JoVE Journal > Environment
Summary
Abstract
Introduction
Protocol
Résultats
Discussion
Divulgations
Acknowledgements
Materials
References
Please note that all translations are automatically generated. Click here for the English version.
Environnement

Déterminé en laboratoire Phosphore Flux de sédiments lacustres en tant que mesure de phosphore interne Chargement en cours

Published: March 06, 2014
doi:
10.3791/51617
, ,
1Annis Water Resources Institute,Grand Valley State University

Summary

L'eutrophisation des lacs est une question de qualité de l'eau dans le monde entier, faisant de la nécessité d'identifier et de contrôler les sources de nutriments essentiels. Détermination en laboratoire de phosphore à partir de carottes de sédiments de libération est une approche utile pour déterminer le rôle de la charge interne de phosphore et d'orienter les décisions de gestion.

Abstract

L'eutrophisation est un problème de qualité de l'eau dans les lacs dans le monde entier, et il ya un besoin crucial d'identifier et de contrôler les sources de nutriments. Phosphore interne (P) le chargement de sédiments lacustres peut représenter une partie importante de la charge totale de phosphore dans eutrophisation, et certains lacs mésotrophes,. Détermination en laboratoire de P taux de libération de carottes de sédiments est une approche pour déterminer le rôle de P chargement interne et orienter les décisions de gestion. Deux principales solutions de rechange à la détermination expérimentale des sédiments P libération existent pour estimer la charge interne: des mesures in situ de l'évolution de P hypolimnique au fil du temps et de l'équilibre de la masse P. L'approche expérimentale utilisant sédiments incubations à base de laboratoire pour quantifier la charge interne de P est une méthode directe, ce qui en fait un outil précieux pour la gestion du lac et de la restauration.

incubations en laboratoire de carottes de sédiments peuvent aider à déterminer l'importance relative des charges externes par rapport interne de P,ainsi que être utilisé pour répondre à une variété de questions de gestion du lac et de la recherche. Nous illustrons l'utilisation de sédiments incubations de base pour évaluer l'efficacité d'un sulfate d'aluminium (alun) de traitement pour réduire les sédiments P libération. D'autres questions de recherche qui peuvent être étudiés en utilisant cette approche incluent les effets des sédiments remise en suspension et la bioturbation sur la libération de P.

L'approche a aussi ses limites. Hypothèses doivent être formulées à l'égard de: l'extrapolation des résultats à partir de carottes de sédiments à l'ensemble du lac; décider sur quelles périodes de temps pour mesurer libération des éléments nutritifs et d'adressage possibles artefacts tube de base. Une stratégie globale de surveillance dissous d'oxygène pour évaluer l'état d'oxydo-réduction temporelle et spatiale dans le lac offre une plus grande confiance dans les charges de P annuels estimés à partir des incubations de carottes sédimentaires.

Introduction

Comme un nombre croissant de lacs à travers le monde souffrent de l'eutrophisation, la détermination des causes de la dégradation de la qualité de l'eau est de plus en plus important pour la gestion du lac et de la restauration. Phosphore (P) chargement lacs est généralement impliqué dans l'eutrophisation, comme c'est le plus souvent l'élément nutritif limitant la croissance des algues 1. Historiquement, la quantification de la charge de phosphore dans les lacs axée sur des sources externes, ou P originaire du bassin versant par sources ponctuelles et diffuses. Toutefois, le chargement interne de sédiments lacustres peut représenter une grande partie, sinon la majorité, de la charge totale de phosphore dans les lacs eutrophes 2-5. Ainsi, même des réductions substantielles des charges externes dans les lacs peuvent ne pas aboutir à l'amélioration de la qualité de l'eau due à l'effet primordial de libération de phosphore par les sédiments 5-8. En raison des conséquences écologiques et sociales de P chargement, y compris le coût et la difficulté de contrôle P, il est essentiel que P charges soientidentifié avec précision avant l'adoption d'une stratégie de gestion.

Au moins deux mécanismes différents sont responsables de rejets de phosphore dans les sédiments. 1) Pendant les périodes d'anoxie ou l'hypoxie, la réduction des conditions peut entraîner la désorption de phosphate de oxyhydroxydes de fer à l'interface eau-sédiments, ce qui provoque la diffusion de phosphate dissous à partir des sédiments dans la colonne d'eau 9-11. 2) La perturbation de la surface du sédiment, par la remise en suspension et la bioturbation par le vent, peut entraîner le rejet de P dans la colonne d'eau soit par désorption de P à partir de particules de sédiments remis en suspension ou la libération de P dissous dans l'eau interstitielle des sédiments dans la colonne d'eau , respectivement 11 à 13.

