Name: laboratory-determined phosphorus flux from lake sediments as a measure of internal phosphorus loading
Uploaded: 2014-03-06T14:15:00
Duration: 10 min 49 s
Description: Watch this Scientific Journal Video about Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading at JoVE.com

Forfatterne ønsker å takke for feltet og lab bistand fra James Smit og Kurt Thompson. Finansiering for originale studier som denne protokollen ble utviklet ble gitt av Spring Lake-Lake Board 2,13,18,19, Michigan Department of Environmental Quality 4, og Jim Duncan, Dave Farhat, og presidentens kontor på Grand Valley State Universitetet 17.

En. Feltet Sampling <ol><li> Gjennomføre prøvetaking en gang i løpet av hver isfrie sesongen (der det er aktuelt) i 1-2 år, hvis det er mulig (dvs. 3 ganger / år i en nord temperert klima). Hvis tid og / eller fond forbud sesong prøvetaking, gjennomføre prøvetaking en gang per år i løpet av midten til slutten av sommeren. </li><li> Velg sedimentinnsamlingssteder for å dekke ulike geografiske regioner i innsjøen. Velge ligger tett på historisk vannkvalitet og / eller sedimentprøvetakingssteder, når det er tilgjengelig, er ofte ønskelig å dra nytte av historiske data. Ellers, prøv å velge områder som representerer ulike sedimenttyper i sjøen. </li><li> Gjennomføre vannkvalitet prøvetaking før sedimentkjerne samling. <ol><li> Som et minimum, å måle vanndybde og vertikale profiler av vanntemperatur og oppløst oksygen. Nær-bunn målinger bør tas så nær sedimentoverflaten som mulig, uten å forstyrre sedimentet. </li><li> Samle alle andre wateh kvalitet data og prøver som er ønsket for å oppfylle de spesifikke målene for studiet. Eksempler er vertikale profiler av pH, konduktivitet, og turbiditet, Secchi dybde, photosynthetically aktiv stråling (PAR) profiler; klorofyll a, løselig reaktivt fosfor (SRP), total fosfor (TP), og nitrogenforbindelser. </li></ol></li><li> Ved hver prøvetaking plassering, fylle en 10 L carboy med vann samlet 1 m over sedimentoverflaten ved hjelp av en Van Dorn eller Niskin flaske. Dette vil bli brukt i det første sett av sedimentkjerner i laboratoriet, og for etterfylling av kjernene etter prøvetaking under inkubering. Plasser carboy i en kulere med is. </li><li> Samle seks sedimentkjerner per område ved hjelp av et stempel corer 2,20. <ol><li> Referer til Fisher et al. 20 for spesifikke instruksjoner om bygging av kjerneboring enheten. I korthet består kjerneboreenheten i en gradert 0,6 m lang polykarbonat kjernerøret (7 cm id), et polyvinyl-klorid (PVC) Festeanordningen for kobling til aluminium drivstenger, et stempel konstruert av to gummipropp og et øye bolt, en plastbelagt stempel kabel med en dreibar klipp, og aluminium drivstenger. Monter kjerneboring enhet i henhold til følgende trinn: <ol><li> Træ dreibar klipp ende av stempel kabelen gjennom toppen av PVC-festeenheten. Orienter en kjernerøret med bolthullene som vender oppover og forlenge kabelen gjennom lengden av kjernerøret. Klem stempelet kabelen til øyeskruen av stempelproppen. </li><li> Sett på kjernerøret til PVC festesammenstillingen ved hjelp av en trådlåse stiften. Trekk-kabelen stempelet for å fremme stempel 20 cm fra bunnen av kjernerøret for å opprettholde en vann-lag på toppen av den sedimentoverflaten under kjernesamlingen. </li><li> Fest en aluminium drivstangen til den andre enden av PVC festesammenstillingen ved hjelp av en trådlåse stiften. Lavere kjerneboring enheten vertikalt i vannet, og legger til flere deler av aluminium stasjonstang etter behov. </li></ol></li><li> Plasser corer vertikalt ved sediment-vann-grenseflaten og presse nedover, med stempelet kabelen forblir stasjonær. For å oppnå dette, trekk stempelet kabelen stram når corer er på plass i sediment-vann-grensesnittet, fest vice håndtak til kabel, steg på kabelen til innsiden av vice håndtak, og deretter presse nedover. </li><li> Bringe kjernen til overflaten og forsegling med en gummipropp før bryte vannflaten. Sikre bunnpropp med duct tape. </li><li> Bolt stempelet til toppen av kjernerøret for å holde det i ro under transporten. Plasser kjernerøret i en vertikal stativ og vedlikeholde ved omgivelses nær bunnen lake temperatur, ved bruk av is etter behov. </li></ol></li></ol> 2. Laboratory Inkubasjon <ol><li> Ved retur fra feltet, juster kjerner for å inneholde den ønskede dybde av sediment og overliggende vannsøyle. Overskudd av sediment kan nøye slippes ut i bunnen av kjernerøret ved removing bunnpropp, tilsett vann fra carboy samlet på den tilsvarende, hvis det er nødvendig. Vanlig brukte sediment og vannsøyle dypet er 20 cm av sedimentet med en 25 cm overliggende vannsøyle 2,4,13,17-19, men disse beløpene kan endres etter ønske. </li><li> Plasser sedimentkjernerørene inn i et mørkt miljø vekstkammer, og temperaturen opprettholdes for å samsvare med omgivelsesbunnvanntemperaturer, målt i felten. </li><li> Expose kjernene til Redox behandlinger. For oksisk behandling, boble i vannsøylen av tre kjerner / site med luft. Boble vannsøylen over de resterende tre kjerner per område med N2 (med ~ 350 ppm CO 2 for å bufre pH-verdi) for den anoksiske behandling. Sikre en sakte og konsekvent boble sats som er nondisruptive til sedimentoverflaten. </li><li> På dag 1 av kjerne inkubasjon filtrere hver 10 L glassballong inneholdende nær-bunnvann fra hver side i feltet. Ved hjelp av en peristaltisk pumpe-og filterpatronboliger, filter vann først gjennom et 1 um filter, etterfulgt av et 0,2 mikrometer filter. Lagres filtrert vann ved 4 ° C for varigheten av kjernen inkubering. </li><li> Eksempel på kjerner for P frigivelseshastighet over varigheten av inkubasjonsperioden 2,3. Fordi dette er en redoks-sensitive eksperiment, ta forholdsregler for å opprettholde redoks behandlingsforhold når det er mulig. <ol><li> Med en sprøyte, fjern en 40 ml vannprøven gjennom prøvetakingsport