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Determinados pelo Laboratório Fósforo Flux do Lago Sedimentos como medida de Fósforo Interno Carregando

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

Summary

Lago eutrofização é um problema de qualidade da água em todo o mundo, tornando a necessidade de identificar e controlar fontes de nutrientes essenciais. Determinação laboratorial de taxas de liberação de fósforo de sedimentos é uma abordagem valiosa para determinar o papel da carga de fósforo interno e orientar as decisões de gestão.

Abstract

A eutrofização é um problema de qualidade da água em lagos em todo o mundo, e há uma necessidade crítica para identificar e controlar as fontes de nutrientes. Fósforo interno (P) carregamento de sedimentos do lago podem ser responsáveis ​​por uma parte substancial da carga total em P eutróficos, e alguns mesotróficos, lagos. Determinação laboratorial de taxas de liberação de P de sedimentos é uma abordagem para determinar o papel da carga P interno e orientar as decisões de gestão. Existem duas principais alternativas para a determinação experimental da liberação de sedimentos P para estimar a carga interna: medições in situ das mudanças na P hypolimnetic ao longo do tempo e balanço de massa P. A abordagem experimental usando incubações de sedimentos em laboratório para quantificar a carga P interno é um método direto, tornando-se uma ferramenta valiosa para a gestão de lago e restauração.

Incubações laboratoriais de sedimentos pode ajudar a determinar a importância relativa dos vs interno cargas P externos,bem como ser utilizado para responder a uma variedade de questões de gestão de lago e de pesquisa. Nós ilustramos o uso de incubações do núcleo de sedimentos para avaliar a eficácia de um sulfato de alumínio (alum) tratamento para reduzir a liberação de sedimentos P. Outras questões de pesquisa que podem ser investigados usando essa abordagem incluem os efeitos de ressuspensão de sedimentos e bioturbação na liberação de P.

A abordagem também tem limitações. Suposições devem ser feitas com respeito a: extrapolação dos resultados de sedimentos para todo o lago, decidir sobre o que períodos de tempo para medir liberação de nutrientes, e abordar possíveis artefatos tubo núcleo. A estratégia de monitoramento de oxigênio dissolvido abrangente para avaliar o estado redox temporal e espacial no lago proporciona maior confiança em cargas P anuais estimados a partir de incubações do núcleo de sedimentos.

Introduction

Como um número crescente de lagos em todo o mundo sofrem de eutrofização cultural, a determinação das causas da degradação da qualidade da água está se tornando cada vez mais importante para a gestão do lago e restauração. Fósforo (P) de carga para os lagos são geralmente implicados na eutrofização, como é mais frequentemente o nutriente limitante do crescimento de algas 1. Historicamente, a quantificação da carga P para lagos com foco em fontes externas, ou P originários da bacia hidrográfica por meio de fontes pontuais e difusas. No entanto, a carga interna de sedimentos do lago podem ser responsáveis ​​por uma grande parte, se não a maioria, da carga total P em lagos eutróficos 2-5. Assim, mesmo uma redução substancial na carga externa para lagos pode deixar de resultar na melhoria da qualidade da água devido ao efeito de substituição de liberação de P de sedimentos 5-8. Por causa das implicações ecológicas e sociais da P carregamento, incluindo o custo ea dificuldade de controle P, é fundamental que as cargas P seridentificado com precisão antes da promulgação de uma estratégia de gestão.

Pelo menos dois mecanismos diferentes são responsáveis ​​pela liberação de fósforo de sedimentos. 1) Durante os períodos de anoxia ou hipoxia, condições de redução pode resultar na dessorção de fosfato de ferro oxihidróxidos na interface sedimento-água, provocando a difusão do fosfato dissolvido a partir dos sedimentos na coluna de água de 9-11. 2) Perturbação da superfície do sedimento, através de ressuspensão e bioturbação induzida pelo vento, pode resultar na liberação de P na coluna de água por qualquer dessorção de P a partir de partículas de sedimentos ressuspensos ou liberação de P dissolvido da água dos poros do sedimento para a coluna de água , respectivamente 11-13.