Trois approches principales sont disponibles pour quantifier la charge de phosphore dans les lacs interne 14,15. (1) Les mesures in situ de l'évolution de phosphore total hypolimnique (TP) au fil du temps peut être utilisé lorsque la surveillancedes données sont disponibles. Estimations de la charge interne basé sur des mesures in situ souffrent de la forte variabilité associée à la variabilité spatiale et temporelle inhérente des données environnementales et peuvent être affectés par la fréquence de la surveillance insuffisante 14. (2) Le bilan de masse peut être utilisée pour estimer le chargement interne, lorsque les budgets complets P peuvent être construits. Cependant, il est rare que des données suffisantes sont disponibles sur P entrées et les exportations de construire un budget complet P 16. (3) déterminé expérimentalement les taux sédiments P de libération peuvent être utilisés en combinaison avec des informations sur l'étendue et la durée de la libération de P (c'est à dire de la période anoxique), pour calculer la charge interne de P. Il s'agit d'une méthode directe de quantification interne P de la charge, même si elle a trop limites (voir ci-dessous).

Parce que les décisions de gestion doivent souvent être faits à temps comprimé échelles en raison des restrictions de financement ou les pressions sociales, la détermination expérimentale des internes Pcharge peut avoir une plus grande utilité pour la gestion du lac et de la restauration, car il nécessite moins de temps et de données que l'approches in situ et de bilan de masse. incubations en laboratoire de carottes de sédiments, combinées à la surveillance des charges externes, ont été utilisées pour déterminer les contributions relatives des charges internes et externes P, dans le but d'orienter les décisions de gestion des éléments nutritifs pour optimiser le contrôle de source 2,4,17. En deux lacs Michigan avec une vaste aménagement du littoral et des pourcentages élevés de surface imperméable (> 25%) dans les sous-bassins directement adjacentes au lac, la charge interne de P a été estimé à représenter jusqu'à 80% de la charge totale de phosphore, ce qui incite les recommandations de concentrer les efforts de gestion sur la réduction des sédiments P version 2,4. En revanche, les études expérimentales de sédiments d'un lac moins développé dans la même région ont montré que le chargement interne composé seulement 7% de la charge totale de phosphore, provoquant une recommandation à cibler les stratégies de gestion de P dans le watershed 17. expériences de carottes de sédiments ont également été utilisés dans un lac Michigan afin de déterminer l'efficacité potentielle de sulfate d'aluminium (alun) de traitement pour réduire sédiments P taux de rejet 2, l'alun plus efficace de dosage concentration et les effets des sédiments remise en suspension 13, et l'efficacité d'un traitement in situ de l'alun de 1 an à 5 ans 18 19 après le traitement. Détermination expérimentale de la charge interne de P est une approche efficace pour apporter des réponses à des questions de gestion des clés dans les lacs eutrophes.