av hvert sediment kjerne på dag 0 (det vil si på det tidspunkt kjerner er plassert i vekstkammer), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , og 28 av kjernen inkubasjon. (Merk:. Dersom endringer over meget korte tidsrammer er ønskelig, kan regimet sampling bli modifisert for å prøve på hr 1, 2, 4, 8, osv. Imidlertid er systemet ofte fortsatt ekvilibrering gjennom den første 12 timer, slik at P frigjøring dynamikk kan være ganske variabel i begynnelsen av inkubasjoner.) </li><li> Umiddelbart etter fjerning, dispensere en 20 ml0; subsample i en scintillasjonsflaske og kjøle for analyse av TP. Filtrer den andre 20 ml subsample gjennom et 0,45 mikrometer membranfilter og inn i en scintillasjonsflaske, og fryses for analyse av SRP. </li><li> Sett på 40 ml subsample med et likt volum av vann (se trinn 2.4) fra det tilsvarende område. </li></ol></li></ol> Tre. P Utgivelses Rate Beregning <ol><li> Beregn fluks (release rate) basert på endringen vannsøylen TP eller SRP i ved hjelp av følgende ligning 2: P rr = (C t - C 0) × V / A hvor P rr er netto P frigjøring (positive verdier) eller retensjon (negative verdier) hastighet per enhet overflateareal av sediment (mg P / m 2 / d), C t er TP eller SRP konsentrasjon i vannsøylen på tidspunktet t , C-0 er TP eller SRP konsentrasjon ved tid 0, V er volumet av vann i vannsøylen av kjernen tube, og A er den plane overflate av kjernene sediment. Beregn P frigivelseshastighet ved hjelp av den lineære delen av konsentrasjonen mot tid kurve for å gi den laveste relative frigivelseshastighet 4,13,18,19. For å unngå potensielle kortsiktige bias, velger nonconsecutive prøvetaking datoer for C t og C 0 18,19. </li></ol> 4. Intern P Load Beregning <ol><li> Beregn årlig P fluks. <ol><li> For hver sesong hvor prøvetaking skjedde, multiplisere anoksisk og oksisk flux individuelt med antall dager i den sesongen. Oppsummere sesongens verdier å gi årlige anoksisk og oksisk fluks (mg / m 2 / år). Hvis flere steder i den samme innsjøen ble samplet, kan denne beregningen utføres enten separat for hvert område eller ved hjelp av gjennomsnitts flux verdier for alle områder (se avsnitt 4.2.2). </li><li> P utgivelse fra sedimenter er generelt svært lav om vinteren på grunn av lave vanntemperaturer. Dersom prøvetaking ikke ble gjennomført i løpet av vinteren,anta at P flux var 0 for at sesongen 14,15. </li><li> Fordi flertallet av intern P utgivelsen skjer i løpet av sommeren, kan årlig intern P fluks være grovt anslått fra sommermålinger alene i fravær av sesongens data 2,15,17. For denne tilnærmingen, beregne P flux i henhold til § 4.1.1 og anta 0 flux for alle årstider unntatt sommer. Erkjenner at dette vil være et konservativt estimat av årlige P utgivelsen. </li><li> Hvis tilgjengelig, kan oppløst oksygen data brukes til å avgrense den årlige P flux beregning 2,4. Slike data kan avsløre at en innsjø opplever hypoksi eller anoksi for en viss prosentandel av året, eller under bestemte årstider. I slike tilfeller bruker anoksisk og oksisk flux i henhold til den aktuelle andelen eller sesong og summere verdiene for å beregne årlige interne P fluks. <ol><li> For eksempel, hvis hypoksi eller anoksi ble målt bare i løpet av sommeren, beregne avsnitt 4.1.1 ved hjelp av anoksisk flux for sommer og oksisk flux forde resterende sesongene. Summere verdiene for å oppnå årlige interne P fluks. Tilsvarende, hvis rutine oppløst oksygen overvåkingsdata indikerer at innsjøen opplever hypoksi eller anoksi 35% av året, multiplisere årlig anoksisk flux av § 4.1.1 med 0,35 og årlig oksisk fluks fra § 4.1.1 ved 0,65 og summere verdiene for å beregne årlige interne P fluks. </li></ol></li><li> Polymictic innsjøer utgjør en særlig utfordring for intern P lastberegning, grunnet deres hyppige miksing og romlig og tidsmessig variasjon i redoks tilstand 14. Nürnberg et al. 16 utviklet en modell for å beregne antall anoksiske dager polymictic innsjø kan oppleve i løpet av en sesong eller år. Den aktive sediment utsettingsområdet og tid (AA), som representerer hvor lang tid (dager / sesong) som et område som ligner på sjøen areal er aktivt slippe P, kan beregnes på følgende måte: AA = -36,2 + 50,2 log (P sesong) + 0,762 z / A 00,5 hvor P er den gjennomsnittlige vannsøylen TP-konsentrasjon i løpet av en gitt sesong, er z midlere dybde, og A er lake flateareal. For å beregne årlige interne P fluks, multiplisere AA ved anoksisk flux og antall oksisk dager etter oksisk flux for hver sesong, og deretter summere alle verdier. </li></ol></li><li> Skalere opp intern P fluks til hele innsjøen området. <ol><li> Multipliser den årlige P fluks fra trinn 4.1 av hele innsjøen arealet for å beregne årlige interne P belastning. Med mindre årlig P fluks ble beregnet i henhold til § § 4.1.4 eller 4.1.5, bruker anoksisk årlige flux å beregne årlige interne P belastning. Ellers bruker flux beregnet i avsnitt 4.1.4 eller 4.1.5. </li><li> Hvis flere steder i den samme innsjøen ble samplet, kan vannet bli delt inn i geografiske soner knyttet til hvert område. Multipliser den årlige anoksisk P fluks (eller årlig fluks fra § § 4.1.4 eller 4.1.5) for hvert område av arealet av sonen, og deretter summere verdiene for å få annUAL intern P belastning for hele innsjøen 4,17. Alternativt kan den gjennomsnittlige årlige P fluks av alle nettsteder brukes i avsnitt 4.2.1. </li><li> Detaljerte oppløst oksygen data kan tyde på at bestemte områder av innsjøen erfaring hypoksisk eller anoksiske forhold (f.eks dype områder), mens andre områder forblir oksisk året. Hvis tilgjengelig, kan du bruke denne informasjonen til å avgrense flux × arealberegning (Steinman et al., In prep). Multipliser anoksisk arealet av den årlige anoksisk flux og multiplisere oksisk arealet av den årlige oksisk flux, og summere de to verdier for å beregne årlige interne P belastning. </li></ol></li></ol>

