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

Författarna erkänner tacksamt fält och lab bistånd från James Smit och Kurt Thompson. Finansiering av originalstudier som detta protokoll utvecklades lämnades av Spring Lake-Lake Board 2,13,18,19, Michigan Department of Environmental Quality 4, och Jim Duncan, Dave Farhat, och presidentens kansli på Grand Valley State Universitet 17.

1. Fältet Provtagning <ol><li> Utför provtagning en gång under varje isfria säsongen (i förekommande fall) i 1-2 år, om möjligt (dvs 3 ggr / år i nord tempererat klimat). Om tid och / eller fonder förbjuda säsongs provtagning, genomföra provtagning en gång per år under mitten till slutet av sommaren. </li><li> Välj sedimentinsamlingsplatser för att täcka olika geografiska regioner inom sjön. Att välja platser nära historiska vattenkvalitet och / eller sedimentprovtagningsställena, när det är tillgängligt, är ofta önskvärt att dra nytta av historiska data. Annars försöker välja platser som representerar olika sedimenttyper i sjön. </li><li> Genomför vattenkvaliteten provtagning före sediment kärnsamling. <ol><li> På ett minimum, mäta vattendjupet och vertikala profiler av vattentemperatur och löst syre. Nära-bottom mätningar bör fattas så nära sedimentytan som möjligt, utan att störa sedimenten. </li><li> Samla alla andra water kvalitetsdata och prover som önskas för att uppfylla de särskilda målen för studien. Exempel är vertikala profiler av pH, konduktivitet och grumlighet, siktdjup, fotosyntetiskt aktiv strålning (PAR) profiler, klorofyll a, löst reaktivt fosfor (SRP), total fosfor (TP), och kvävearter. </li></ol></li><li> Vid varje provtagning plats, fyller en 10 L damejeanne med vatten samlas 1 m ovanför sedimentytan med hjälp av en Van Dorn eller Niskin flaska. Detta kommer att användas i den ursprungliga uppsättningen av sedimentkärnor i labbet och för påfyllning kärnor efter provtagning under inkubation. Placera damejeanne i en kylare med is. </li><li> Samla 6 sedimentkärnor per plats med hjälp av en kolv corer 2,20. <ol><li> Se Fisher et al. 20 för specifika instruktioner om konstruktion av kärnborttagningsanordningen. Kortfattat, kärnborttagningsanordningen består av en graderad 0,6 m lång polykarbonat kärnrör (7 cm-id), en polyvinylklorid (PVC) fästenhet för koppling till aluminiumdrivstänger, en kolv tillverkad av två gummipropp och en ögonbult, en plastbelagd kolv kabel med en vridbar klämma och aluminium drivstänger. Montera kärnborttagningsanordningen enligt de följande stegen: <ol><li> Trä vridbar klämma änden av kolv kabeln genom den övre delen av PVC fästaggregat. Rikta ett kärnrör med bulthål som vetter uppåt och sträcker sig kabeln genom längden av kärnröret. Clip kolvkabeln till öglan av kolvpropp. </li><li> Fäst kärnröret till PVC-fästenheten med hjälp av en tråd lås dragkrok stift. Dra kolven kabel för att avancera kolven 20 cm från botten av kärnröret för att upprätthålla ett vattenskikt på toppen av sedimentytan under kärna samling. </li><li> Fäst en aluminiumdrivstången till den andra änden av PVC fästaggregat med hjälp av en tråd lås hitch pin. Lägre kärnborttagningsenhet lodrätt i vattnet, lägga till ytterligare sektioner av aluminium-enhetstång som behövs. </li></ol></li><li> Placera corer vertikalt i sediment-vatten-gränssnitt och tryck nedåt, med kolvkabeln står stilla. För att åstadkomma detta, dra kolven kabeln spänd när provtagningsapparat är på plats i sediment-vatten-gränssnitt, bifoga vice grepp för kabel, steg på kabeln på insidan av vice grepp, och tryck sedan nedåt. </li><li> Bring kärna till ytan och försegla med gummipropp före bryta vattenytan. Fäst bottenpropp med silvertejp. </li><li> Bolt kolven till toppen av kärnröret för att hålla den stilla under transporten. Placera kärnröret i en vertikal