Três abordagens principais estão disponíveis para quantificar a carga P interno para lagos 14,15. (1) Em medições in situ de mudanças em fósforo total hypolimnetic (TP) ao longo do tempo pode ser utilizada quando a monitorizaçãoexistem dados disponíveis. Estimativas de carga internos baseados em medições in situ sofrem de alta variabilidade associada com a variabilidade espacial e temporal inerente dos dados ambientais e pode ser afetada pela freqüência de monitorização inadequada 14. (2) O balanço de massa pode ser utilizado para estimar a carga interna, em que os orçamentos P completas podem ser construídos. No entanto, é raro que existam dados suficientes sobre os insumos de P e as exportações para a construção de um orçamento completo P 16. (3) As taxas de libertação de sedimentos P determinado experimentalmente pode ser utilizada, em combinação com a informação sobre extensão da área e da duração da libertação de P (isto é, período anóxica), para calcular a carga P interna. Este é um método directo de quantificação da carga P interno, embora também tem limitações (ver abaixo).

Porque muitas vezes as decisões de gestão deve ser feita em tempo comprimido escalas devido a restrições de financiamento ou pressões sociais, a determinação experimental de P internocarga pode ter uma maior utilidade para a gestão de lago e de restauração, uma vez que requer menos tempo e dados do que o in situ e abordagens de balanço de massa. Incubações laboratoriais de sedimentos, combinados com o monitoramento de cargas externas, têm sido usados ​​para determinar as contribuições relativas de cargas P internos e externos, com o objetivo de orientar as decisões de gestão para otimizar o controle da fonte de nutrientes 2,4,17. Em dois lagos Michigan com amplo desenvolvimento litoral e altas porcentagens de superfície impermeável (> 25%) nas sub-bacias diretamente adjacentes ao lago, a carga P interna foi estimada em até 80% da carga total de P, levando recomendações concentrar os esforços de gestão na redução de sedimentos 2,4 liberação P. Por outro lado, estudos experimentais de sedimentos de um lago menos desenvolvidos na mesma região mostrou que a carga interna composta apenas 7% da carga total de P, levando a uma recomendação para focar estratégias de gestão de P no watershed 17. Experiências principais de sedimentos também têm sido utilizados em um lago Michigan para determinar a eficácia potencial de sulfato de alumínio (alúmen) de tratamento para reduzir a taxa de libertação de sedimentos P 2, o alúmen mais eficiente concentração de dosagem e os efeitos da ressuspensão do sedimento 13, e a eficácia de um no tratamento alum situ um ano 18 e 5 anos, 19 após o tratamento. Determinação experimental da carga P interno é uma abordagem eficaz para fornecer respostas a questões-chave da administração em Lagos eutróficos.