<ol>
	<li>Schindler, D. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+dilemma+of+controlling+cultural+eutrophication+of+lakes.">The dilemma of controlling cultural eutrophication of lakes.</a> Proc. Royal Soc. B. 279, 4322-4333 (2012).</li><li>Steinman, A. D., Rediske, R., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+reduction+of+internal+phosphorus+loading+using+alum+in+Spring+Lake.">The reduction of internal phosphorus loading using alum in Spring Lake.</a> Michigan. J. Env. Qual. 33, 2040-2048 (2004).</li><li>Moore, P. A., Reddy, K. R., Fisher, M. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Phosphorus+flux+between+sediment+and+overlying+water+in+Lake+Okeechobee,+Florida:+spatial+and+temporal+variations.">Phosphorus flux between sediment and overlying water in Lake Okeechobee, Florida: spatial and temporal variations.</a> J. Env. Qual. 27, 1428-1439 (1998).</li><li>Steinman, A. D., Chu, X., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Spatial+and+temporal+variability+of+internal+and+external+phosphorus+loads+in+an+urbanizing+watershed.">Spatial and temporal variability of internal and external phosphorus loads in an urbanizing watershed.</a> Aquatic Ecol. 43, 1-18 (2009).</li><li>S&#248;ndergaard, M., Bjerring, R., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Persistent+internal+phosphorus+loading+during+summer+in+shallow+eutrophic+lakes.">Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes.</a> Hydrobiologia. 710, 95-110 (2013).</li><li>Bj&#246;rk, S. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Lake+restoration+techniques.+In:+Lake+pollution+and+recovery.">Lake restoration techniques. In: Lake pollution and recovery.</a> International Congress of European Water Pollution Control Association. , 293-301 (1985).</li><li>Graneli, W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Internal+phosphorus+loading+in+Lake+Ringsjon.">Internal phosphorus loading in Lake Ringsjon.</a> Hydrobiologia. 404, 19-26 (1999).</li><li>Steinman, A. D., Reddy, K. R., O&#8217;Connor, G. A., Schelske, C. L., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> Phosphorus in Lake Okeechobee: sources, sinks, and strategies. In: Phosphorus Biogeochemistry of Subtropical Ecosystems: Florida as a case example. , 527-544 (1999).</li><li>Mortimer, C. H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+exchange+of+dissolved+substances+between+mud+and+water+in+lakes.">The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes.</a> J. Ecol. 29, 280-329 (1941).</li><li>Marsden, M. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Lake+restoration+by+reducing+external+phosphorus+loading:+the+influence+of+sediment+phosphorus+release.">Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release.</a> Freshwater Biol. 21, 139-162 (1989).</li><li>S&#248;ndergaard, M., Jensen, J. P., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Role+of+sediment+and+internal+loading+of+phosphorus+in+shallow+lakes.">Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 506-509, 135-145 (2003).</li><li>Selig, U. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Particle+size-related+phosphate+binding+and+P-release+at+the+sediment-water+interface+in+a+shallow+German+lake.">Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake.</a> Hydrobiologia. 492, 107-118 (2003).</li><li>Steinman, A. D., Nemeth, L., Nemeth, E., Rediske, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Factors+influencing+internal+P+loading+in+a+western+Michigan,+drowned+river-mouth+lake.">Factors influencing internal P loading in a western Michigan, drowned river-mouth lake.</a> J. N. Am. Benthol. Soc. 25, 304-312 (2006).</li><li>N&#252;rnberg, G. K. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Assessing+internal+phosphorus+load&#8212;problems+to+be+solved.">Assessing internal phosphorus load&#8212;problems to be solved.</a> Lake Reservoir Manag. 25, 419-432 (2009).</li><li>N&#252;rnberg, G. K., LaZerte, B. D., Loh, P. S., Molot, L. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Quantification+of+internal+phosphorus+load+in+a+large,+partially+polymictic+and+mesotrophic+Lake+Simcoe,+Ontario.">Quantification of internal phosphorus load in a large, partially polymictic and mesotrophic Lake Simcoe, Ontario.</a> J. Great Lakes Res. 39, 271-279 (2013).</li><li>N&#252;rnberg, G. K., Tarvainen, M., Ventell&#228;, A. -. M., Sarvala, J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Internal+phosphorus+load+estimation+during+biomanipulation+in+a+large+polymictic+and+mesotrophic+lake.">Internal phosphorus load estimation during biomanipulation in a large polymictic and mesotrophic lake.</a> Inland Waters. 2, 147-132 (2012).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M., Luttenton, M., Miranda, F. R., Bernard, L. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> An analysis of internal phosphorus loading in White Lake Michigan. In: Lake Pollution Research Progress. , 311-325 (2008).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ecological+effects+after+an+alum+treatment+in+Spring+Lake+Michigan.">Ecological effects after an alum treatment in Spring Lake Michigan.</a> J. Env. Qual. 37, 22-29 (2008).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Macroinvertebrate+response+and+internal+phosphorus+loading+in+a+Michigan+Lake+after+alum+treatment.">Macroinvertebrate response and internal phosphorus loading in a Michigan Lake after alum treatment.</a> J. Env. Qual. 41, 1540-1548 (2012).</li><li>Fisher, M. M., Brenner, M., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=A+simple,+inexpensive+piston+corer+for+collecting+undisturbed+sediment/water+interface+profiles.">A simple, inexpensive piston corer for collecting undisturbed sediment/water interface profiles.</a> J. Paleolimnol. 7, 157-161 (1992).</li><li>Carpenter, S. R., Bolgrien, D., Lathrop, R. C., Stow, C. A., Reed, T., Wilson, M. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ecological+and+economic+analysis+of+lake+eutrophication+by+nonpoint+pollution.">Ecological and economic analysis of lake eutrophication by nonpoint pollution.</a> Aus. J. Ecol. 23, 68-79 (1998).</li><li>Smith, V. H., Pace, M. L., Groffman, P. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In: Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science. , 7-49 (1998).</li><li>Pretty, J. N., Mason, C. F., Nedwell, D. B., Hine, R. E., Leaf, S., Dils, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Environmental+costs+of+freshwater+eutrophication+in+England+and+Wales.">Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales.</a> Env. Sci. Technol. 37, 201-208 (2003).</li><li>Carpenter, S. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Eutrophication+of+aquatic+ecosystems:+Bistability+and+soil+phosphorus.">Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus.</a> Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 102, 10002-10005 (2005).</li><li>Hansson, L. -. A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Biomanipulation+as+an+application+of+food+chain+theory:+constraints,+synthesis+and+recommendations+for+temperate+lakes.">Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes.</a> Ecosystems. 1, 558-574 (1998).</li><li>Moore, P. A., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Role+of+Eh+and+pH+on+phosphorus+geochemistry+in+sediments+of+Lake+Okeechobee,+Florida.">Role of Eh and pH on phosphorus geochemistry in sediments of Lake Okeechobee, Florida.</a> J. Env. Qual. 23, 955-964 (1994).</li><li>Jensen, H. S., Kristensen, P., Jeppesen, E., Skytthe, A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Iron:phosphorus+ratio+in+surface+sediment+as+an+indicator+of+phosphate+release+from+aerobic+sediments+in+shallow+lakes.">Iron:phosphorus ratio in surface sediment as an indicator of phosphate release from aerobic sediments in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 235-236, 731-743 (1992).</li><li>Roychoudhury, A. N., Viollier, E., Van Cappellen, P. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=A+plug+flow-through+reactor+for+studying+biogeochemical+reactions+in+undisturbed+aquatic+sediments.">A plug flow-through reactor for studying biogeochemical reactions in undisturbed aquatic sediments.</a> App. Geochem. 13, 269-280 (1998).</li></ol>