rack och underhålla vid omgivande bottennära sjö temperatur, med hjälp av is om det behövs. </li></ol></li></ol> 2. Laboratorie Inkubation <ol><li> Efter återkomst från fältet, justera kärnor för att innehålla det önskade djupet av sediment och ovanpåliggande vattenkolonnen. Överskott av sedimentet kan noggrant släppa ut i botten av kärnröret av removing botten propp, tillsätt vatten från damejeannen uppsamlas vid den motsvarande platsen, om det behövs. Vanligt förekommande sediment-och vattenpelaren djup är 20 cm av sediment med ett 25 cm ovanpåliggande vattenkolonnen 2,4,13,17-19, men dessa mängder kan modifieras såsom önskas. </li><li> Placera sedimentkärnrören i ett mörklagt miljötillväxtkammare med temperaturen upprätthållas för att passa omgivande bottenvattentemperaturer som uppmätts i fält. </li><li> Exponera kärnorna att redox behandlingar. För oxiska behandling, bubbla vattenpelare 3 ledare / site med luft. Bubble vattenpelaren av de återstående tre kärnor per plats med N2 (med ~ 350 ppm CO2 för att buffra pH) för den syrefria behandlingen. Säkerställa en långsam och jämn bubbeltakt som är nondisruptive i sedimentytan. </li><li> På dag 1 av kärn inkubation, filtrera varje 10 L damejeanne med bottennära vatten samlas in från varje plats på fältet. Med användning av en peristaltisk pump och filterpatronbostäder, filtrerar vatten först genom ett 1 | im filter, följt av ett 0,2 pm filter. Butiks filtrerat vatten vid 4 ° C under varaktigheten av den kärna inkubation. </li><li> Prov kärnor för P frisättningshastighet under hela inkubationstiden 2,3. Eftersom detta är en redox-känsliga experiment, vidta försiktighetsåtgärder för att upprätthålla redox behandlingsförhållanden när det är möjligt. <ol><li> Med en spruta, ta bort en 40 ml vattenprov genom provtagnings porten på varje sedimentpropp på dag 0 (dvs. vid tidpunkten kärnor placeras i tillväxtkammaren), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , och 28 av kärn inkubation. (Notera:. Om förändringar över mycket korta tidsramar önskas, kan de stickprovssystem som modifieras för att ta prov på hr 1, 2, 4, 8, etc. Dock är systemet fortfarande ofta jämvikt igenom de första 12 tim, så P frigivning dynamik kan vara ganska varierande i början av inkubationer.) </li><li> Omedelbart efter avlägsnande, dosera en 20 ml0, delprov i ett scintillationsflaska och kylskåp i analys av TP. Filtrera den andra 20 ml delprov genom ett 0,45 ìm membranfilter och in i en scintillationsflaska och frysa för analys av SRP. </li><li> Byt ut 40 ml delprov med en lika volym av filtrerat vatten (se steg 2.4) från motsvarande plats. </li></ol></li></ol> 3. P Release Rate Beräkning <ol><li> Beräkna flöde (release rate) baserat på förändringen i vattenmassan TP eller SRP med hjälp av följande ekvation 2: P rr = (C t - C 0) × V / A där P rr är netto P utgåvan (positiva värden) eller behålla (negativa värden) ränta per ytenhet av sediment (mg P / m 2 / d), är C t TP eller SRP koncentrationen i vattenmassan vid tiden t , C 0 är TP eller SRP koncentration vid tiden 0, V är volymen av vattnet i vattenmassan i kärnan tUbe, och A är den plana ytan av de sedimentkärnor. Beräkna P frisättningshastighet med användning av den linjära delen av koncentration-tid-kurvan för att ge den maximala skenbara frisättningshastigheten 4,13,18,19. För att undvika eventuella kortsiktiga bias, väljer nonconsecutive provtagningsdatum för C t och C 0 18,19. </li></ol> 4. Intern P Lastberäkning <ol><li> Beräkna årlig P flux. <ol><li> För varje säsong under vilken provtagning skett, multiplicera syrefria och oxiska flux individuellt av antalet dagar i den säsongen. Summera de säsongsmässiga värden för att ge årlig anoxiska och oxiska flöde (mg / m 2 / år). Om flera platser i samma sjö samplades, kan denna beräkning göras