Protocol

Une. Échantillonnage sur le terrain Procéder à un échantillonnage une fois au cours de chaque saison sans glace (le cas échéant) pour les 1-2 ans, si possible (c'est à dire 3 fois / an dans un climat tempérée nord). Si le temps et / ou de fonds interdisent échantillonnage saisonnier, effectuer un échantillonnage une fois par an au cours de la mi-à fin de l'été. Sélectionnez les sites de collecte de sédiments pour couvrir les différentes régions géographiques dans le lac. Choisir des emplacements proches de la qualité de l'eau historique et / ou sites d'échantillonnage de sédiments, lorsqu'elle est disponible, est souvent souhaitable de tirer parti des données historiques. Sinon, essayez de choisir des sites qui représentent différents types de sédiments dans le lac. Procéder à un échantillonnage de la qualité de l'eau avant de sédimenter collection de base. Au minimum, mesurer la profondeur de l'eau et des profils verticaux de température de l'eau et de l'oxygène dissous. Mesures à proximité du fond doivent être prises au plus près des sédiments de surface que possible, sans perturber les sédiments. Recueillir toute autre watdonnées sur la qualité de er et échantillons que l'on souhaite atteindre les objectifs spécifiques de l'étude. Les exemples incluent des profils verticaux de pH, la conductivité et la turbidité; profondeur de Secchi; photosynthèse rayonnement actif (PAR); profils de chlorophylle a, les espèces et d'azote; de phosphore réactif soluble (SRP); phosphore total (PT). A chaque point d'échantillonnage, remplir une bonbonne de 10 litres d'eau recueilli 1 m au-dessus de la surface du sédiment à l'aide d'un Van Dorn ou Niskin bouteille. Il sera utilisé dans l'ensemble initial de carottes de sédiments dans le laboratoire et pour le remplissage des noyaux après l'échantillonnage pendant l'incubation. Placez la bonbonne dans une glacière avec de la glace. Recueillir 6 carottes de sédiments par site en utilisant un piston de 2,20 carottier. Reportez-vous à Fisher et al. 20 pour des instructions spécifiques concernant la construction de l'appareil de carottage. En bref, le dispositif de carottage est constitué d'un tube gradué de 0,6 m de long en polycarbonate de base (7 cm id), un polychlorure de vinyle (PVC) Assemblage de fixation pour l'accouplement à barres d'entraînement en aluminium, un piston construit de deux bouchons en caoutchouc et un anneau de levage, un câble de piston revêtu de matière plastique avec une pince pivotante, et des tiges d'entraînement en aluminium. Assembler le dispositif de carottage selon les étapes suivantes: Enfiler la pince pivotante extrémité du câble de piston par le haut de l'ensemble de fixation en PVC. Orienter un tube central avec les trous de boulons tournés vers le haut et d'étendre le câble à travers la longueur du tube d'âme. Écrêter le câble de piston à l'anneau de levage du bouchon-piston. Fixez le tube de base à l'ensemble de fixation en PVC à l'aide d'une broche de verrouillage de l'attelage de fil. Tirer sur le câble de piston pour faire avancer le piston 20 cm à partir du bas du tube de noyau pour maintenir une couche d'eau au-dessus de la surface du sédiment au cours de la collecte de noyau. Attacher une tige d'entraînement en aluminium à l'autre extrémité de l'ensemble de fixation de PVC en utilisant une broche de verrouillage de l'attelage du fil. Dispositif pour extraire un trognon verticalement plus bas dans l'eau, ajouter des sections supplémentaires d'entraînement en aluminiumtige comme nécessaire. Placez le carottier verticalement à l'interface eau-sédiments et pousser vers le bas, avec le câble de piston restant immobile. Pour ce faire, tirer le câble de piston tendu une fois que le carottier est en place à l'interface eau-sédiments, joindre étau de câble, pas sur le câble à l'intérieur de la pince-étau, puis pousser vers le bas. Amener noyau à la surface et assurer l'étanchéité avec un bouchon de caoutchouc avant de tomber de la surface de l'eau. Fixez bouchon fond avec du ruban adhésif. Visser le piston à l'extrémité supérieure du tube d'âme de le maintenir immobile pendant le transport. Placer le tube de base dans un rack vertical et maintenir à température ambiante près du fond température du lac, avec de la glace si nécessaire. 2. Laboratoire d'incubation Au retour sur le terrain, ajuster noyaux pour contenir la profondeur désirée de sédiments et de la colonne d'eau sus-jacente. L'excès de sédiments peut être laissé soigneusement le fond du tube de base par removing le bouchon de fond; ajouter de l'eau à partir de la bonbonne recueillies sur le site correspondant, si nécessaire. Des profondeurs de sédiments et la colonne d'eau couramment utilisés sont 20 cm de sédiments avec un 25 cm recouvrant colonne d'eau 2,4,13,17-19, mais ces montants peuvent être modifiées à volonté. Placer les tubes principaux de sédiments dans une chambre de croissance de l'environnement sombre, la température étant maintenue en fonction des températures d'eau inférieures ambiantes mesurées sur le terrain. Exposer les noyaux de redox traitements. Pour le traitement oxydant, bulle de la colonne d'eau de 3 noyaux / sites avec l'air. La colonne des trois noyaux restants par site de N 2 avec de l'eau (~ 350 ppm de CO 2 pour tamponner le pH) pour le traitement anoxique bulle. Assurer un taux de bulle lente et uniforme qui est sans interruption à la surface des sédiments. Au jour 1 de base incubation, filtrer chaque bonbonne de 10 litres contenant de l'eau près du fond recueillies auprès de chaque site dans le domaine. En utilisant une pompe et filtre cartouche péristaltiqueun logement, le filtre de l'eau d'abord à travers un filtre de 1 pm, suivi par un filtre de 0,2 um. Magasin de l'eau filtrée à 4 ° C pendant la durée de l'incubation de base. Noyaux exemples pour P vitesse de libération au cours de la durée de la période d'incubation de 2,3. Parce que c'est une expérience redox-sensible, prendre des précautions pour maintenir des conditions de traitement redox chaque fois que possible. Avec une seringue, prélever un échantillon d'eau de 40 ml à travers l'orifice d'échantillonnage de chaque carotte de sédiments sur jour 0 (c'est à dire au moment où les noyaux sont placés dans la chambre de croissance), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , et 28 de noyau incubation. (Remarque:. Si des changements sur de très courts délais sont souhaitées, le régime d'échantillonnage peut être modifié pour goûter à h 1, 2, 4, 8, etc Toutefois, le système est encore souvent s'équilibre par les 12 premières heures, si la libération de P dynamique peuvent être très variables au début de incubations.) Immédiatement après le retrait, passer à 20 ml0; sous-échantillon dans un flacon de scintillation et réfrigérer pour l'analyse de la TP. Filtrer l'autre 20 ml sous-échantillon à travers un filtre de 0,45 um de membrane et dans un flacon à scintillation et de geler pour l'analyse des SRP. Remplacez le sous-échantillon de 40 ml avec un volume égal d'eau filtrée (voir l'étape 2.4) sur le site correspondant. 