Protocol

1. Amostragem de campo Realizar amostragem uma vez durante cada estação livre de gelo (quando aplicável) por 1-2 anos, se possível (ou seja, 3 vezes / ano em um clima temperado norte). Se o tempo e / ou fundos de proibir amostragem sazonal, realizar amostragem uma vez por ano durante a meio-de-final do verão. Selecione pontos de coleta de sedimentos para cobrir diferentes regiões geográficas dentro do lago. Escolher locais próximos a qualidade da água histórica e / ou locais de amostragem de sedimentos, quando disponível, é muitas vezes desejável para tirar proveito de dados históricos. Caso contrário, tentar selecionar os locais que representam diferentes tipos de sedimentos no lago. Realizar amostragem da qualidade da água antes de sedimentos coleção núcleo. No mínimo, medir a profundidade da água e perfis verticais de temperatura da água e oxigênio dissolvido. Medições Near-fundo devem ser tomadas o mais próximo ao sedimento superficial possível, sem perturbar o sedimento. Colete qualquer outro watdados de qualidade er e amostras que são desejados para cumprir os objetivos específicos do estudo. Exemplos incluem perfis verticais de pH, condutividade, turbidez e profundidade; Secchi; (PAR) perfis de radiação fotossinteticamente ativa; clorofila a, fósforo solúvel reativo (SRP); fósforo total (PT) e de nitrogênio das espécies. Em cada local de amostragem, encher um garrafão de 10 litros com água coletada 1 m acima da superfície do sedimento utilizando uma Van Dorn ou garrafa Niskin. Este será utilizado na configuração inicial de núcleos de sedimentos em laboratório e para reabastecimento núcleos após a amostragem durante a incubação. Coloque o garrafão em um refrigerador com gelo. Colete seis núcleos de sedimentos por site usando um pistão 2,20 corer. Consulte Fisher et al. 20 para obter instruções específicas sobre a construção do dispositivo perfuração. Resumidamente, o dispositivo de descaroçamento é constituído por um policarbonato de 0,6 m de comprimento de tubo graduado núcleo (7 cm di), um cloreto de polivinilo (PVC) O conjunto de fixação para acoplamento de hastes de acionamento de alumínio, um pistão construído de duas tampas de borracha e um parafuso de olho, um cabo de pistão revestido de plástico com um clipe giratório, e hastes de acionamento de alumínio. Montar o dispositivo de extracção de amostras de acordo com os seguintes passos: Passe o final clip giratório do cabo pistão através da parte superior do conjunto de fixação de PVC. Orientar um tubo central com orifícios para parafusos virados para cima e estender o cabo através do comprimento do tubo de núcleo. Prenda o cabo de pistão para o olhal da rolha de pistão. Fixe o tubo de núcleo para a montagem de fixação PVC usando um pino de engate de bloqueio fio. Puxar o cabo de êmbolo para fazer avançar o êmbolo 20 cm do fundo do tubo central para manter uma camada de água no topo da superfície do sedimento durante a recolha do núcleo. Anexar uma barra de alumínio de carro para o outro lado do conjunto de fixação PVC usando um pino de engate de bloqueio fio. Menor dispositivo perfuração vertical na água, adicionando seções adicionais de unidade de alumíniohaste, conforme necessário. Posicione a corer verticalmente na interface água-sedimento e empurre para baixo, com o cabo restante pistão estacionário. Para conseguir isso, puxar o cabo do pistão tenso uma vez que a sonda está no lugar na interface água-sedimento, anexar apertos vice a cabo, passo o cabo para o interior dos apertos vice e empurre para baixo. Traga núcleo para a superfície e vedar com uma tampa de borracha antes da ruptura da superfície da água. Proteja rolha inferior com fita adesiva. Aparafusar o êmbolo para a parte superior do tubo central para manter estacionária durante o trânsito. Coloque o tubo de núcleo em um rack vertical e manter a temperatura ambiente de quase-fundo do lago, o uso de gelo se necessário. 