antingen separat för varje plats eller med de genomsnittliga flödesvärdena för alla platser (se avsnitt 4.2.2). </li><li> P frigivning från sediment är generellt mycket låg under vintern på grund av låga vattentemperaturer. Om provtagningen inte utfördes under vintern,anta att P flux var 0 för den säsongen 14,15. </li><li> Eftersom majoriteten av intern P frigivning sker under sommaren, kan årliga interna P flux vara grovt uppskattas från sommarens mätningar enbart i frånvaro av säsongs uppgifter 2,15,17. För detta tillvägagångssätt, beräkna P flödet enligt avsnitt 4.1.1 och antar 0 flux för alla årstider utom sommaren. Inse att detta kommer att vara en försiktig uppskattning av den årliga P release. </li><li> Om tillgängligt, kan löst syre data användas för att förfina den årliga beräkningen 2,4 P flux. Sådana data kan avslöja att en sjö upplever hypoxi eller anoxi för en viss procent av året, eller under vissa säsonger. I dessa fall använder syrefria och oxiska flux enligt lämplig andel eller säsong och summera de värden för att beräkna årliga interna P flux. <ol><li> Om exempelvis hypoxi eller syrebrist endast uppmätts under sommaren, beräkna Avsnitt 4.1.1 använda syrefritt flussmedel för sommar och oxiska flöde förde återstående säsongerna. Summera värdena för att få årliga interna P flux. Likaså om rutin löst syre övervakningsdata tyder på att sjön upplever hypoxi eller syrebrist 35% av året, multiplicera årliga anoxisk flöde från avsnitt 4.1.1 med 0,35 och årlig oxiska flöde från avsnitt 4.1.1 med 0,65 och summera de värden för att beräkna årliga interna P flux. </li></ol></li><li> Polymictic sjöar utgör en särskild utmaning för intern beräkning P last, på grund av deras frekvent blandning och rumsliga och tidsmässiga variationen i redox-tillstånd 14. Al. Nürnberg et 16 utvecklat en modell för att beräkna antalet syrefria dagar i polymictic sjö kan uppleva under en säsong eller år. Den aktiva sedimentsläppområdet och tid (AA), som representerar den tid (dagar / säsong) att ett område som liknar sjön ytan aktivt släppa P, kan beräknas enligt följande: AA = -36,2 + 50,2 log (P säsong) + 0,762 z / A 00,5 där P är den genomsnittliga vattenpelaren TP koncentration under en viss säsong, z är medeldjupet, och A är sjö yta. För att beräkna den årliga interna P flux, multiplicera AA av syrefria flöde och antalet oxiska dagar genom oxiska flöde för varje säsong, och sedan summera alla värden. </li></ol></li><li> Skala upp interna P flöde till hela sjön området. <ol><li> Multiplicera den årliga P flödet från steg 4.1 av hela sjön ytan för att beräkna årliga interna P belastning. Såvida årlig P flöde beräknades enligt avsnitten 4.1.4 eller 4.1.5, använd syrefria årliga flödet för att beräkna årliga interna P belastning. Annars använder flödet beräknas i avsnitt 4.1.4 eller 4.1.5. </li><li> Om flera platser i samma sjö samplades, kan sjön delas in i geografiska områden som är förknippade med varje plats. Multiplicera den årliga anoxisk P flöde (eller årlig flöde från avsnitten 4.1.4 och 4.1.5) för varje sida av ytan av zonen, sedan summera värdena för att få annUAL interna P belastning för hela sjön 4,17. Alternativt kan den genomsnittliga årliga P flöde av alla platser ska användas i avsnitt 4.2.1. </li><li> Detaljerade löst syre uppgifter kan tyda på att vissa områden i sjön erfarenhet hypoxiska eller anoxiska förhållanden (t.ex. djupa områden), medan andra områden förblir oxiska året runt. Om tillgängligt, använd denna information för att förbättra flödesberäkning × område (Steinman et al., I prep). Multiplicera den syrefria ytan av den årliga anoxisk flux och multiplicera oxiska ytan av den årliga oxiska flux, och sammanfatta de två värden för att beräkna årliga interna 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>