3. P Taux de sortie Calcul Calcul de flux (taux de libération) sur la base de la variation dans l'eau de la colonne TP SRP ou à l'aide de l'équation 2 ci-dessous: P rr = (C t – C 0) × V / A où P rr est le P libération nette (valeurs positives) ou la rétention (valeurs négatives) taux par unité de surface des sédiments (mg P / m 2 / j), C t est le TP ou concentration SRP dans la colonne d'eau à l'instant t , C 0 est la concentration TP ou SRP au temps 0, V est le volume d'eau dans la colonne d'eau du noyau tube, et A est l'aire de la surface plane des carottes sédimentaires. Calculer le taux de libération de P en utilisant la partie linéaire de la concentration en fonction de la courbe de temps pour donner la vitesse de libération apparente maximale 4,13,18,19. Pour éviter les biais potentiel à court terme, choisissez les dates d'échantillonnage non consécutifs pour C et C t 0 18,19. 4. Calcul interne P de la charge Calculer flux annuel de P. Pour chaque saison au cours de laquelle l'échantillonnage a eu lieu, multiplier flux anoxique et oxique individuellement par le nombre de jours de cette saison. La somme des valeurs de saison pour donner flux anoxique et oxique annuel (mg / m 2 / an). Si plusieurs sites dans le même lac ont été échantillonnés, ce calcul peut être effectué séparément pour chaque site ou en utilisant les valeurs moyennes de flux pour tous les sites (voir section 4.2.2). P libération de sédiments est généralement très faible pendant l'hiver en raison des températures basses eaux. Si l'échantillonnage n'a pas été effectué pendant l'hiver,supposons que le flux du P était de 0 pour cette saison 14,15. Parce que la majorité de la libération de P interne se produit pendant l'été, P flux interne annuel peut être estimé grossièrement à partir des mesures d'été seuls en l'absence de données saisonnières 2,15,17. Pour cette approche, le calcul de la P flux conformément à la section 4.1.1 et assumer 0 flux pour toutes les saisons sauf l'été. Reconnaître que ce sera une estimation prudente de presse annuelle de P. Si disponibles, les données d'oxygène dissous peuvent être utilisés pour affiner le calcul de flux P 2,4 annuelle. Ces données peuvent révéler un lac connaît une hypoxie ou anoxie pour un certain pourcentage de l'année, ou au cours de certaines saisons. Dans ces cas, utilisez flux anoxique et oxydant selon la proportion ou la saison appropriée et la somme des valeurs pour calculer P flux interne annuel. Par exemple, si l'hypoxie ou anoxie a été mesurée que pendant l'été, calculer la section 4.1.1 en utilisant le flux anoxique pour l'été et oxique flux pourles autres saisons. Additionner les valeurs pour obtenir P flux interne annuel. De même, si les données de routine de surveillance de l'oxygène dissous indiquent que le lac subit une hypoxie ou anoxie 35% de l'année, multiplier flux anoxique annuelle de la section 4.1.1 de 0,35 et flux oxydant annuelle de la section 4.1.1 de 0,65 et la somme des valeurs pour calculer P flux interne annuel. Lacs polymictiques posent un défi particulier pour le calcul P de charge interne, en raison de leur mélange fréquent et la variabilité spatiale et temporelle de l'état redox 14. Nürnberg et al. 16 a développé un modèle pour calculer le nombre de jours anoxiques un lac polymictique peut rencontrer au cours d'une saison ou une année. La zone active à sédiment et l'heure (AA), qui représente la durée (jours / saison) qu'une zone proche de la surface du lac publie activement P, peuvent être calculés comme suit: AA = -36,2 + 50,2 log (P saison) + 0,762 z / A 00,5 où P est la concentration de PT de la colonne moyenne de l'eau au cours d'une campagne donnée, z est la profondeur moyenne, et A est la zone de surface du lac. Pour calculer P flux interne annuel, multiplier AA par flux anoxique et le nombre de jours oxyques par flux oxydant pour chaque saison, puis la somme de toutes les valeurs. Intensifier le flux du P interne à l'ensemble de la région du lac. Multiplier le flux annuel de P à partir de l'étape 4.1 par l'ensemble de la surface du lac pour calculer la charge annuelle de P interne. Sauf flux annuel de P a été calculé conformément aux sections 4.1.4 ou 4.1.5, utilisez le flux annuel anoxique à calculer la charge annuelle de P interne. Sinon, utilisez le flux calculé dans les sections 4.1.4 ou 4.1.5. Si plusieurs sites dans le même lac ont été échantillonnés, le lac peut être divisé en zones géographiques associées à chaque site. Multiplier le flux du P anoxique annuel (ou flux annuel de sections 4.1.4 ou 4.1.5) pour chaque site par la surface de la zone, puis additionner les valeurs pour obtenir annuel charge P interne pour l'ensemble de 4,17 lac. Sinon, la moyenne flux de P annuelle de tous les sites peut être utilisé dans la section 4.2.1. Les données détaillées de l'oxygène dissous peuvent indiquer que des zones spécifiques du hypoxique expérience de lac ou des conditions anoxiques (par exemple les zones profondes), tandis que d'autres restent toute l'année oxydant. Si disponible, utiliser cette information pour affiner le calcul de la superficie de × flux (Steinman et al., En préparation). Multipliez la surface anoxique par le flux annuel anoxique et multiplier la surface oxygéné par le flux annuel oxygéné, et la somme des deux valeurs pour calculer la charge annuelle de P interne.

