono instaurarsi nel lago studio. Così, i trattamenti anossici possono sovrastimare P rilascio del sedimento, quindi, può essere meglio pensare a tassi di rilascio misurati in trattamenti anossici come i tassi massimi potenziali.
• Per calcolare il carico P interna annuale, ipotesi circa i tempi, la durata e l'estensione territoriale di anossia hypolimnetic devono essere fatte.Ad esempio, nei laghi fortemente stratificato con profondità dell'acqua relativamente costante e confermati anossia hypolimnetic, alcuni studi hanno ipotizzato che l'intera zona del lago è anossico durante i periodi stratificate ai fini del carico P interna annuale stima ^2,4. Tuttavia, questo può portare a una sovrastima del carico dovuto ai sedimenti ossico nelle basse zone litoranee ^4. Così, una strategia globale di monitoraggio dell'ossigeno disciolto che cattura diel, stagionale, e la variabilità spaziale in condizioni redox è altamente raccomandato per la stima del carico interno annuale accurate.
• Infine, incubazione di laboratorio possono introdurre artefatti sperimentali a causa della incapacità di simulare completamente condizioni naturali. Ad esempio, poiché i sedimenti sono racchiusi in tubi interni, scambio acqua attraverso sedimenti permeabili è esclusa, tuttavia, è possibile progettare tubi interni a flusso continuo che riducono tale problema ^28. Altri reperti includono l'incapacità di imitare importantemiscelazione eventi o azione del vento, delle onde, che potrebbero interrompere l'integrità dei sedimenti nei sistemi naturali.

Dato che il nucleo approccio incubazione sedimento può essere utilizzato per generare stime ragionevoli carico P interno in appena un anno (anche se più anni di dati forniscono informazioni più robusto), è un prezioso strumento per informare le decisioni di gestione del lago. Quando viene utilizzato per sviluppare piani di gestione lago o di restauro, può contribuire a garantire un utilizzo oculato delle risorse finanziarie. Nei laghi in cui si sia già verificato la gestione del carico P interna, incubazione nucleo di sedimenti in grado di verificare l'efficacia del trattamento e possono essere utilizzati per modificare la traiettoria di gestione, se giustificato.

Materiali

Name	Company	Catalog Number	Comments
Multiparameter sonde	YSI	YSI 6600	The key parameters of interest are temperature and dissolved oxygen, although other measurements may be desired depending on the goals of the study. The other major manufacturer of multiparameter sondes is Hach (Hydrolab).
Niskin bottle	General Oceanics	101005	A Van Dorn bottle can also be used.
Carboys, 10 L	Nalgene	DS2213-0020	Available from many laboratory supply companies, including Fisher Scientific and VWR.
Piston corer	N/A	N/A	Details on construction materials given in Fisher et al.20
Vice grips	N/A	N/A
Duct tape	N/A	N/A
Vertical rack for holding core tubes	N/A	N/A	Custom fabricated onsite.
Environmental growth chamber	Powers Scientific, Inc.	DS70SD
Compressed air with regulator	N/A	N/A	Use lab air supply or purchase from local gas supply company.
Buffered N2 gas with regulator	N/A	N/A	Purchase from local gas supply company.
Parker Parflex Series E (instrument grade) polyethylene tubing; 1/4 in o.d., 0.04 in wall, 0.170 in i.d.	Parker	E-43-B-0100	Tubing (from gas to chamber)
PEEK Capillary tubing; 1/16 in o.d., 1/32 in i.d.	Fisher Scientific	3050412	Tubing (from manifold to cores)
Union tee	Parker	164C-4
Union tee nut	Parker	61C-4
Nylon tubing; 1/4 in o.d., 3/16 in i.d.	US Plastics	58042
Ferrule, front and back; 1/4 in	Swagelock	B-400-Set
Brass nut; 1/4 in	Swagelock	B-402-1
Brass medium-flow meterings valve; 1/4 in	Swagelock	B-4MG
Once-piece short finger tight fittings; 1/16 in	Alltech	32070	Half of the sampling port
Female 10-32 to female luer; 1/4 in	Alltech	20132	Half of the sampling port
Ferrule, front and back; 1/16 in	Swagelock	B-100-Set
Brass nut fittings; 1/16 in	Swagelock	B-102-1
Tube fitting reducer; 1/16 in x 1/4 in	Swagelock	B-100-R-4
PTFE tubing; 1/16 in o.d., 0.040 in i.d.	Grace Davison Discovery Sciences	2106982
Low-pressure PTFE tubing; 1/8 in o.d., 0.1 in i.d.	Fisher Scientific	AT3134	Tubing from sampling port into core
AirTite all-plastic Norm-Ject syringes, 50 ml (60 ml) Luer slip (eccentric), Sterile	Fisher Scientific	14-817-35
Wheaton HDPE liquid scintillation vials, 20 ml, Poly-Seal cone liner	Fisher Scientific	03-341-72D
Nylon Syringe Filter; 30 mm diameter, 0.45 μm	Fisher Scientific	03-391-1A
Masterflex peristaltic pump, model 755490	Cole Parmer	A-77910-20
Pall Filterite filter housing, model T911257000	Pall Corporation	SCO 10UP
Graver QMC 1-10NPCS filter; 10 in, 1.0 μm	Flowtech Corp	N/A
Graver Watertec 0.2-10NPCS filter; 10 in, 0.2 μm	Flowtech Corp	N/A