Författarna har ingenting att lämna ut.

Näringsbelastningen på sjöar kan leda till både miljömässiga och ekonomiska försämringar 21-23, och därför är det viktigt att samhället förstår vilken typ av näringskällor och hur man hanterar dem. Kostsamma försök att minska näringsbelastningen får inte förbättra vattenkvaliteten om lämplig bidragande källa (dvs. sjösediment eller avrinningsområden ingångar) inte är riktad till förvaltningsåtgärder, vilket resulterar i bakslag i sjön restaurering och frustration hos intressenterna. Särskilt i grunda eutrofa sjöar, är kvantifiering av intern fosforbelastning ett kritiskt steg i att identifiera en strategi för att förbättra vattenkvaliteten förhållanden. Även när sedimenten är inblandad som en stor källa till näringsämnen, måste minskningar av extern P belastningen ingå i någon sjö strategi för att lindra övergödningen, eftersom externa källor i P ackumuleras slutligen i sedimenten och bränsle framtida inre belastningen 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Även om andra metoder finns för att uppskatta den interna P-belastning, är experimentell bestämning av P frisättningshastigheter en direkt metod som kan justeras för att svara på en mängd olika förvaltnings-och forskningsfrågor. Laboratorie inkubationer av sedimentkärnor som samlats in från Spring Lake, Michigan, användes för att fastställa den potentiella effektiviteten av en alum behandling 2 och den mest effektiva program koncentration 13. Till följd av resultaten från dessa laboratoriebaserade studier, intressenter utvecklat förtroende att alun behandlingen kunde kontrollera P release i Spring Lake sediment. Följaktligen godkände de en 10-års utvärdering för att finansiera en alum behandling, efterföljande sedimentkärn inkubationer visade att behandlingen var effektiva för att minska sediment P flux 1 år 18 och 5 år 19 efter behandling. Sedimentpropp inkubationer har också använts för att utvärdera effekterna av sediment resuspension 13 </sup&gt; och bioturbation (G. Nogaro och A. Harris, opublicerade data) på P release. Flera ytterligare sedimentanalyser kan utföras i samband med kärn inkubationer att tillhandahålla information som är användbar för att tolka sediment P frigör resultat. De 5 eller 10 cm sediment kan extruderas från kärnor för analys av sediment TP, porvatten SRP, sekventiell P fraktionering, och metaller 4,18,19. Ett exempel på sekventiell P fraktionering 26 som kan vara användbart i interna belastningsstudier innebär att bestämma mängden P bundet till 1) aluminium (Al-P) eller järn (Fe-P), vilket motsvarar en redox okänslig (Al-P) och en redox-känsliga (Fe-P) mineral förening som kan bli lösliga under anoxiska förhållanden, och 2) kalcium (Ca-P) eller magnesium (Mg-P), som båda är stabila mineralföreningar. Vidare sediment Fe: P kvoter kan beräknas att ge insikt om den potentiella P-bindande förmåga av sediment. Järnrika sediment som finns kvaroxiderade har visat att släppa väldigt lite P när Fe: P kvoter är över 15 (vikt) 27. Dessa ytterligare sedimentanalyser kan utföras på kärnor efter intern belastning inkubation 4,18,19, eller på likadana kärnor som tagits i samband med interna belastningen kärnsamling men som inte används för mätning släpphastighet. Trots fördelarna med experimentell bestämning av sediment P flux, är strategin inte utan begränsningar. Ett antal antaganden måste ofta göras som kan lägga osäkerheten till resultaten: <ul><li> Ett antagande är att frisättningshastigheter från sedimentkärnor är representativa för förhållandena i studien sjön. För att minimera effekterna av detta antagande, bör provtagningsstrategier utformas för att representera så mycket av den rumsliga och tidsmässiga variationen som möjligt i sediment P release. Provtagning platser bör täcka så mycket geografisk spridning som möjligt i en sjö för att fånga rumslig variation i sediment characteristics 2. Om tillgängligt, kan batymetriska kartor användas för att välja platser som är representativa för olika bottendjup i sjön. Andra överväganden för att fånga rumslig variation omfattar placeringen av stora biflod ingångar och förekomsten av distinkta sjö bassänger. Om möjligt bör laboratorie inkubationer genomföras under varje isfria säsongen och över flera år för att fånga tidsmässiga variationer i utsläppshastigheter. </li><li> En andra förutsättning är att inkubationsförhållanden är representativa för naturliga förhållanden. En konstant syrefria tillstånd skapar en optimal situation för lanseringen av P, som kanske inte förekommer naturligt i studien sjön. Således kan syrefria behandlingar skattar sediment P utgåvan, och därför kan det vara bäst att tänka på frisättningshastigheter mätt i syrefria behandlingar som högsta möjliga priser. </li><li> För att beräkna den årliga interna P-belastning, måste antaganden om timing, varaktighet, och fysiska omfattning hypolimnetic syrebrist göras.Till exempel i starkt stratifierat sjöar med relativt konsekvent vattendjup och bekräftade hypolimnetic syrebrist, har vissa studier antagit att hela sjön området är syrefria under skiktade perioder i syfte att årliga interna P last uppskattning 2,4. Detta kan dock leda till en överskattning av belastning på grund av oxiska sediment i grunda kustområden 4. Således är en omfattande löst syre övervakningsstrategi som fångar Diel, säsongsbetonat, och rumslig variabilitet i redox tillstånd rekommenderas för exakt årliga interna belastning uppskattning. </li><li> Slutligen kan laboratorie inkubationer introducera experimentella artefakter på grund av oförmågan att fullständigt simulera naturliga förhållanden. Till exempel, eftersom sedimenten är inneslutna i kärnrören, är vattenutbytet genom släppliga sediment utesluten, men det är möjligt att utforma genomflödeskärnrören som mildrar denna fråga 28. Andra artefakter inkluderar oförmåga att efterlikna storablanda händelser eller vind vågor, vilket kan störa sediment integritet i naturliga system. </li></ul> Med tanke på att kan användas i sedimentpropp inkubation strategi för att generera en rimlig intern P last uppskattningar i så lite som ett år (även om flera år av data ger mer robust information), det är ett värdefullt verktyg för att informera beslut sjö management. När det används för att utveckla planer sjö hantering eller restaurering, kan det bidra till att säkerställa klok användning av ekonomiska resurser. I sjöar där den interna P laststyrning redan har inträffat, kan sedimentkärn inkubationer kontrollera effekten av behandlingen och användas för att ändra banan för ledningen, om det är befogat.