Representative Results

P communiqué interne a été mesurée à partir des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, de déterminer la contribution relative des charges par rapport interne P externes 4. Quatre sites ont été échantillonnés sur trois saisons pour estimer la charge annuelle de P interne, pour expliquer la variation spatiale dans le flux du P. Les carottes de sédiments ont été incubées pendant 20 à 28 jours dans des conditions anoxiques et oxiques, et la colonne d'eau sus-jacente a été échantillonné pour SRP et concentrations de PT à intervalles réguliers au cours de la période d'incubation. Le traitement anoxique déclenché SRP et TP libération des sédiments, mais nous présentons seulement les résultats TP de flux à des fins d'illustration. Concentrations de PT étaient les plus élevés pendant l'été dans les traitements anoxiques, et la variabilité spatiale dans le TP libération était évident pendant toutes les saisons (figure 1). Signifier flux de TP interne était inférieure à 1,4 mg de P / m 2 / jour dans tous les noyaux oxique; valeurs de flux négatifs à trois des quatre sites au cours de chute ont indiqué que les sédiments oxiques ont agi comme un évier plutôt qu'une source de P au cours de cette saison 4 (Tableau 1). TP taux de libération étaient considérablement plus élevés dans les noyaux anoxiques, avec un flux aussi élevé que 15,56 mg P / m 2 / jour en été et aussi bas que 0,80 mg P / m 2 / jour au printemps 4 (Tableau 1). Ces valeurs de flux ont été utilisés pour calculer saisonnière P flux interne en fonction des conditions d'oxygène dissous mesurées au moment de la collecte de base sédiments 4. Saisonnier charge interne de P a été calculé en multipliant les flux sur chaque site pour la superficie de la zone géographique correspondant 4; valeurs saisonnières ont été additionnées pour estimer la charge annuelle de P interne, en supposant 0 flux pendant l'hiver. Charge annuelle interne de P a été estimée à 3,4 tonnes, avec la majorité de la charge se produisant pendant l'été (tableau 2). En comparant ces résultats avec les estimations de charge externe P simultanées, il a été estimé que les sédiments dans le lac Mona contributionte entre 9-82% de la charge annuelle totale de P 4 (Tableau 2). Une série d'expériences a été menée à Spring Lake, Michigan, afin de déterminer 1) l'efficacité potentielle de sulfate d'aluminium (alun) traitement dans la réduction interne P chargement 2 et 2) l'efficacité d'un traitement à l'alun in situ dans 18,19. Des expériences en laboratoire simulant une application d'alun lac échelle ont démontré une baisse spectaculaire de la libération de P interne avec le traitement 2 (figure 2). Comme dans l'exemple ci-dessus, nous présentons seulement TP libération de ces expériences comme des résultats représentatifs. Dans noyaux anoxiques sans traitement à l'alun (simulant les conditions naturelles d'été dans les sédiments Spring Lake), les concentrations moyennes de PT dans la colonne d'eau sus-jacente a atteint plus de 1,2 mg / L (figure 2). En revanche, les noyaux anoxiques dosés avec de l'alun n'ont pratiquement pas la libération de P et les concentrations n'étaient pas différentes de l'une desles traitements de oxiques 2 (figure 2). Un noyau incubation de sédiments réalisée 1 an après l'application du lac à l'échelle de l'alun dans Spring Lake a révélé que le traitement a été très efficace à réduire les sédiments P de presse, avec des taux de libération similaires entre les traitements anoxiques et oxiques 18 (figure 3A). Lorsque l'expérience a été répétée 5 ans après le traitement de l'alun, TP libération est resté sensiblement inférieur prétraitement mais était supérieure à celle mesurée 1 an après le traitement, ce qui suggère une légère diminution de l'efficacité de l'alun 19 (figure 3B). Figure 1. Phosphore total (TP) des concentrations (mg / L) mesurée lors des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, pendant. ressort (A), été (B), et à l'automne (C) 4 TP a été mesurée dans les carottes de sédiments d'eau recouvrant de 4 sites lacustres sur un 20 – à 28 jours d'incubation. La lettre de la légende se réfère à potentiel redox (A = traitement anoxique; O = traitement oxydant), le nombre se réfère à reproduire nombre (1-3). Notez les différentes échelles sur les axes y entre saisons. Cliquez ici pour agrandir l'image. Saison Site Flux anoxique, P mg / m 2 / jour Flux oxydant, P mg / m 2 / jour Printemps 1 2,77 ± 1,53 0,25 ± 0,01 2 2,82 ± 0,83 0,26 ± 0,23 3 0,80 & #177; 0.07 0,17 ± 0,07 4 1,15 ± 0,71 0,12 ± 0,04 Été 1 7,06 ± 2,57 0,46 ± 0,24 2 9,27 ± 5,99 1,36 ± 0,73 3 15.56 ± 1.00 0,90 ± 0,29 4 13,63 ± 1,82 0,59 ± 0,41 Tomber 1 4,48 ± 1,56 -0,66 ± 0,22 2 2,87 ± 0,97 -1,14 ± 0,93 3 3.10 ± 4.08 0,51 ± 0,13 4 6,46 ± 4,66 -0,79 ± 0,23 Tableau 1. Moyenne (± écart-type) maximale flux apparent de TP (mg P / m 2 / jour) dans les carottes de sédiments prélevés Mona Lake, Michigan, et incubés dans des conditions anoxiques et oxiques 4. Flux a été calculé à partir de l'évolution des concentrations TP au fil du temps, de la figure 1. Saison Interne P Charge, t Externe P Charge, t Charge interne Contribution,% Printemps 0,055 0,557 9,0% Été 2.272 0,862 72,5% Tomber 1.127 0,242 82,3% Hiver 0.000 Annuel 3.454 contenu »> Tableau 2. des estimations annuelles et saisonnières internes P charge (tonnes métriques, t) pour Mona Lake, Michigan, calculé sur la base de flux maximum de TP apparent 4 (voir tableau 1). estimations de la charge interne de P saisonniers sont comparés à P externe charge estime pour déterminer la contribution de la charge interne de la charge totale de phosphore. Figure 2. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan, et expérimentalement traitée avec du sulfate d'aluminium (alun) dans des conditions oxiques et anoxiques 2. TP a été mesurée dans le recouvrement de la colonne d'eau carottes sédimentaires sur une période d'incubation de 20 jours. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al. 2 Reproduit avecAutorisation, ASA, CSSA, SSSA. Cliquez ici pour agrandir l'image. Figure 3. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan 1 an après la 18 (A) et 5 ans après 19 (B) une application d'alun lac entier. Carottes de sédiments ont été soumis à des traitements anoxiques et oxiques et la colonne d'eau sus-jacente a été prélevée pour la concentration de PT-dessus d'un 22 jours (A) à 25 jours (B) l'incubation. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al 18;. Panneau A et Steinman et al 19;. Panneau B </strong>. Reproduit avec permission, ASA, CSSA, SSSA. Cliquez ici pour agrandir l'image.

