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Environment

Laboratorio-determinado Fósforo Flujo de sedimentos lacustres como medida de fósforo Interna Loading

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

Summary

Lago eutrofización es un problema de la calidad del agua en todo el mundo, por lo que la necesidad de identificar y controlar las fuentes de nutrientes críticos. Determinación de laboratorio de las tasas de liberación de fósforo de los núcleos de sedimentos es un enfoque valioso para determinar el papel de la carga de fósforo interno y orientar las decisiones de gestión.

Abstract

La eutrofización es un problema de la calidad del agua en los lagos de todo el mundo, y hay una necesidad crítica para identificar y controlar las fuentes de nutrientes. Fósforo Interna (P) la carga de sedimentos lacustres puede dar cuenta de una parte sustancial de la carga total de P en eutróficos y algunos mesotróficas, lagos. Determinación de laboratorio de las tasas de liberación de P de los núcleos de sedimentos es un método para determinar el papel de la carga interna de P y orientar las decisiones de gestión. Existen dos principales alternativas a la determinación experimental de la liberación de P de sedimento para la estimación de la carga interna: mediciones in situ de los cambios en P hipolimnética más de tiempo y balance de masa P. El enfoque experimental utilizando las incubaciones de sedimentos en laboratorio para cuantificar la carga P interna es un método directo, por lo que es una valiosa herramienta para la gestión del lago y de la restauración.

Incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos pueden ayudar a determinar la importancia relativa de frente interno cargas P externos,así como ser utilizada para responder a una variedad de preguntas sobre la gestión del lago y de investigación. Se ilustra el uso de las incubaciones núcleo de sedimento para evaluar la eficacia de un sulfato de aluminio (alumbre) de tratamiento para reducir la liberación de P sedimentos. Otras preguntas de investigación que pueden ser investigados utilizando este enfoque incluyen los efectos de la resuspensión de sedimentos y bioturbación sobre la liberación de P.

El enfoque también tiene limitaciones. Hay que hacer hipótesis con respecto a: la extrapolación de los resultados de los núcleos de sedimentos en todo el lago, decidir sobre qué periodos de tiempo para medir la liberación de nutrientes, y hacer frente a posibles artefactos tubo central. Una estrategia de monitoreo de oxígeno disuelto integral para evaluar el estado redox temporal y espacial en el lago proporciona una mayor confianza en la carga anual de P estimados a partir de las incubaciones núcleo de sedimentos.

Introduction

Como un número cada vez mayor de los lagos de todo el mundo sufren de eutrofización cultural, la determinación de las causas de la degradación de la calidad del agua es cada vez más importante para la gestión del lago y la restauración. El fósforo (P) de carga a los lagos está generalmente implicado en la eutrofización, ya que es más a menudo el nutriente que limita el crecimiento de las algas 1. Históricamente, la cuantificación de la carga P a los lagos se centró en fuentes externas, o P originarios de la cuenca a través de fuentes puntuales y no puntuales. Sin embargo, la carga interna de los sedimentos lacustres puede dar cuenta de una gran parte, si no la mayoría, de la carga total de P en lagos eutróficos 2-5. Así, incluso las reducciones sustanciales en la carga externa a los lagos pueden dejar de dar lugar a la mejora de calidad del agua debido al efecto primordial de P liberación de sedimentos 5-8. Debido a las implicaciones ecológicas y sociales de P la carga, incluidos el costo y la dificultad de control de P, es fundamental que las cargas de P seanidentificado con precisión antes de la promulgación de una estrategia de gestión.

Por lo menos dos mecanismos diferentes son responsables de la liberación de fósforo de los sedimentos. 1) Durante los períodos de anoxia o hipoxia, condiciones reductoras pueden dar lugar a la desorción de fosfato de oxihidróxidos de hierro en la interfase agua-sedimento, causando difusión de fosfato disuelto de los sedimentos en la columna de agua 9-11. 2) La perturbación de la superficie del sedimento, a través de la resuspensión y bioturbación inducida por el viento, puede dar lugar a la liberación de P en la columna de agua por cualquiera de desorción de P a partir de partículas de sedimentos resuspendidos o liberación de P disuelto del agua intersticial de sedimentos a la columna de agua , respectivamente 11-13.

Tres enfoques principales se encuentran disponibles para la cuantificación de carga interna de P a los lagos 14,15. (1) En mediciones in situ de los cambios en la concentración de fósforo total hipolimnética (TP) con el tiempo se puede utilizar cuando la vigilanciase dispone de datos. Estimaciones de carga interna a base de las mediciones in situ sufren de alta variabilidad asociada con la variabilidad espacial y temporal inherente de los datos ambientales y pueden ser afectados por inadecuada frecuencia de monitoreo 14. (2) Balance de masa se puede utilizar para estimar la carga interna, cuando los presupuestos P completos se pueden construir. Sin embargo, es raro que se dispone de datos suficientes sobre los insumos de P y las exportaciones para la construcción de un presupuesto completo P 16. (3) las tasas de liberación de sedimentos P determinado experimentalmente-se pueden usar, en combinación con la información sobre la extensión del área y la duración de la liberación de P (es decir, período anóxico), para calcular la carga P interna. Este es un método directo de cuantificación de carga interno P, aunque también tiene limitaciones (ver más abajo).