Som ett växande antal sjöar i världen lider av kulturella övergödning, är fastställandet av orsakerna till försämring av vattenkvaliteten blir allt viktigare för sjö skötsel och restaurering. Fosfor (P) belastning på sjöar är i allmänhet inblandad i övergödning, eftersom det är oftast det näringsämne som begränsar algernas tillväxt 1. Historiskt kvantifiering av P lastning till sjöar fokuserat på externa källor, eller P med ursprung i vattendelaren etappmål och Nonpoint källor. Däremot kan intern belastning från sjösediment står för en stor del, om inte majoriteten, av den totala P belastningen i övergödda sjöar 2-5. Således kan även kraftiga minskningar av yttre belastning för sjöar inte leder till förbättrad vattenkvalitet på grund av den övergripande effekten av P-frisättning från sediment 5-8. På grund av de ekologiska och samhälleliga konsekvenserna av P lastning, inklusive kostnader och svårigheter för P-reglering, är det viktigt att P laster varakorrekt identifierade innan anta en strategi. Minst två olika mekanismer är ansvariga för fosforläckage från sediment. 1) Under perioder av anoxi eller hypoxi, reducerande förhållanden kan leda till att desorption av fosfat från järn oxihydroxider vid sediment-vatten-gränssnitt, vilket orsakar spridning av löst fosfat från sedimenten i vattenmassan 9-11. 2) Störning av sedimentytan, genom vind-inducerad resuspension och bioturbation, kan resultera i utsläpp av P i vattnet antingen genom desorption av P från resuspenderas sedimentpartiklar eller frisättning av löst P från sediment porvatten till öppet vatten , respektive 11-13. Tre huvudsakliga metoder finns tillgängliga för att kvantifiera interna P lastning till sjöar 14,15. (1) In situ mätningar av förändringar i hypolimnetic totalfosfor (TP) med tiden kan användas vid övervakningdata finns tillgängliga. Uppskattningar Interna belastning som bygger på fältmätningar lider av hög variabilitet i samband med den inneboende rumsliga och tidsmässiga variationen av miljödata, och kan påverkas av bristande övervakningsfrekvens 14. (2) Massbalans kan användas för att uppskatta den interna belastning, när kompletta P budgetar kan konstrueras. Det är dock sällsynt att tillräckliga uppgifter finns tillgängliga på P-ingångar och export för att bygga en komplett P budget 16. (3) Experimentellt bestämda sediment P frisättningshastigheter kan användas i kombination med information om utbredningen och varaktighet P release (dvs. syrefria perioden), för att beräkna den interna P belastning. Detta är en direkt metod för intern P last kvantifiering, även om det också har begränsningar (se nedan). Eftersom ledningsbeslut ofta måste göras på komprimerade tidsskalor på grund av finansieringsbegränsningar eller samhälleliga tryck, experimentell bestämning av intern Pbelastning kan ha större nytta för sjö skötsel och restaurering eftersom det kräver mindre tid och data än in situ-och massbalans metoder. Laboratorie inkubationer av sedimentkärnor, i kombination med övervakning av yttre laster, har använts för att bestämma de relativa bidragen från interna och externa P laster, med målet att styra ledningens beslut att optimera näringskällkontroll 2,4,17. I två Michigan sjöar med lång strandlinje utveckling och höga procentsatser av ogenomtränglig yta (&gt; 25%) i de delavrinningsområden i direkt anslutning till sjön, var intern P belastning beräknas stå för upp till 80% av den totala P-belastning, vilket fick rekommendationer att fokusera leder arbetet på att minska sediment P frigör 2,4. Däremot experimentella studier av sediment från ett mindre utvecklat sjö i samma region visade att den interna belastning som består endast 7% av den totala P-belastning, vilket fick en rekommendation att fokusera strategier P management i watershed 17. Sedimentkärnexperiment också har använts i en Michigan sjö för att fastställa den potentiella effektiviteten av aluminiumsulfat (alun) behandling för att minska sediment P frisättningshastighet 2, den mest effektiva alun doseringskoncentration och effekter av sediment resuspension 13, och effekten av en in situ alun behandling 1 år 18 och 5 år 19 efter behandling. Experimentell bestämning av intern P belastningen är en effektiv metod för att ge svar på viktiga ledningsfrågor i övergödda sjöar.