Discussion

La charge en nutriments dans les lacs peut entraîner dans les deux atteintes à l'environnement et économiques 21-23, par conséquent, il est crucial que la société comprend la nature des sources d'éléments nutritifs et la façon de les gérer. Tentatives coûteuses pour réduire la charge en nutriments ne peuvent pas améliorer la qualité de l'eau si la source contribuant approprié (c.-à-sédiments lacustres ou les entrées des bassins versants) ne vise pas des mesures de gestion, ce qui conduit à des reculs dans la restauration des lacs et de la frustration de la part des parties prenantes. En particulier dans les lacs eutrophes peu profonds, la quantification de la charge interne de phosphore est une étape critique dans l'identification d'une stratégie de gestion pour améliorer les conditions de qualité de l'eau. Même lorsque les sédiments sont impliqués en tant que source importante de nutriments, la réduction de la charge externe P doivent être inclus dans toute stratégie de gestion du lac pour soulager l'eutrophisation, depuis les entrées externes de P s'accumulent finalement dans les sédiments et le carburant futur chargement interne 24,25 </ Sup>.

Bien que d'autres méthodes existent pour estimer la charge interne de P, détermination expérimentale de P taux de libération est une méthode directe qui peut être ajusté pour répondre à une variété de questions de gestion et de recherche. incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan, ont été utilisés pour déterminer l'efficacité potentielle d'un traitement à l'alun 2 et la concentration 13 d'application plus efficace. En conséquence des résultats de ces études en laboratoire, les parties prenantes ont élaboré la confiance que le traitement à l'alun peut contrôler la libération de P dans les sédiments Spring Lake. Par conséquent, ils ont approuvé une évaluation de 10 ans pour financer un traitement à l'alun; ultérieures incubations de carottes de sédiments ont révélé que le traitement a été efficace pour réduire les sédiments P flux 1 année 18 et 5 années 19 après le traitement. Sédiments incubations de base ont également été utilisées pour évaluer les effets des sédiments remise en suspension 13 </sup> et bioturbation (G. Nogaro et A. Harris, données non publiées) sur la libération de P.

Plusieurs analyses de sédiments supplémentaires peuvent être effectuées en collaboration avec des incubations de base pour fournir des informations utiles dans l'interprétation des sédiments P libération résultats. Les top 5 ou 10 cm de sédiments peuvent être extrudées à partir des carottes de sédiments pour l'analyse TP, l'eau interstitielle SRP, séquentiel P fractionnement, et les métaux 4,18,19. Un exemple de séquence P fractionnement 26 qui peut être utile dans des études de chargement internes consiste à déterminer la quantité de P lié à 1) en aluminium (Al-P) ou de fer (Fe-P), qui représente un redox insensible (Al-P) et un redox sensible (Fe-P) association minérale qui peut devenir soluble dans des conditions anoxiques, et 2) le calcium (Ca-P) ou de magnésium (Mg-P), qui sont tous deux des associations de minéraux stables. En outre, les sédiments Fe: ratios de P peuvent être calculés pour donner un aperçu sur la capacité potentielle de P-liaison de sédiments. sédiments riches en fer qui restentIl a été démontré oxydé pour libérer très peu lorsque P Fe: P ratios sont supérieurs à 15 (en poids) 27. Ces analyses de sédiments supplémentaires peuvent être effectuées sur des carottes suivante interne incubation de charge 4,18,19, ou sur des noyaux répétés prélevés au moment de la collecte de base de la charge interne mais ne sont pas utilisés pour les mesures de vitesse de libération.