2. Incubação Laboratório Ao retornar do campo, ajustar núcleos para conter a profundidade desejada de sedimentos e coluna de água sobrejacente. O excesso de sedimentos pode ser cuidadosamente deixar fora a parte inferior do tubo central por removing a tampa inferior, adicione a água do garrafão coletadas no local correspondente, se necessário. Profundidades de sedimentos e de coluna de água mais usados ​​são 20 cm de sedimentos com um 25 centímetros de coluna de água sobrejacente 2,4,13,17-19, mas esses valores podem ser modificados se o desejar. Colocar os tubos centrais de sedimento para uma câmara de crescimento do ambiente escuro, com a temperatura mantida a coincidir com a temperatura da água inferior ambientais medidos no campo. Expor os núcleos de redox tratamentos. Para o tratamento oxic, bolha da coluna de água de 3 núcleos / local com o ar. Bolha da coluna de água dos restantes três núcleos por local com N 2 (com ~ 350 ppm de CO 2 para o buffer pH) para o tratamento anóxico. Certifique-se de uma taxa de bolha lento e consistente, que é sem interrupção para a superfície do sedimento. No dia 1 de núcleo de incubação, filtrar cada garrafão de 10 L contendo água perto inferior coletadas de cada site no campo. Usando um cartucho de bomba e filtro peristálticahabitação, água filtro primeiro através de um filtro de 1 um, seguido por um filtro de 0,2 um. Armazenar a água filtrada a 4 ° C durante a duração do período de incubação do núcleo. Núcleos de amostra para taxa de liberação de P ao longo da duração do período de incubação de 2,3. Porque esta é uma experiência sensível a redox, tome precauções para manter as condições de tratamento redox sempre que possível. Com uma seringa, retirar uma amostra de 40 ml de água através do orifício de amostragem de cada núcleo do sedimento no dia 0 (isto é, no momento em que os núcleos são colocados na câmara de crescimento), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , e 28 do núcleo de incubação. (Nota:. Se alterações mais intervalos de tempo muito curtos se desejado, o regime de amostragem pode ser modificado para amostrar a hora 1, 2, 4, 8, etc No entanto, o sistema é ainda muitas vezes ao longo do primeiro equilibrador 12 horas, de modo libertação P dinâmica pode ser bastante variável, no início da incubação.) Imediatamente após a remoção, dispensa de 20 ml0; subamostra para um frasco de cintilação e refrigerar para análise de TP. Filtra-se a outros 20 ml subamostra através de um filtro de membrana de 0,45 um e num frasco de cintilação e congelar para análise de SRP. Substituir o subamostra de 40 ml com um volume igual de água filtrada (ver passo 2.4) a partir do local correspondente. 3. P Lançamento Taxa de Cálculo Calcular fluxo (taxa de libertação), com base na mudança de TP coluna de água ou SRP utilizando a seguinte equação 2: P rr = (C t – C 0) × V / A onde P rr é a liberação P net (valores positivos) ou retenção (valores negativos) de taxa por unidade de superfície do sedimento (mg P / m 2 / d), C t é o TP ou concentração SRP na coluna de água no tempo t , C 0 é a concentração de TP ou SRP no tempo 0, V é o volume da água na coluna de água no núcleo tube, e A é a área de superfície plana dos núcleos de sedimentos. Calcular a taxa de libertação P utilizando a parte linear da curva de concentração versus tempo para dar a taxa de libertação máxima aparente 4,13,18,19. Para evitar potencial viés de curto prazo, escolher datas de amostragem não consecutivos para C e C t 0 18,19. 