<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

Övergödning är ett vattenkvaliteten fråga i sjöar i hela världen, och det finns ett kritiskt behov av att identifiera och kontrollera näringskällor. Intern fosfor (P) laddning från sjösediment kan stå för en avsevärd del av den totala P last i eutrofierade, och vissa mesotrofa, sjöar. Laboratorie bestämning av P frisättningshastigheter från sedimentkärnor är en metod för att bestämma vilken roll den interna P lastning och vägleda ledningsbeslut. Två huvudsakliga alternativ till experimentell bestämning av sediment P utgåvan finns för att uppskatta den interna belastning: in situ-mätningar av förändringar i hypolimnetic am över tid och P massbalans. Den experimentella metod med hjälp av laboratoriebaserad sediment inkubationer att kvantifiera interna P belastningen är en direkt metod, vilket gör det till ett värdefullt verktyg för sjö skötsel och restaurering. Laboratorie inkubationer av sedimentkärnor kan bidra till att avgöra den relativa betydelsen av intern vs extern P laster,samt användas för att svara på en mängd olika sjö förvaltning och forskningsfrågor. Vi illustrerar användningen av sedimentkärn inkubationer att bedöma effektiviteten i en aluminiumsulfat (alun) behandling för att minska sediment P release. Andra frågeställningar som kan undersökas med hjälp av denna metod inkluderar effekterna av sediment resuspension och bioturbation på P release. Ansatsen har också begränsningar. Antaganden måste göras med hänsyn till: extrapolera resultat från sedimentkärnor till hela sjön, besluta över vilka tidsperioder för att mäta närings utgåvan, och ta itu med eventuella core tube artefakter. En omfattande löst syre övervakningsstrategi för att bedöma tid och rum redox status i sjön ger ett större förtroende för de årliga P laster beräknas från sedimentkärn inkubationer.