Malgré les avantages de la détermination expérimentale des sédiments P flux, l'approche n'est pas sans limites. Un certain nombre d'hypothèses doit souvent être fait qui peut ajouter l'incertitude sur les résultats:

  • Une hypothèse est que les taux des carottes de sédiments de libération sont représentatives des conditions dans le lac de l'étude. Pour minimiser l'impact de cette hypothèse, des stratégies d'échantillonnage doivent être conçus pour représenter autant de la variabilité spatiale et temporelle que possible dans les sédiments P libération. Sites d'échantillonnage devrait couvrir autant que possible la répartition géographique dans un lac pour capturer la variation spatiale dans les sédiments characteristics 2. Si disponibles, les cartes bathymétriques peuvent être utilisés pour sélectionner des sites qui sont représentatifs de la gamme de profondeurs inférieures dans le lac. Autres considérations pour capturer la variation spatiale comprennent la localisation des principaux intrants tributaires et la présence de bassins lacustres distinctes. Lorsque cela est possible, des incubations de laboratoire doivent être effectués au cours de chaque saison sans glace et sur plusieurs années pour capturer la variation temporelle des taux de rejet.
  • Une seconde hypothèse est que les conditions d'incubation sont représentatifs des conditions naturelles. Une condition anoxique constante crée une situation optimale pour la libération de P, qui peut ne pas se produire naturellement dans le lac de l'étude. Ainsi, les traitements anoxiques peuvent surestiment sédiments P de presse et, par conséquent, il peut être préférable de penser à des vitesses de libération mesurées dans les traitements anoxiques que les taux maximal potentiel.
  • Pour calculer la charge annuelle de P interne, hypothèses concernant le moment, la durée et l'étendue spatiale de l'anoxie hypolimnique doivent être faites.Par exemple, dans les lacs fortement stratifiées avec la profondeur de l'eau relativement constante et confirmés anoxie hypolimnique, certaines études ont supposé que l'ensemble de la superficie du lac est anoxique pendant les périodes stratifiés aux fins de l'estimation annuelle de la charge interne de P 2,4. Cependant, cela peut entraîner une surestimation de la charge due aux sédiments oxiques dans les zones littorales peu profondes 4. Ainsi, une stratégie globale de surveillance dissous d'oxygène qui capture circadienne, saisonnière, et la variabilité spatiale en état d'oxydo-réduction est fortement recommandé pour l'estimation annuelle exacte de la charge interne.
  • Enfin, des incubations de laboratoire peuvent introduire des artefacts expérimentaux en raison de l'incapacité à simuler complètement les conditions naturelles. Par exemple, parce que les sédiments sont enfermés dans des tubes de base, l'échange de l'eau par les sédiments perméables est exclue, mais il est possible de concevoir des tubes centraux accréditives qui atténuent cette question 28. Autres objets comprennent l'incapacité à imiter majeurmélange des événements ou des mesures vents et des vagues, qui pourraient perturber l'intégrité des sédiments dans les systèmes naturels.

Étant donné que le noyau démarche d'incubation de sédiments peut être utilisé pour produire des estimations raisonnables de la charge interne de P en aussi peu que un an (bien que plusieurs années de données fournissent des informations plus robuste), il est un outil précieux pour éclairer les décisions de gestion du lac. Lorsqu'il est utilisé pour élaborer des plans de gestion des lacs ou de restauration, il peut aider à assurer l'utilisation rationnelle des ressources financières. Dans les lacs où la gestion de la charge interne de P a déjà eu lieu, les sédiments incubations de base peuvent vérifier l'efficacité du traitement et être utilisé pour modifier la trajectoire de la gestion, le cas échéant.

Divulgations

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

Les auteurs tiennent à remercier l'assistance sur le terrain et en laboratoire fourni par James Smit et Kurt Thompson. Le financement des études originales pour lesquelles ce protocole a été élaboré a été fourni par le Conseil Lac-Spring Lake 2,13,18,19, le Michigan Department of Environmental Quality 4 et Jim Duncan, Dave Farhat, et le bureau du président à Grand Valley State Université 17.