4. P carga interna Cálculo Calcule o fluxo anual de P. Para cada estação do ano em que a amostragem ocorreu, multiplique fluxo anóxica e oxic individualmente pelo número de dias em que estação. Some os valores sazonais para produzir fluxo anóxica e oxic anual (mg / m 2 / ano). Se vários sites no mesmo lago foram amostrados, este cálculo pode ser realizada separadamente para cada site ou utilizando os valores médios de fluxo para todos os sites (ver Secção 4.2.2). Liberação de P de sedimentos é geralmente muito baixa durante o inverno devido a baixas temperaturas da água. Se a amostragem não foi realizada durante o inverno,supor que P fluxo é 0 para essa temporada 14,15. Porque a maioria de liberação P interno ocorre durante o verão, o fluxo anual de P interna pode ser grosseiramente estimada a partir de medições de verão sozinho, na ausência de dados sazonais 2,15,17. Para esta abordagem, o cálculo do fluxo de P de acordo com a Seção 4.1.1 e assumir 0 fluxo para todas as estações, exceto no verão. Reconhecer que esta será uma estimativa conservadora de liberação anual P. Se disponíveis, os dados de oxigênio dissolvido podem ser usados ​​para refinar a 2,4 anual cálculo P fluxo. Tais dados podem revelar que um lago experimenta hipoxia ou anoxia para uma determinada porcentagem do ano, ou durante as estações específicas. Nesses casos, use fluxo anóxica e oxic acordo com a proporção ou estação apropriada e somar os valores para o cálculo de fluxo anual P interno. Por exemplo, se a hipoxia ou anoxia foi medida apenas durante o verão, calcular Seção 4.1.1 usando fluxo anóxica para o verão e oxic fluxo paraas restantes estações. Some os valores para obter o fluxo anual de P interno. Da mesma forma, se os dados de monitoramento de oxigênio dissolvido de rotina indicam que o lago experimenta hipoxia ou anoxia 35% do ano, multiplicar o fluxo anóxica anual da Seção 4.1.1 por 0,35 e fluxo oxic anual da Seção 4.1.1 por 0,65 e somar os valores para calcular fluxo P interna anual. Lagos polimítico representam um desafio especial para o cálculo da carga P interno, devido à sua mistura freqüente e variabilidade espacial e temporal do estado redox 14. Nürnberg et al. 16 desenvolveram um modelo para calcular o número de dias de anoxia um lago polimítico pode experimentar durante uma estação ou ano. A zona activa de liberação de ar e tempo (AA), o que representa a duração de tempo (dias / estação) que uma área semelhante à área de superfície do lago for libertando activamente P, pode ser calculado como se segue: AA = -36,2 + 50,2 log (temporada P) + 0,762 z / A 00,5 onde P é a concentração média TP coluna de água durante uma determinada época, z é média profundidade, e A é a área do lago de superfície. Para calcular o fluxo anual de P interno, multiplicar AA pelo fluxo anóxica e do número de dias oxic pelo fluxo oxic para cada estação, e depois somar todos os valores. Aumentar os fluxos P interno a toda a área do lago. Multiplique o fluxo anual de P a partir do passo 4.1 por toda a área de superfície do lago para calcular carga anual P interno. A menos que o fluxo anual de P foi calculado de acordo com as secções 4.1.4 ou 4.1.5, utilize o fluxo anual anóxica para calcular carga anual P interno. Caso contrário, use o fluxo calculado nos pontos 4.1.4 ou 4.1.5. Se vários sites no mesmo lago foram amostrados, o lago pode ser dividido em zonas geográficas associadas a cada site. Multiplicar o fluxo anual anóxica P (ou fluxo anual de secções 4.1.4 e 4.1.5) para cada local por área de superfície da zona, e depois somar os valores para se obter annual carga P interno para toda a 4,17 lago. Alternativamente, o fluxo de P anual média de todos os locais podem ser utilizados na Secção 4.2.1. Dados de oxigênio dissolvido detalhadas podem indicar que áreas específicas do hipóxica experiência lago ou condições anóxicas (por exemplo, zonas de profundidade), enquanto outras áreas permanecem oxic ano. Se estiver disponível, usar essas informações para refinar o cálculo de fluxo área × (Steinman et al., Em prep). Multiplique a área de superfície anóxica pelo fluxo anóxica anual e multiplicar a área de superfície oxic pelo fluxo anual oxic, e somar os dois valores para calcular a carga anual P interno.