Intern P frisättningen mättes från sedimentkärnor som samlats i Mona Lake, Michigan, för att identifiera den relativa betydelsen av intern respektive extern P last 4. Fyra platser provtogs under tre säsonger för att uppskatta årliga interna P-belastning, som står för rumslig variation i P-flux. Sedimentkärnor inkuberades under 20-28 dagar under syrefria och oxiska förhållanden, och det överliggande vattnet provtogs för SRP-och TP-koncentrationer med jämna mellanrum under inkubationstiden. Den syrefria behandlingen utlöste SRP och TP frisättning från sedimenten, men presenterar vi endast TP flödesresultat för illustrativt syfte. TP-koncentrationer var högst under sommaren i syrefria behandlingar, och rumslig variation i TP-utgåvan var tydligt under alla årstider (Figur 1). Mean intern TP flux var mindre än 1,4 mg P / m 2 / dag i alla oxiska kärnor, negativa flödesvärden vid 3 av de 4 platser under hösten visade att oxiska sediments agerade som en sänka snarare än en källa till P under den säsong 4 (Tabell 1). TP frisättningshastigheter var betydligt högre i syrefria kärnor, med flux så högt som 15,56 mg P / m 2 / dag på sommaren och så lite som 0,80 mg P / m 2 / dag på våren 4 (Tabell 1). Dessa flödesvärden användes för att beräkna säsongs intern P flöde baserat på upplösta syreförhållanden uppmätts vid tidpunkten för sedimentkärnsamling 4. Säsongs intern P belastning beräknades genom att skala upp flödet vid varje plats på ytan av motsvarande geografiska zon 4, säsongs värden summeras för att uppskatta årliga interna P last, förutsatt 0 flux under vintern. Årlig intern P belastningen uppskattades till 3,4 ton, med huvuddelen av lasten som uppträder under sommaren (tabell 2). Att jämföra dessa resultat med samtidiga externa P belastning beräkningar uppskattades att sedimenten i Mona Lake bidragte mellan 9-82% av den totala årliga P last 4 (tabell 2). En serie experiment genomfördes i Spring Lake, Michigan, för att avgöra 1) den potentiella effektiviteten av aluminiumsulfat (alun) behandling för att minska den interna P lastning 2 och 2) effekten av en in situ-alum behandling 18,19. Laboratorieförsök simulerar en sjö omfattande tillämpning av alun visade en dramatisk nedgång i den interna P-release med behandling 2 (Figur 2). I likhet med exemplet ovan, presenterar vi endast TP frisättning från dessa experiment som representativa resultat. I syrefria kärnor utan alum behandling (simulerar naturliga sommarförhållanden i Spring Lake sediment), menar TP koncentrationer i den överliggande vattenmassan uppgick till mer än 1,2 mg / L (Figur 2). Däremot anoxiska kärnor doserade med alun hade nästan ingen P frisättning och koncentrationer skilde sig inte från någon avde oxiska behandlingarna 2 (Figur 2). En sedimentpropp inkubation genomfördes 1 år efter sjö-omfattande tillämpning av alun i Spring Lake visade att behandlingen var mycket effektiva för att minska sediment P release, med frisättningshastigheter liknande mellan anoxiska och oxiska behandlingar 18 (Figur 3A). När experimentet upprepades fem år efter alun behandling förblev TP frigör betydligt lägre än förbehandling men var större än det uppmätta 1 år efter behandling, vilket tyder på en liten nedgång 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. Total fosfor (TP) koncentrationer (mg / L) mäts under laboratorie inkubationer av sedimentkärnor som samlats in från Mona Lake, Michigan, under. fjädern (A), sommar (B), och hösten (C) 4 TP uppmättes i vattnet överliggande sedimentkärnor från 4 sjön platser under en 20 - till 28-dagars inkubation. Brevet i legenden avser redoxtillstånd (A = anoxisk behandling, O = oxiska behandling), den siffran avser replikera nummer (1-3). Notera de olika skalorna på y-axeln mellan säsongerna. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Klicka här för att visa en större bild.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Säsong </td><td> Site </td><td> Anoxisk flux, mg P / m 2 / dag </td><td> Oxiska flux, 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"> Sommar </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"> Höst </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. Medelvärde (± SD) maximal<html> skenbar TP flöde (mg P / m 2 / dag) i sedimentkärnor uppsamlade från Mona Lake, Michigan, och inkuberades under anoxiska och oxiska betingelser 4. Flux beräknades från förändringen i TP-koncentrationer med tiden, som visas i figur 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Säsong </td><td> Internt P Belastning, t </td><td> Extern P Belastning, t </td><td> Intern Load Bidrag,% </td></tr><tr><td> Vår </td><td> 0,055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Sommar </td><td> 2,272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Höst </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>innehåll &quot;&gt; Tabell 2. Årliga och säsongs interna P last uppskattningar (ton, t) för Mona Lake, Michigan, beräknat utifrån maximal uppenbar TP flux 4 (visas i tabell 1). Säsongs intern P last uppskattningar jämfört med extern P belastning uppskattar att bestämma bidraget av interna belastningen till total P belastning. <img alt="Figur 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figur 2. Medelvärde (± SD) TP koncentrationer (mg / L) mäts under laboratorie inkubationer av sedimentkärnor som samlats in från Spring Lake, Michigan, och experimentellt behandlats med aluminiumsulfat (alun) under oxiska och anoxiska förhållanden 2. TP uppmättes i vattnet liggande sedimentkärnor över en 20-dagars inkubationstid. Denna siffra har modifierats Steinman et al. 2 Omtryckt avTillstånd, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Klicka här för att visa en större bild.</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. Medelvärde (± SD) TP koncentrationer (mg / L) mäts under laboratorie inkubationer av sedimentkärnor som samlats in från Spring Lake, Michigan 1 år efter 18 (A) och 5 år efter 19 (B) en sjö omfattande tillämpning av alun. Sedimentkärnor utsattes för oxiska och anoxiska behandlingar och den ovanpåliggande vattenkolonnen samplades för TP-koncentration över en 22-dagars (A) till 25 dagar (B) inkubation. Denna siffra har modifierats Steinman et al 18,. Panel A och Steinman et al, 19;. Panel B </strong&gt;. Återges med tillstånd, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Klicka här för att visa en större bild.</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 övergödning är ett vattenkvalitetsfråga i hela världen, vilket gör behovet av att identifiera och kontrollera närings kritisk. Laboratorie bestämning av fosfor frigör Priser från sedimentkärnor är en värdefull metod för att bestämma vilken roll den interna fosforbelastningen och vägleda ledningsbeslut.