Forfatterne har ingenting å avsløre.

Nutrient lasting til innsjøer kan resultere i både miljømessige og økonomiske svekkelser 21-23, og derfor er det avgjørende at samfunnet forstår innholdet av næringskilder og hvordan man skal håndtere dem. Kostbare forsøk på å redusere nærings lasting kan ikke forbedre vannkvaliteten hvis den aktuelle medvirkende kilde (dvs. innsjøsedimenter eller vannskille innganger) ikke er målrettet for forvaltning handling, og dermed resultere i tilbakeslag i lake restaurering og frustrasjon på den delen av interessenter. Spesielt i grunne eutrofe innsjøer, er kvantifisering av intern fosfor belastning et avgjørende skritt i å identifisere en forvaltningsstrategi for å forbedre vannkvaliteten. Selv når sedimenter er innblandet som en viktig kilde til næringsstoffer, må reduksjoner i ekstern P belastning være med i noen innsjø forvaltningsstrategi for å lindre eutrofiering, siden eksterne innganger på P slutt akkumuleres i sedimentene og drivstoff fremtiden intern lasting 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Selv om andre tilnærminger eksisterer for å anslå intern P belastning, er eksperimentell bestemmelse av P utslippsrater en direkte metode som kan justeres for å svare på en rekke administrative og forskningsspørsmål. Laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner innhentet fra Spring Lake, Michigan, ble anvendt for å bestemme den potensielle effektiviteten av en alum behandling 2, og den mest effektive anvendelse konsentrasjon 13. Som et resultat av funnene fra disse laboratoriebaserte studier, interessentene utviklet tillit til at alun behandling kunne kontrollere P utgivelse i Spring Lake sedimenter. Derfor godkjente de et 10-års vurdering for å finansiere en alum behandling; påfølgende sedimentkjerne inkubasjoner avslørte at behandlingen var effektiv på å redusere sediment P flux 1 år 18 og 5 år 19 etter behandling. Sedimentkjerne inkubasjoner har også blitt brukt til å evaluere effekten av sediment resuspensjon 13 </sup&gt; og bioturbasjon (G. Nogaro og A. Harris, upubliserte data) på P utgivelsen. Flere andre sediment analyser kan utføres i forbindelse med kjerne inkubasjoner å gi informasjon som er nyttig i å tolke sediment P utgivelsen resultater. De 5 eller 10 cm av sedimentet kan ekstrudert fra kjerner for analyse av sediment TP, porewater SRP, sekvensiell P fraksjonering, og metaller 4,18,19. Et eksempel på en sekvensiell P fraksjoneringen 26 som kan være nyttig i indre laste undersøkelser involverer bestemmelse av mengden av P bundet til 1) av aluminium (Al-P) eller jern (Fe-P), noe som representerer en redoks-følsom (Al-P), og et redox-sensitive (Fe-P) mineral krets som kan bli oppløselig i henhold anoksiske betingelser, og 2) kalsium (Ca-P) eller magnesium (Mg-P), som er både stabile mineral assosiasjoner. Videre sediment Fe: P-forhold kan beregnes til å gi innsikt om potensialet P-bindende kapasitet på sedimenter. Jernrike sedimenter som forbliroksydert har vist seg å frigjøre meget lite P når Fe: P-forhold er høyere enn 15 (i vekt) 27. Disse ekstra sediment analyser kan utføres på kjernene følgende interne last inkubasjon 4,18,19, eller replikere kjerner tatt ved tidspunktet for intern belastning kjernesamling, men som ikke benyttes til avgivelseshastighetsmålinger. Til tross for fordelene ved eksperimentell bestemmelse av sediment P fluks, er metoden ikke uten begrensninger. En rekke forutsetninger må ofte gjøres som kan legge usikkerhet til resultatene: <ul><li> En forutsetning er at utslippsrater fra sedimentkjernene er representative for forholdene i studien innsjøen. For å minimere virkningen av denne forutsetningen, bør strategier prøvetaking være utformet for å representere så mye av og variasjonen som mulig i sediment P utgivelsen. Stasjoner bør dekke så mye geografisk rekkevidde som mulig innenfor en innsjø for å fange romlig variasjon i sediment characteristics to. Hvis tilgjengelig, kan batymetriske kart brukes til å velge områder som er representative for omfanget av bunn dyp i innsjøen. Andre hensyn for å fange romlig variasjon inkluderer plasseringen av større sideelv innganger og tilstedeværelsen av distinkte innsjøen bassenger. Når det er mulig, bør laboratorie inkubasjoner bli gjennomført i løpet av hver isfrie sesongen og over flere år for å fange tidsmessige variasjoner i utslippsrater. </li><li> En annen antagelse er at de inkuberingsbetingelser er representative naturlige forhold. En konstant anoksisk tilstand skaper en optimal situasjon for utgivelsen av P, som kanskje ikke naturlig forekommer i studien innsjøen. Dermed kan anoksiske behandlinger overvurdere sediment P utgivelse, og derfor kan det være best å tenke på utslippsrater målt i anoksiske behandlinger som maksimal potensielle priser. </li><li> For å beregne årlige interne P belastning, må forutsetninger om timing, varighet, og utstrekningen av hypolimnetic anoksi gjøres.For eksempel, i sterkt stratifisert innsjøer med relativt konsekvent vanndyp og bekreftet hypolimnetic anoksi, har noen studier antatt at hele innsjøen området er anoksisk under lagdelte perioder med sikte på årlige interne P last estimering 2,4. Dette kan imidlertid føre til en overvurdering av lasten på grunn oksisk sedimenter i grunne kystnære områder fire. Dermed er en omfattende oppløst oksygen overvåkingsstrategi som fanger Diel, sesongmessige og romlig variasjon i redoks tilstand sterkt anbefalt for nøyaktig årlige interne lastestimering. </li><li> Endelig kan laboratorie inkubasjoner innføre eksperimentelle gjenstander på grunn av den manglende evne til fullstendig å simulere naturlige forhold. For eksempel, fordi sedimentene er vedlagt i kjerne rør, er vannutskifting gjennom permeable sedimenter utelukket, men er det mulig å designe gjennomstrømning kjerne rør som reduserer dette problemet 28. Andre gjenstander omfatte manglende evne til å etterligne storeblande hendelser eller vind-bølge handling, som kan forstyrre sediment integritet i naturlige systemer. </li></ul> Gitt at sedimentkjerne inkubasjon tilnærming kan brukes til å generere fornuftige intern P last estimatene i så lite som ett år (selv om flere år med data gi mer robust informasjon), er det et verdifullt verktøy for å informere lake beslutninger. Når den brukes til å utvikle lake ledelse eller restaurering planer, kan det bidra til å sikre fornuftig bruk av økonomiske ressurser. I innsjøer hvor intern P last ledelsen har allerede skjedd, kan sedimentkjerne inkubasjoner verifisere effekten av behandlingen og kan brukes til å endre banen til ledelse, hvis berettiget.