Representative Results

Liberação de P interno foi medida a partir de testemunhos coletados na Mona Lake, Michigan, para identificar a contribuição relativa do interno contra cargas externas P 4. Quatro locais foram amostrados ao longo de três temporadas para estimar a carga anual P interno, representando variação espacial em P fluxo. Sedimentos foram incubados por 20-28 dias, sob condições anóxicas e oxic, ea coluna de água que recobre foi amostrado por SRP e as concentrações de TP em intervalos regulares durante o período de incubação. O tratamento anóxico desencadeada SRP e liberação TP dos sedimentos, no entanto, estamos apresentando apenas os resultados TP fluxo para fins ilustrativos. TP concentrações foram maiores durante o verão em tratamentos anóxica, e variabilidade espacial na liberação TP foi evidente durante todas as estações (Figura 1). A média de fluxo TP interna foi inferior a 1,4 mg P / m 2 / dia, em todos os núcleos oxic; valores de fluxo negativo em 3 dos 4 locais durante a queda indicaram que sedimento óxicas estavam agindo como uma pia em vez de uma fonte de P durante essa época 4 (Tabela 1). As taxas de libertação de TP foram consideravelmente maiores, em núcleos de anoxia, com fluxo tão elevadas como 15,56 mg P / m 2 / dia, no Verão e tão baixo quanto 0,80 mg P / m 2 / dia na mola 4 (Tabela 1). Estes valores de fluxo foram utilizados para calcular o fluxo sazonal P interno com base nas condições de oxigênio dissolvido medidos no momento da coleta de núcleo do sedimento 4. Carga P interna sazonal foi calculada pela intensificação do fluxo em cada local para a área de superfície da zona geográfica correspondente 4; valores sazonais foram somados para calcular a carga anual P interno, assumindo 0 fluxo durante o inverno. Carga P interna anual foi estimada em 3,4 toneladas métricas, com a maior parte da carga que ocorre durante o verão (Tabela 2). Comparando estes resultados com as estimativas de carga P externo simultâneos, estimou-se que os sedimentos em Mona Lago contribuiçãote entre 9-82% do total da carga P anual de 4 (Tabela 2). Uma série de experiências foi realizado em Spring Lake, Michigan, para determinar 1) a eficácia potencial de sulfato de alumínio (alúmen) tratamento na redução da carga P interna 2 e 2), a eficácia de um tratamento em alúmen situ 18,19. Experimentos de laboratório, simulando uma aplicação de grande lago de alum demonstrou um declínio dramático na liberação de P interno com o tratamento 2 (Figura 2). Semelhante ao exemplo acima, estamos apresentando apenas liberação TP destas experiências como resultados representativos. Em núcleos anóxica sem tratamento alum (simulando condições de verão naturais em sedimentos Spring Lake), as concentrações médias de TP na coluna de água sobrejacente atingiu mais de 1,2 mg / L (Figura 2). Em contraste, os núcleos anóxicas dosados ​​com alum tinha praticamente nenhum lançamento P e concentrações não foram diferentes de qualquer umos tratamentos óxicas 2 (Figura 2). Um núcleo de incubação de sedimentos realizadas um ano após a aplicação de todo o lago de alum em Spring Lake revelou que o tratamento foi altamente eficaz na redução da liberação de sedimentos P, com taxas de libertação semelhantes entre os tratamentos anóxica e oxic 18 (Figura 3A). Quando a experiência foi repetida cinco anos após o tratamento com alúmen, libertação TP é substancialmente menor do que o pré-tratamento, mas era maior do que a medida de 1 ano após o tratamento, sugerindo uma ligeira diminuição na eficácia de alúmen 19 (Figura 3B). Figura 1. Fósforo total (PT) concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Mona Lake, Michigan, durante. mola (A), verão (B), e queda (C) 4 TP foi medida na água que recobre sedimentos a partir de 4 sites de lago ao longo de um 20 – a 28 dias de incubação. A carta na legenda refere-se ao estado redox (A = tratamento anóxico, O = tratamento oxic), o número refere-se a replicar número (1-3). Observe as diferentes escalas no Y-eixos entre estações. Clique aqui para ver imagem ampliada. Temporada Local Fluxo anóxica, mg P / m 2 / dia Fluxo Oxic, mg P / m 2 / dia Primavera 1 2,77 ± 1,53 0,25 ± 0,01 2 2,82 ± 0,83 0,26 ± 0,23 3 0,80 & #177; 0,07 0,17 ± 0,07 4 1,15 ± 0,71 0,12 ± 0,04 Verão 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 Cair 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 Tabela 1. Média (± DP), no máximo fluxo aparente TP (mg P / m 2 / dia) em núcleos de sedimentos recolhidos por Mona Lake, Michigan, e incubados sob condições anóxicas e óxicas 4. fluxo foi calculado a partir da mudança na concentração de TP ao longo do tempo, mostrado na Figura 1. Temporada P interno Load, t Externa P Load, t Carga Interna Contribuição,% Primavera 0,055 0,557 9,0% Verão 2.272 0,862 72,5% Cair 1.127 0,242 82,3% Inverno 0,000 Anual 3.454 conteúdo "> Tabela 2. estimativas anuais e sazonais internos carga P (toneladas métricas, t) para Mona Lake, Michigan, calculado com base no fluxo máximo TP aparente 4 (mostrado na Tabela 1). estimativas de carga P interno sazonais são comparados aos externo P carga estima para determinar a contribuição de carga interna para carga total de P. Figura 2. Média (± DP) TP concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan, e experimentalmente tratada com sulfato de alumínio (alum), mediante processos aeróbicos e anóxicas 2. TP foi medida na coluna de água sobrejacente núcleos de sedimentos ao longo de um período de incubação de 20 dias. Este valor foi modificado de Steinman et al. 2 Reproduzido comPermissão, ASA, CSSA, ASSS. Clique aqui para ver imagem ampliada. Figura 3. Média (± DP) TP concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan 1 ano após 18 (A) e 5 anos após 19 (B) a aplicação em todo o lago de alum. Núcleos de sedimentos foram submetidos a tratamentos óxicas e anóxica e a coluna de água que se sobrepõe-se amostras para a concentração de TP por um de 22 dias (D) e 25 dias (B), incubação. Este valor foi modificado de Steinman et al 18;. Painel A e Steinman et al 19;. Painel B </strong>. Reproduzido com permissão, ASA, CSSA, ASSS. Clique aqui para ver imagem ampliada.