Laboratorium bestämda Fosfor Flux från sjösediment som ett mått på intern fosforbelastning

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

Fastställande av mikrobiell extracellulär enzymaktivitet i Vatten, Jord och sediment med hjälp av hög genomströmning mikroplattor 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

Laboratorie Uppskattning av Net Trofiska Transfer Effektivitetsvinster av PCB till Lake Trout (<em&gt; Salve namaycush</em&gt;) Från sitt byte

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

Mätning av Greenhouse Gas Flux från jordbruksmark Använda Statiska 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

Utveckling av Sulfidogenic Slam från marina sediment och Trikloretylen Minskning av en Upflow Anaerobic 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-extraktion från kustsediment och kvantifiering av 16S rRNA gener och transkript 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 genomströmningsExponerings system för att utvärdera suspenderat sediment Effekter på Vatten- 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

Utveckling av<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Som en mykosinsekticid: från isolering till fältprestanda

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

Beredning av Authigenic pyrit från metan-bärande sediment för In Situ svavel isotopen analys använder 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

Optimerad förfarandet för bestämning av Adsorption av fosfonater på granulat järnklorid hydroxid metoden en miniatyriserade fosfor bestämning

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

Kvantifiera växt lösligt Protein och lättsmält kolhydrat innehåll, med hjälp av majs (Zea mays) som ett föredöme

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