Som et økende antall innsjøer over hele verden lider av kulturell eutrofiering, er fastsettelse av årsakene til vannkvalitet degradering blir stadig viktigere for lake ledelse og restaurering. Fosfor (P) lasting til innsjøer er generelt innblandet i eutrofiering, som det er oftest det næringsstoffet som begrenser algeveksten en. Historisk, kvantifisering av P lasting til innsjøer fokusert på eksterne kilder, eller P opprinnelse i vannskillet via punkt og nonpoint kilder. Imidlertid kan intern lasting fra innsjøsedimenter står for en stor del, om ikke mesteparten, av den totale P lasten i eutrofe sjøer 2-5. Dermed kan selv betydelige reduksjoner i ekstern lasting til innsjøer klarer å resultere i vannkvalitet forbedring på grunn av den overordnede effekten av P utgivelse fra sedimenter 5-8. På grunn av de økologiske og samfunnsmessige implikasjoner av P lasting, inkludert kostnadene og vanskelighetene med P-kontroll, er det avgjørende at P laster værenøyaktig identifisert før vedta en forvaltningsstrategi. Minst to forskjellige mekanismer er ansvarlig for fosfor utgivelse fra sedimenter. 1) I perioder med anoksi, hypoksi eller reduserende betingelser kan resultere i at desorpsjon av fosfat fra jern oxyhydroxides ved sediment-vann-grenseflaten, forårsaker diffusjon av oppløst fosfat fra sedimentene i vannsøylen 9-11. 2) Forstyrrelse av sedimentoverflaten, gjennom vind-induserte resuspensjon og bioturbasjon, kan resultere i frigjøring av P i vannsøylen ved enten desorpsjon av P fra resuspendert sedimentpartikler eller frigjøring av oppløst P fra det sediment pore vann til vannsøylen henholdsvis 11-13. Tre viktigste tilnærminger er tilgjengelig for å kvantifisere intern P lasting til innsjøer 14,15. (1) In situ målinger av endringer i hypolimnetic total fosfor (TP) over tid kan brukes når overvåkingdata er tilgjengelige. Intern belastningsestimater basert på in situ målinger lider av høyt variasjoner knyttet til den iboende og variasjonen av miljødata og kan bli påvirket av utilstrekkelig overvåking frekvens 14. (2) masse-balansen kan benyttes for å estimere indre lasting, når fullført P budsjett kan konstrueres. Det er imidlertid sjelden at tilstrekkelige data er tilgjengelige på P-innganger og eksport for å konstruere et komplett P budsjett 16. (3) Eksperimentelt bestemte sediment P frigjøringshastigheter kan bli brukt i kombinasjon med informasjon om areal grad og varighet av P frigivelse (dvs. anoksisk periode), for å beregne P intern belastning. Dette er en direkte metode for intern P last kvantifisering, selv om det også har begrensninger (se nedenfor). Fordi beslutninger ofte må gjøres på komprimert tid skalerer grunnet finansiering restriksjoner eller samfunnsmessig press, eksperimentell bestemmelse av intern Pbelastning kan ha større nytte for lake ledelse og restaurering siden det krever mindre tid og data enn in situ og massebalanse tilnærminger. Laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner, kombinert med overvåking av ytre belastninger, har blitt brukt til å bestemme den relative bidrag fra interne og eksterne P laster, med mål om å veilede beslutninger for å optimalisere næringskilde kontroll 2,4,17. I to Michigan innsjøer med omfattende strandlinje utvikling og høye prosenter av ugjennomtrengelig overflate (&gt; 25%) i sub-bassenger direkte tilknytning til sjøen, ble intern P belastning anslått å utgjøre opptil 80% av den totale P belastning, spørre anbefalinger å fokusere ledelse innsats på å redusere sediment P utgivelsen 2,4. I kontrast, eksperimentelle studier av sedimenter fra en mindre utviklet innsjø i samme region viste at intern lasting består kun 7% av den totale P belastning, spørre en anbefaling om å fokusere P forvaltningsstrategier i watershed 17. Sedimentkjerneeksperimenter også er blitt brukt i en Michigan lake for å bestemme den potensielle effektiviteten av aluminiumsulfat (alun) behandling for å redusere sediment P frigjøringshastigheter 2, er den mest effektive alun doseringskonsentrasjon og effekten av sediment resuspensjon 13, og effekten av en in situ alun behandling 1 år 18 og 5 år 19 etter behandling. Eksperimentell bestemmelse av intern P lasten er en effektiv tilnærming til å gi svar på nøkkelspørsmål i eutrofe innsjøer.