Debido a que las decisiones de gestión a menudo se deben hacer en el tiempo comprimido escalas debido a las restricciones de financiación o las presiones sociales, la determinación experimental de P internacarga puede tener mayor utilidad para una administración lago y la restauración, ya que requiere menos tiempo y los datos de la enfoques in situ y de balance de masa. Incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos, junto con el seguimiento de las cargas externas, se han utilizado para determinar las contribuciones relativas de las cargas de P internos y externos, con el objetivo de orientar las decisiones de gestión para optimizar el control de la fuente de nutrientes 2,4,17. En dos lagos de Michigan con un amplio desarrollo del litoral y altos porcentajes de superficie impermeable (> 25%) en las subcuencas directamente adyacentes al lago, carga P interna se calcula que representa hasta el 80% de la carga total de P, lo que provocó recomendaciones para enfocar los esfuerzos de gestión en la reducción de sedimentos 2,4 liberación P. Por el contrario, los estudios experimentales de sedimentos de un lago de menor desarrollo en la misma región mostraron que la carga interna compuesta sólo el 7% de la carga total de P, lo que provocó una recomendación de centrar las estrategias de gestión de P en el watershed 17. Experimentos núcleo de sedimento también se han utilizado en un lago de Michigan para determinar la eficacia potencial de sulfato de aluminio (alumbre) de tratamiento para reducir las tasas de liberación de sedimentos P 2, el alumbre más eficiente dosificación y la concentración de los efectos de la resuspensión de sedimentos 13, y la eficacia de un en el tratamiento de alumbre situ 1 año 18 y 5 años 19 después del tratamiento. Determinación experimental de la carga P interna es un método eficaz para proporcionar respuestas a las preguntas clave de la gerencia en los lagos eutróficos.