Discussion

Nutrient carregamento de lagos pode resultar em ambos os prejuízos ambientais e econômicos 21-23, portanto, é fundamental que a sociedade compreenda a natureza das fontes de nutrientes e como gerenciá-los. Tentativas caros para reduzir a carga de nutrientes pode não melhorar a qualidade da água, se a fonte de contribuição adequada (ou seja, sedimentos lacustres ou entradas de bacias hidrográficas) não é objecto de acções de gestão, resultando assim em retrocessos no lago restauração e frustração por parte dos stakeholders. Particularmente em lagos rasos e eutróficos, quantificação da carga de fósforo interno é um passo crítico na identificação de uma estratégia de gestão para melhorar as condições de qualidade da água. Mesmo quando os sedimentos são implicados como uma importante fonte de nutrientes, a redução da carga P externo deve ser incluído em qualquer estratégia de gestão lago para aliviar a eutrofização, uma vez que as entradas externas de P, em última análise se acumular nos sedimentos e futuro carga interna de combustível 24,25 </ Sup>.

Embora existam outros métodos para calcular a carga interna P, a determinação experimental de taxas de libertação de P é um método directo que pode ser ajustada para responder a uma variedade de questões de gestão e de investigação. Incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan, foram usados ​​para determinar a eficácia potencial de um tratamento alum 2 ea concentração de aplicação mais eficiente 13. Como resultado das conclusões destes estudos em laboratório, os participantes desenvolveram a confiança de que o tratamento alum poderia controlar a liberação de P nos sedimentos do lago da Primavera. Consequentemente, eles aprovaram uma avaliação de 10 anos para financiar um tratamento alum; subseqüentes incubações do núcleo de sedimentos revelaram que o tratamento foi eficaz na redução de sedimentos P fluxo 1 ano 18 e 5 anos, 19 após o tratamento. Incubações núcleo do sedimento também têm sido utilizados para avaliar os efeitos de sedimentos ressuspensão 13 </sup> e bioturbação (G. Nogaro e A. Harris, dados não publicados) sobre a liberação de P.

Várias análises de sedimentos adicionais podem ser realizadas em conjunto com incubações centrais para fornecer informações que sejam úteis para a interpretação de resultados de sedimentos de libertação P. O top 5 ou 10 cm de sedimentos pode ser extrudado de núcleos para análise do TP sedimento, água intersticial SRP, P fracionamento seqüencial, e metais 4,18,19. Um exemplo de fracionamento seqüencial P 26, que pode ser útil em estudos de carregamento internos envolve a determinação da quantidade de P obrigado a 1) de alumínio (Al-P) e ferro (Fe-P), o que representa um redox insensível (Al-P) e uma associação de minerais sensíveis a redox (Fe-P) que pode tornar-se solúvel em condições anóxicas, e 2) de cálcio (Ca-P) ou do magnésio (Mg-P), que são as duas associações minerais estáveis. Além disso, os sedimentos Fe: P pode ser calculado para fornecer informações sobre a capacidade de ligação P potencial de sedimentos. Sedimentos ricos em ferro que permanecemoxidada foram mostrados para liberar muito pouco quando Fe P: P estão acima de 15 (em peso) 27. Estas análises de sedimentos adicionais podem ser realizadas em núcleos após incubação carga interna 4,18,19, ou em núcleos de réplicas tomadas no momento da coleção nuclear de carga interna, mas não destinados à medição da taxa de liberação.