<table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" width="1118">
	<colgroup>
		<col />
		<col />
		<col />
		<col />
	</colgroup>
	<tbody>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Multiparameter sonde</td>
			<td style="width:219px;">YSI</td>
			<td style="width:95px;">YSI 6600</td>
			<td style="width:167px;">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).&#160;</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Niskin bottle</td>
			<td style="width:219px;">General Oceanics</td>
			<td style="width:95px;">101005</td>
			<td>A Van Dorn bottle can also be used.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Carboys, 10 L&#160;</td>
			<td style="width:219px;">Nalgene</td>
			<td>DS2213-0020</td>
			<td>Available from many laboratory supply companies, including Fisher Scientific and VWR.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Piston corer</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Details on construction materials given in Fisher et al. 1992</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Vice grips</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Duct tape</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Vertical rack for holding core tubes</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Custom fabricated on-site.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Environmental growth chamber</td>
			<td style="width:219px;">Powers Scientific, Inc.</td>
			<td style="width:95px;">DS70SD</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Compressed air with regulator</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Use lab air supply or purchase from local gas supply company.</td>
		</tr>
		<tr height="25">
			<td height="25" style="height:25px;width:639px;">Buffered N2 gas with regulator</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Purchase from local gas supply company.&#160;</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Parker Parflex Series E (instrument grade) polyethylene tubing; 1/4&#34; o.d., 0.04&#34; wall, .170&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">E-43-B-0100</td>
			<td>Tubing (from gas to chamber)</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">PEEK Capillary tubing; 1/16&#34; o.d., 1/32&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">3050412</td>
			<td>Tubing (from manifold to cores)</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Union tee</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">164C-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Union tee nut</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">61C-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Nylon tubing; 1/4&#34; o.d., 3/16&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">US Plastics</td>
			<td style="width:95px;">58042</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Ferrule, front and back; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-400-Set</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass nut; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-402-1</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass medium-flow meterings valve; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-4MG</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Once-piece short finger tight fittings; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Alltech</td>
			<td style="width:95px;">32070</td>
			<td>Half of the sampling port</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Female 10-32 to female luer; 1/4 &#34;</td>
			<td style="width:219px;">Alltech</td>
			<td style="width:95px;">20132</td>
			<td>Half of the sampling port</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Ferrule, front and back; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-100-Set</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass nut fittings; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-102-1</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Tube fitting reducer; 1/16&#34; x 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-100-R-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="22">
			<td height="22" style="height:23px;width:639px;">PTFE tubing; 1/16&#34; o.d., 0.040&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Grace Davison Discovery Sciences</td>
			<td style="width:95px;">2106982</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Low-pressure PTFE tubing; 1/8&#34; o.d., 0.1&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">AT3134</td>
			<td>Tubing from sampling port into core</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">AirTite all-plastic Norm-Ject syringes, 50mL (60mL) luer slip (eccentric), Sterile</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td>14-817-35</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Wheaton HDPE liquid scintillation vials, 20 mL, Poly-Seal cone liner</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td>03-341-72D</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Nylon Syringe Filter; 30mm diameter, 0.45 mm</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">03-391-1A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Masterflex peristaltic pump, model 755490</td>
			<td>Cole Parmer</td>
			<td>A-77910-20</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Pall Filterite filter housing, model T911257000</td>
			<td style="width:219px;">Pall Corporation</td>
			<td style="width:95px;">SCO 10UP</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Graver QMC 1-10NPCS filter; 10&#34;, 1.0 mm</td>
			<td>Flowtech Corp</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Graver Watertec 0.2-10NPCS filter; 10&#34;, 0.2 mm</td>
			<td>Flowtech Corp</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
	</tbody>
</table>

laboratory-determined phosphorus flux from lake sediments as a measure of internal phosphorus loading

Eutrofiering er en vannkvalitet problem i vann over hele verden, og det er et kritisk behov for å identifisere og kontrollere næringskilder. Intern fosfor (P) lasting fra innsjøsedimenter kan utgjøre en vesentlig del av den totale belastning P på eutropiske, og noen mesotrophic, innsjøer. Laboratory fastsettelse av P utslippsrater fra sedimentkjerner er en tilnærming for å avgjøre hvilken rolle intern P lasting og guiding ledelsesbeslutninger. To hoved alternativer til eksperimentell bestemmelse av sediment P utgivelsen eksisterer for å estimere innvendig last: in situ målinger av endringer i hypolimnetic P over tid og P massebalanse. Den eksperimentelle tilnærming ved hjelp av laboratoriebaserte sediment inkubasjoner å kvantifisere intern P lasten er en direkte metode, noe som gjør det til et verdifullt verktøy for lake ledelse og restaurering. Laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner kan bidra til å bestemme den relative betydningen av interne kontra eksterne P laster,samt brukes til å svare på en rekke innsjø ledelse og forskningsspørsmål. Vi illustrerer bruken av sedimentkjerne inkubasjoner å vurdere effektiviteten av en aluminiumsulfat (alun) behandling for å redusere sediment P frigjøring. Andre problemstillinger som kan undersøkes ved hjelp av denne tilnærmingen inkluderer effektene av sediment resuspensjon og bioturbasjon på P utgivelsen. Tilnærmingen har også begrensninger. Forutsetninger må gjøres med hensyn til: å ekstrapolere resultater fra sedimentkjerner til hele innsjøen, å avgjøre om hva tid perioder for å måle nærings utgivelse; og adressering mulige kjerne tube gjenstander. En omfattende oppløst oksygen overvåkingsstrategi for å vurdere tidsmessige og romlige redoks status i sjøen gir større trygghet i årlige P laster beregnet fra sedimentkjerne inkubasjoner.