Protocol

1. Muestreo de campo Llevar a cabo el muestreo de una vez durante cada temporada sin hielo (en su caso) durante 1-2 años, si es posible (es decir, 3 veces / año en un clima templado al norte). Si el tiempo y / o los fondos prohíben el muestreo de temporada, llevar a cabo el muestreo de una vez al año durante mediados y finales del verano. Seleccionar los sitios de recolección de sedimentos para cubrir las diferentes regiones geográficas dentro del lago. La elección de los alrededores de la calidad del agua histórica y / o sitios de muestreo de sedimentos, cuando esté disponible, a menudo es deseable tomar ventaja de los datos históricos. De lo contrario, tratar de seleccionar los sitios que representan diferentes tipos de sedimentos en el lago. Llevar a cabo un muestreo de calidad del agua antes de sedimentar colección núcleo. Como mínimo, medir la profundidad del agua y de los perfiles verticales de la temperatura del agua y el oxígeno disuelto. Cerca de las mediciones de fondo deben ser tomadas lo más cerca posible de sedimentos superficiales de lo posible, sin perturbar el sedimento. Recoja cualquier otro watdatos de calidad er y muestras que se desean para cumplir con los objetivos específicos del estudio. Los ejemplos incluyen perfiles verticales de pH, conductividad y turbidez, profundidad Secchi; (PAR) perfiles de radiación fotosintéticamente activa, la clorofila a, especies y nitrógeno; fósforo soluble reactivo (SRP); fósforo total (PT). En cada punto de muestreo, llenar una garrafa de 10 litros con agua recogida 1 m por encima de la superficie del sedimento usando un Van Dorn o botella Niskin. Esto se utiliza en la configuración inicial de los núcleos de sedimentos en el laboratorio y para rellenar los núcleos después del muestreo durante la incubación. Coloque la bombona en una hielera con hielo. Recoger 6 núcleos de sedimentos por sitio utilizando un 2,20 corer de pistón. Consulte Fisher et al. 20 para obtener instrucciones específicas con respecto a la construcción del dispositivo de extracción de muestras. Brevemente, el dispositivo de extracción de muestras consiste en un tubo graduado 0,6 m de largo policarbonato núcleo (7 cm ID), un cloruro de polivinilo (PVC) conjunto de fijación para el acoplamiento con varillas de accionamiento de aluminio, un pistón construido de dos tapones de goma y un perno de ojo, un cable de pistón recubierto de plástico con un clip giratorio, y varillas de accionamiento de aluminio. Montar el dispositivo de extracción de muestras de acuerdo a los siguientes pasos: Pase el extremo clip giratorio del cable de pistón a través de la parte superior del conjunto de unión de PVC. Orientar un tubo central con orificios de los pernos hacia arriba y extender el cable a través de la longitud del tubo de núcleo. Sujete el cable de pistón para el perno de ojo del perno del pistón. Conecte el tubo central de la asamblea de unión de PVC con un alambre pasador de enganche de bloqueo. Tire del cable de pistón para hacer avanzar el pistón 20 cm de la parte inferior del tubo de núcleo para mantener una capa de agua en la parte superior de la superficie de los sedimentos durante la recogida de núcleo. Adjuntar una barra de accionamiento de aluminio hasta el otro extremo del conjunto de unión de PVC con un alambre pasador de enganche de bloqueo. Bajo dispositivo de extracción de muestras verticalmente en el agua, añadir secciones adicionales de transmisión de aluminiovarilla según sea necesario. Coloque el extractor verticalmente en la interfase agua-sedimento y empuje hacia abajo, con el cable restante estacionaria pistón. Para lograr esto, tirar del cable tenso una vez que el pistón corer está en su lugar en la interfase agua-sedimento, adjunte pinzas de presión para cable, pise el cable en el interior de las pinzas de presión, y luego empuje hacia abajo. Llevar núcleo a la superficie y sellar con un tapón de goma antes de romper la superficie del agua. Asegure el tapón inferior con cinta adhesiva. Atornillar el pistón a la parte superior del tubo de núcleo para mantenerlo inmóvil durante el tránsito. Coloque el tubo central en un bastidor vertical y mantener a temperatura ambiente la temperatura del lago cerca de la parte inferior, el uso del hielo si es necesario. 2. Incubación Laboratorio A su regreso del campo, ajuste núcleos para contener la profundidad deseada de los sedimentos y la columna de agua suprayacente. El exceso de sedimento se puede dejar con cuidado la parte inferior del tubo central por removing el tapón inferior; añadir agua de la bombona recolectada en el sitio correspondiente, si es necesario. Profundidades del sedimento y la columna de agua de uso común son 20 cm de sedimento con un 25 cm de columna de agua que cubren 2,4,13,17-19, pero estas cantidades se pueden modificar si lo deseas. Colocar los tubos de núcleo de sedimento en una cámara de crecimiento del medio ambiente a oscuras, con la temperatura mantenida para que coincida con las temperaturas del agua inferiores ambiente medida en el campo. Exponer los núcleos de redox tratamientos. Para el tratamiento óxica, burbuja columna de agua de 3 núcleos / sitio con el aire. Burbuja de la columna de agua de los tres núcleos restantes por sitio con N 2 (con ~ 350 ppm de CO 2 al tampón de pH) para el tratamiento anóxico. Asegurar una tasa burbuja lenta y consistente que es sin interrupciones a la superficie del sedimento. En el día 1 de incubación núcleo, filtrar cada bombona 10 L que contenía agua cerca de la parte inferior-recogidos de cada sitio en el campo. El uso de un cartucho de bomba y el filtro peristálticavivienda, el agua de filtro primero a través de un filtro de 1 m, seguido por un filtro de 0,2 micras. Tienda de agua filtrada a 4 ° C durante la duración de la incubación núcleo. Núcleos de muestra para la velocidad de liberación P sobre la duración del período de incubación de 2,3. Debido a que este es un experimento sensible a redox, tome las precauciones necesarias para mantener