Apesar dos benefícios da determinação experimental do sedimento P fluxo, o método não é sem limitações. Uma série de pressupostos devem muitas vezes ser feito que pode adicionar incerteza para os resultados:

  • Uma suposição é que as taxas de libertação dos núcleos de sedimentos são representativos das condições do lago estudo. Para minimizar o impacto desta premissa, estratégias de amostragem devem ser projetados para representar o máximo de variabilidade espacial e temporal quanto possível, a liberação de sedimentos P. Amostragem sites devem cobrir a maior área geográfica possível dentro de um lago para capturar a variação espacial em sedimentos characteristics 2. Se estiver disponível, mapas batimétricos pode ser usado para selecionar os locais que sejam representativos da gama de profundidades inferiores no lago. Outras considerações para a captura de variação espacial incluem a localização dos principais entradas tributárias ea presença de bacias lacustres distintos. Quando possível, incubações laboratoriais devem ser realizadas durante cada estação livre de gelo e ao longo de vários anos para capturar variação temporal nas taxas de liberação.
  • Uma segunda hipótese é que as condições de incubação são representativas das condições naturais. Uma condição anóxica constante cria uma situação ideal para a liberação de P, o que não pode ocorrer naturalmente no lago estudo. Assim, os tratamentos anóxicas pode superestimar liberação de sedimentos P, por isso, talvez seja melhor pensar em taxas de liberação medidos em tratamentos anóxicas como taxas potenciais máximos.
  • Para o cálculo da carga anual P interno, suposições sobre o tempo, duração e extensão espacial da anoxia hypolimnetic deve ser feita.Por exemplo, em lagos fortemente estratificadas com profundidade de água relativamente consistente e confirmados anoxia hypolimnetic, alguns estudos têm assumido que toda a área do lago é anóxica durante os períodos de estratificação para fins de estimativa anual de carga P interna 2,4. No entanto, isso pode resultar em uma superestimação da carga devido aos sedimentos em áreas litorâneas oxic rasos 4. Assim, uma estratégia de monitoramento de oxigênio dissolvido abrangente que captura diurno, sazonal, e variabilidade espacial em estado redox é altamente recomendado para a estimativa da carga interna anual preciso.
  • Finalmente, as incubações de laboratório pode introduzir artefactos experimentais, devido à incapacidade para simular condições completamente naturais. Por exemplo, como os sedimentos são colocados em tubos de núcleo, troca de água através de sedimentos permeáveis ​​é impedida, no entanto, é possível projetar tubos centrais de escoamento que atenuem esta questão 28. Outros artefactos incluem a incapacidade para imitar importantemisturando eventos ou ação de ondas de vento, o que pode perturbar a integridade de sedimentos em sistemas naturais.

Tendo em conta que o núcleo abordagem incubação sedimentos pode ser usado para gerar estimativas de carga P interno razoáveis ​​em tão pouco quanto um ano (embora vários anos de dados fornecerá informações mais robusta), é uma ferramenta valiosa para informar as decisões de gestão lago. Quando usado para desenvolver planos de gestão lago ou de restauração, pode ajudar a garantir a utilização racional dos recursos financeiros. Em lagos onde a gestão de carga P interna já ocorreu, incubações do núcleo de sedimentos pode verificar a eficácia do tratamento e ser usado para modificar a trajetória da gestão, se tal se justificar.

Divulgations

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

Os autores agradecem a assistência de campo e de laboratório fornecidos pela James Smit e Kurt Thompson. O financiamento para estudos originais para que este protocolo foi desenvolvido foi fornecido pelo Lago-Lake Conselho 2,13,18,19 da Primavera; do Departamento de Qualidade Ambiental Michigan 4, e Jim Duncan, Dave Farhat, e da Presidência da República no Grand Valley State Universidade 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
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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).

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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).
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