Intern P utgivelsen ble målt fra sedimentkjerner samles i Mona Lake, Michigan, for å identifisere den relative bidraget av interne versus eksterne P laster fire. Fire steder ble samplet over tre sesonger for å anslå årlige interne P belastning, regnskap for romlig variasjon i P fluks. Sedimentkjerner ble inkubert i 20-28 dager under anoksiske og oksisk forhold, og den overliggende vannsøylen ble samplet for SRP og TP-konsentrasjoner med jevne mellomrom i løpet av inkubasjonstiden. Den anoksisk behandling utløst SRP og TP utgivelse fra sedimentene, men presenterer vi bare TP flux resultater for veiledende. TP konsentrasjonene var høyest om sommeren i anoksiske behandlinger, og romlig variasjon i TP utgivelse var tydelig under alle årstider (Figur 1). Bety intern TP flux var mindre enn 1,4 mg P / m 2 / dag i alle oksisk kjerner; negative flux verdier ved tre av de fire områder under fallet indikerte at oksisk sediments opptrådde som en vask i stedet for en kilde til P under denne sesongen 4 (tabell 1). TP utslippsrater var betydelig høyere i anoksiske kjerner, med flux så høyt som 15,56 mg P / m 2 / dag i sommer, og så lavt som 0,80 mg P / m 2 / dag i løpet av våren 4 (Tabell 1). Disse fluks-verdier ble anvendt for å beregne sesong intern P flussmiddel basert på oppløst oksygen forhold målt ved tidspunktet for sedimentkjernesamlingen 4.. Sesonger intern P belastning ble beregnet ved oppskalering av fluksen på hvert sted i overflatearealet av den tilsvarende geografisk sone 4, sesong verdiene ble summert for å estimere årlige interne P belastning, forutsatt at 0 flux i løpet av vinteren. Årlig intern P belastning ble anslått til å være 3,4 tonn, med mesteparten av belastningen som oppstår i løpet av sommeren (tabell 2). Sammenligning av disse resultatene med samtidige ekstern P last estimater, ble det anslått at sedimentene i Mona Lake bidragte mellom 9-82% av det totale årlige P last 4 (tabell 2). En serie eksperimenter ble utført på Spring Lake, Michigan, for å bestemme 1) den potensielle effektiviteten av aluminiumsulfat (alun) behandling for å redusere intern P lasting 2 og 2) effekten av en in situ alunbehandling 18,19. Laboratorieforsøk som simulerer en innsjø-bred anvendelse av alum viste en dramatisk nedgang i interne P utgivelsen med behandling 2 (figur 2). I likhet med eksempelet ovenfor, er vi presentere kun TP utgivelse fra disse eksperimentene som representative resultater. I anoksiske kjerner uten alun behandling (simulere naturlige sommerforhold i Spring Lake sedimenter), mener TP-konsentrasjoner i overliggende vannsøylen nådde mer enn 1,2 mg / L (Figur 2). I kontrast, anoksiske kjerner dosert med alun hadde nesten ingen P frigjøring og konsentrasjoner var ikke forskjellig fra en avde oksisk behandlinger 2 (figur 2). En sedimentkjerne inkubasjon gjennomført en år etter lake-bred anvendelse av alun i Spring Lake avslørte at behandlingen var svært effektiv på å redusere sediment P utgivelsen, med utslippsrater tilsvarende mellom anoksiske og oksisk behandlinger 18 (figur 3A). Når eksperimentet ble gjentatt fem år etter alum behandling, forble TP utgivelse vesentlig lavere enn forbehandling, men var større enn det målt 1 år etter behandling, noe som tyder på en liten nedgang i alum effekt 19 (Figur 3B). <img alt="Figur 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Figur 1. Totalt fosfor (TP) konsentrasjoner (mg / l) målt under laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner hentet fra Mona Lake, Michigan, under. fjæren (A), sommer (B), og fall (C) 4 TP ble målt i vann som ligger over sedimentkjerner fra 4 lake sider over en 20 - til 28-dagers inkubasjon. Brevet i legenden viser til redokstilstand (A = anoksisk behandling, O = oksisk behandling), antall refererer til replikere nummer (1-3). Legg merke til de forskjellige skalaer på y-aksene blant sesonger. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Klikk her for å se større bilde.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Årstid </td><td> Nett </td><td> Anoksisk fluks, mg P / m 2 / dag </td><td> Oksisk fluks, mg P / m 2 / dag </td></tr><tr><td rowspan="4"> Vår </td><td> 1 </td><td> 2.77 ± 1.53 </td><td> 0,25 ± 0,01 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2.82 ± 0.83 </td><td> 0.26 ± 0.23 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 0,80 &amp; #177; 0,07 </td><td> 0.17 ± 0.07 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 1.15 ± 0.71 </td><td> 0,12 ± 0,04 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Sommer </td><td> 1 </td><td> 7.06 ± 2.57 </td><td> 0.46 ± 0.24 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 9.27 ± 5.99 </td><td> 1.36 ± 0.73 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 15.56 ± 1.00 </td><td> 0.90 ± 0.29 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 13.63 ± 1.82 </td><td> 0.59 ± 0.41 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Høst </td><td> 1 </td><td> 4.48 ± 1.56 </td><td> -0,66 ± 0,22 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2.87 ± 0.97 </td><td> -1.14 ± 0.93 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 3.10 ± 4.08 </td><td> 0.51 ± 0.13 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 6.46 ± 4.66 </td><td> -0,79 ± 0,23 </td></tr></tbody></table> Tabell 1. Gjennomsnittlig (± SD) maksimalt<html> tilsynelatende TP fluks (mg P / m 2 / dag) i sedimentkjerner innhentet fra Mona Lake, Michigan, og inkubert i henhold anoksiske betingelser og oksisk 4. Flux ble beregnet fra forandringen i TP-konsentrasjon over tid, som er vist i figur 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Årstid </td><td> Intern P Load, t </td><td> Ekstern P Load, t </td><td> Intern Load Tilskudd,% </td></tr><tr><td> Vår </td><td> 0.055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Sommer </td><td> 2,272 </td><td> 0.862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Høst </td><td> 1.127 </td><td> 0.242 </td><td> 82.3% </td></tr><tr><td> Vinter </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Årlig </td><td> 3,454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>innhold &quot;&gt; Tabell 2. Årlige og sesong interne P belastningsestimater (metriske tonn, t) for Mona Lake, Michigan, beregnet basert på maksimal tilsynelatende TP flux 4 (vist i tabell 1). Seasonal intern P belastningsestimater er i forhold til ekstern P load estimerer til å bestemme bidraget fra interne lasten til total P belastning. <img alt="Fig. 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figur 2. Gjennomsnittlig (± SD) TP-konsentrasjoner (mg / L) målt under laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner samlet inn fra Spring Lake, Michigan, og eksperimentelt behandlet med aluminiumssulfat (alun) i henhold oksisk og anoksiske forhold to. TP ble målt liggende vannsøylen i sedimentkjerner i løpet av en 20-dagers inkubasjonstid. Dette tallet har blitt forandret fra Steinman et al. 2 Gjengitt medTillatelse, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Klikk her for å se større bilde.</a> <img alt="Figur 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> Figur 3. Gjennomsnittlig (± SD) TP-konsentrasjoner (mg / L) målt under laboratorie inkubasjoner av sedimentkjerner hentet fra Spring Lake, Michigan ett år etter 18 (A) og 5 år etter 19 (B) en innsjø-bred anvendelse av alum. Sedimentkjerner ble utsatt for oksisk og anoksiske behandlinger, og den overliggende vannsøylen ble prøvetatt for TP-konsentrasjon i løpet av en 22-dagers (A) til 25-dager (B) inkubering. Dette tallet har blitt forandret fra Steinman et al 18;. Panel A og Steinman et al 19;. Panel B </strong&gt;. Gjengitt med tillatelse, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Klikk her for å se større bilde.</a>