Materials

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

References

  1. Schindler, D. W. The dilemma of controlling cultural eutrophication of lakes. Proc. Royal Soc. B. 279, 4322-4333 (2012).
  2. Steinman, A. D., Rediske, R., Reddy, K. R. The reduction of internal phosphorus loading using alum in Spring Lake. Michigan. J. Env. Qual. 33, 2040-2048 (2004).
  3. Moore, P. A., Reddy, K. R., Fisher, M. M. Phosphorus flux between sediment and overlying water in Lake Okeechobee, Florida: spatial and temporal variations. J. Env. Qual. 27, 1428-1439 (1998).
  4. Steinman, A. D., Chu, X., Ogdahl, M. Spatial and temporal variability of internal and external phosphorus loads in an urbanizing watershed. Aquatic Ecol. 43, 1-18 (2009).
  5. Søndergaard, M., Bjerring, R., Jeppesen, E. Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes. Hydrobiologia. 710, 95-110 (2013).
  6. Björk, S. Lake restoration techniques. In: Lake pollution and recovery. International Congress of European Water Pollution Control Association. , 293-301 (1985).
  7. Graneli, W. Internal phosphorus loading in Lake Ringsjon. Hydrobiologia. 404, 19-26 (1999).
  8. Steinman, A. D., Reddy, K. R., O’Connor, G. A., Schelske, C. L., et al. . Phosphorus in Lake Okeechobee: sources, sinks, and strategies. In: Phosphorus Biogeochemistry of Subtropical Ecosystems: Florida as a case example. , 527-544 (1999).
  9. Mortimer, C. H. The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes. J. Ecol. 29, 280-329 (1941).
  10. Marsden, M. W. Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release. Freshwater Biol. 21, 139-162 (1989).
  11. Søndergaard, M., Jensen, J. P., Jeppesen, E. Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia. 506-509, 135-145 (2003).
  12. Selig, U. Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake. Hydrobiologia. 492, 107-118 (2003).
  13. Steinman, A. D., Nemeth, L., Nemeth, E., Rediske, R. Factors influencing internal P loading in a western Michigan, drowned river-mouth lake. J. N. Am. Benthol. Soc. 25, 304-312 (2006).
  14. Nürnberg, G. K. Assessing internal phosphorus load—problems to be solved. Lake Reservoir Manag. 25, 419-432 (2009).
  15. Nürnberg, G. K., LaZerte, B. D., Loh, P. S., Molot, L. A. Quantification of internal phosphorus load in a large, partially polymictic and mesotrophic Lake Simcoe, Ontario. J. Great Lakes Res. 39, 271-279 (2013).
  16. Nürnberg, G. K., Tarvainen, M., Ventellä, A. -. M., Sarvala, J. Internal phosphorus load estimation during biomanipulation in a large polymictic and mesotrophic lake. Inland Waters. 2, 147-132 (2012).
  17. Steinman, A. D., Ogdahl, M., Luttenton, M., Miranda, F. R., Bernard, L. M. . An analysis of internal phosphorus loading in White Lake Michigan. In: Lake Pollution Research Progress. , 311-325 (2008).
  18. Steinman, A. D., Ogdahl, M. Ecological effects after an alum treatment in Spring Lake Michigan. J. Env. Qual. 37, 22-29 (2008).
  19. Steinman, A. D., Ogdahl, M. E. Macroinvertebrate response and internal phosphorus loading in a Michigan Lake after alum treatment. J. Env. Qual. 41, 1540-1548 (2012).
  20. Fisher, M. M., Brenner, M., Reddy, K. R. A simple, inexpensive piston corer for collecting undisturbed sediment/water interface profiles. J. Paleolimnol. 7, 157-161 (1992).
  21. Carpenter, S. R., Bolgrien, D., Lathrop, R. C., Stow, C. A., Reed, T., Wilson, M. A. Ecological and economic analysis of lake eutrophication by nonpoint pollution. Aus. J. Ecol. 23, 68-79 (1998).
  22. Smith, V. H., Pace, M. L., Groffman, P. M. . Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In: Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science. , 7-49 (1998).
  23. Pretty, J. N., Mason, C. F., Nedwell, D. B., Hine, R. E., Leaf, S., Dils, R. Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales. Env. Sci. Technol. 37, 201-208 (2003).
  24. Carpenter, S. R. Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 102, 10002-10005 (2005).
  25. Hansson, L. -. A., et al. Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes. Ecosystems. 1, 558-574 (1998).
  26. Moore, P. A., Reddy, K. R. Role of Eh and pH on phosphorus geochemistry in sediments of Lake Okeechobee, Florida. J. Env. Qual. 23, 955-964 (1994).
  27. Jensen, H. S., Kristensen, P., Jeppesen, E., Skytthe, A. Iron:phosphorus ratio in surface sediment as an indicator of phosphate release from aerobic sediments in shallow lakes. Hydrobiologia. 235-236, 731-743 (1992).
  28. Roychoudhury, A. N., Viollier, E., Van Cappellen, P. A plug flow-through reactor for studying biogeochemical reactions in undisturbed aquatic sediments. App. Geochem. 13, 269-280 (1998).

Tags

Phosphorus FluxInternal Phosphorus LoadingEutrophicationSediment CoresLaboratory IncubationsAlum TreatmentSediment ResuspensionBioturbationDissolved OxygenRedox StatusLake ManagementLake Restoration

Play Video
PDF
DOI
DOWNLOAD MATERIALS LIST
Citer Cet Article
Ogdahl, M. E., Steinman, A. D., Weinert, M. E. Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading. J. Vis. Exp. (85), e51617, doi:10.3791/51617 (2014).
Télécharger la Citation
Réimpressions et Autorisations

View Video

✖

To prove you're not a robot, please enter the text in the image below

CAPTCHA Image
Play CAPTCHA Audio
Refresh Image