Watch this Scientific Journal Video about Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading at JoVE.com

Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading

Lake eutrofiering er en vannkvalitet problem over hele verden, noe som gjør det nødvendig å identifisere og kontrollere næringskilder kritisk. Laboratory bestemmelse av fosfor utslippsrater fra sedimentkjerner er en verdifull tilnærming for å avgjøre hvilken rolle intern fosfor lasting og guiding ledelsesbeslutninger.

Laboratory bestemt Fosfor Flux fra innsjøsedimentene som et mål på intern Fosfor Loading

Eutrophication is a water quality issue in lakes worldwide, and there is a critical need to identify and control nutrient sources. Internal phosphorus (P) ...

Research

JoVE Journal

Environment

Determination of Microbial Extracellular Enzyme Activity in Waters, Soils, and Sediments using High Throughput Microplate Assays

Fastsettelse av Microbial Ekstracellulær enzymaktivitet i Waters, jord og sedimenter ved hjelp av høy gjennomstrømming for mikro Analyser

Much of the nutrient cycling and carbon  processing in natural environments occurs through the activity of extracellular  enzymes released by ...

Laboratory Estimation of Net Trophic Transfer Efficiencies of PCB Congeners to Lake Trout (Salvelinus namaycush) from Its Prey

Laboratory Estimation of Net Trophic Transfer Efficiencies of PCB Congeners to Lake Trout Salvelinus namaycush from Its Prey

Laboratory Estimering av Net trofiske overføringer effektiviteten av PCB-forbindelsene til Lake Trout (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) Fra sitt bytte

A technique for laboratory estimation of net trophic transfer efficiency (&#947;) of polychlorinated biphenyl (PCB) congeners to piscivorous fish from ...

Measurement of Greenhouse Gas Flux from Agricultural Soils Using Static Chambers

Måling av klimagass Flux fra jordbruksjord bruke statiske Chambers

Measurement of greenhouse gas (GHG) fluxes between the soil and the atmosphere, in both managed and unmanaged ecosystems, is critical to understanding the ...

Development of Sulfidogenic Sludge from Marine Sediments and Trichloroethylene Reduction in an Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor

Utvikling av Sulfidogenic Slam fra marine sedimenter og Trichloroethylene Reduksjon i en oppstrøms Anaerob Sludge Blanket Reactor

The importance of microbial sulfate reduction relies on the various applications that it offers in environmental biotechnology. Engineered sulfate ...

Simultaneous DNA-RNA Extraction from Coastal Sediments and Quantification of 16S rRNA Genes and Transcripts by Real-time PCR

Samtidig DNA-RNA Utvinning fra Kyst Sedimenter og kvantifisering av 16S rRNA gener og transkripsjoner av Real-time PCR

Real Time Polymerase Chain Reaction also known as quantitative PCR (q-PCR) is a widely used tool in microbial ecology to quantify gene abundances of ...

A Flow-through Exposure System for Evaluating Suspended Sediments Effects on Aquatic Life

En Gjennomstrømning Eksponering system for evaluering suspenderte sedimenter effekter på akvatisk liv

This paper describes the Fish Larvae and Egg Exposure System (FLEES). The flow-through exposure system is used to investigate the effects of suspended ...

Development of Metarhizium anisopliae as a Mycoinsecticide: From Isolation to Field Performance

Development of Metarhizium anisopliae as a Mycoinsecticide: From Isolation to Field Performance

Utvikling av<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Som Mycoinsecticide: Fra Isolasjon til Field Performance

A major concern when developing commercial mycoinsecticides is the kill speed compared to that of chemical insecticides. Therefore, isolation and ...

Preparation of Authigenic Pyrite from Methane-bearing Sediments for In Situ Sulfur Isotope Analysis Using SIMS

Preparation of Authigenic Pyrite from Methane-bearing Sediments for In Situ Sulfur Isotope Analysis Using SIMS

Utarbeidelse av Authigenic svovelkis fra metan-bærende sedimenter for In Situ svovel isotop analyse ved hjelp av SIMS

Different sulfur isotope compositions of authigenic pyrite typically result from the sulfate-driven anaerobic oxidation of methane (SO4-AOM) and ...

Optimized Procedure for Determining the Adsorption of Phosphonates onto Granular Ferric Hydroxide using a Miniaturized Phosphorus Determination Method

Optimalisert prosedyre for å bestemme adsorpsjon av Phosphonates på detaljert Ferric hydroksid bruker miniatyriserte fosfor vilje metode

This paper introduces a procedure to investigate the adsorption of phosphonates onto iron-containing filter materials, particularly granular ferric ...

Quantifying Plant Soluble Protein and Digestible Carbohydrate Content, Using Corn (Zea mays) As an Exemplar

Quantifying Plant Soluble Protein and Digestible Carbohydrate Content, Using Corn Zea mays As an Exemplar

Kvantifisere anlegget løselig Protein og fordøyelige karbohydrater innhold, bruke korn (Zea mays) som en Exemplar

Elemental data are commonly used to infer plant quality as a resource to herbivores. However, the ubiquity of carbon in biomolecules, the presence of ...