las condiciones de tratamiento redox siempre que sea posible. Con una jeringa, extraer una muestra de agua 40 ml a través del puerto de muestreo de cada núcleo de sedimento en los días 0 (es decir, en el momento núcleos se colocan en la cámara de crecimiento), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , y 28 de incubación principal. (Nota:. Si se desean cambios más de marcos de tiempo muy cortos, el régimen de muestreo puede ser modificado para muestrear a 1 h, 2, 4, 8, etc Sin embargo, el sistema es a menudo todavía equilibrar a través de la primera 12 horas, por lo que la liberación de P dinámica puede ser muy variable en el inicio de las incubaciones.) Inmediatamente después de la eliminación, dispense a 20 ml0; submuestra en un vial de centelleo y refrigere por análisis de TP. Se filtra la otra submuestra de 20 ml a través de un filtro de membrana de 0,45 micras y en un vial de centelleo y congelar para el análisis de SRP. Reemplazar la submuestra 40 ml con un volumen igual de agua filtrada (véase el paso 2.4) desde el sitio correspondiente. 3. P Cambio de lanzamiento Cálculo Cálculo de flujo (tasa de liberación) basado en el cambio en la TP columna de agua o de SRP utilizando la siguiente ecuación 2: P rr = (C t – C 0) × V / A donde P rr es la liberación neta de P (valores positivos) o la retención (valores negativos) de tasa por unidad de superficie del sedimento (mg P / m 2 / d), C t es el TP o concentración de SRP en la columna de agua en el tiempo t , C 0 es el TP o concentración de SRP en el tiempo 0, V es el volumen de agua en la columna de agua del núcleo tUbe, y A es el área de superficie plana de los núcleos de sedimentos. Calcular la tasa de liberación P utilizando la parte lineal de la concentración frente a la curva de tiempo para dar la máxima velocidad de liberación aparente 4,13,18,19. Para evitar el posible sesgo de corto plazo, elige las fechas de muestreo no consecutivos para C y C t 0 18,19. 4. Interna Cálculo P Carga Calcule el flujo P anual. Para cada temporada en la que se produjo el muestreo, se multiplica el flujo anóxica y óxica forma individual por el número de días en esa temporada. Sumar los valores estacionales para producir flujo anóxica y óxica anual (mg / m 2 / año). Si se tomaron muestras de varios sitios en el mismo lago, este cálculo se puede realizar ya sea por separado para cada sitio o usando los valores de flujo medias para todos los sitios (véase la Sección 4.2.2). P liberación de los sedimentos es generalmente muy baja durante el invierno debido a las bajas temperaturas del agua. Si el muestreo no se llevó a cabo durante el invierno,supongamos que P flujo fue de 0 para esa temporada 14,15. Debido a que la mayoría de la liberación interna P se produce durante el verano, el flujo interno P anual puede estimarse groseramente a partir de mediciones de verano solo en la ausencia de datos estacionales 2,15,17. Para este enfoque, calcular el flujo P de acuerdo con la Sección 4.1.1 y asumir 0 flujo para todas las estaciones excepto en verano. Reconocer que esta será una estimación conservadora de la liberación de P anual. Si está disponible, los datos de oxígeno disuelto se pueden usar para refinar el cálculo 2,4 anual P flujo. Estos datos pueden revelar que un lago experimenta hipoxia o anoxia por un determinado porcentaje del año, o durante temporadas específicas. En esos casos, utilice fundente anóxica y óxica acuerdo a la proporción o la estación apropiada y sumar los valores para el cálculo de flujo P interna anual. Por ejemplo, si la hipoxia o anoxia se midió sólo durante el verano, el cálculo de la sección 4.1.1 usando flujo anóxico para el verano y el flujo óxica paralas estaciones restantes. Sumar los valores para obtener flujo P interna anual. Del mismo modo, si los datos de monitoreo de oxígeno disuelto de rutina indican que el lago experimenta hipoxia o anoxia 35% del año, se multiplica el flujo anóxica anual de la Sección 4.1.1 del 0,35 y el flujo óxica anual de la Sección 4.1.1 por 0,65 y sumar los valores para calcular flujo anual de P interna. Lagos polimícticas plantean un reto particular al cálculo de la carga interna de P, debido a su mezcla frecuente y la variabilidad espacial y temporal en la condición redox 14. Nürnberg et al. 16 se desarrolló un modelo para calcular el número de días de anoxia un lago polimíctica puede experimentar durante una temporada o año. El área activa de liberación de sedimentos y el tiempo (AA), que representa la longitud de tiempo (día / temporada) que un área similar a la zona de la superficie del lago es la liberación de P activamente, se pueden calcular de la siguiente manera: AA = -36,2 + 50,2 log (temporada P) + 0.762 z / D 00.5 donde P es la concentración media de TP columna de agua durante una estación dada, z es la profundidad media, y A es el área de la superficie del lago. Para el cálculo de flujo P interna anual, multiplique AA por el flujo anóxica y el número de días óxicas por flujo óxica para cada temporada, y luego sumar todos los valores. Ampliar la escala de flujo interno P a toda la zona del lago. Multiplique el flujo anual de P desde el paso 4.1 por toda el área de la superficie del lago para calcular la carga P interna anual. A menos que el flujo anual de P se calculó de acuerdo a las secciones 4.1.4 o 4.1.5, utilice el flujo anual anóxico para calcular la carga P interna anual. De lo contrario, utilice el flujo calculada en las secciones 4.1.4 o 4.1.5. Si se tomaron muestras de varios sitios en el mismo lago, el lago se puede dividir en zonas geográficas asociadas con cada sitio. Multiplicar el flujo anual anóxica P (o flujo anual de las Secciones 4.1.4 o 4.1.5) para cada sitio por el área de superficie de la zona, a continuación, sumar los valores para obtener Annual carga P interna para todo el 4,17 lago. Alternativamente, la media anual de flujo P de todos los sitios se puede utilizar en la Sección 4.2.1. Datos detallados de oxígeno disuelto pueden indicar que las áreas específicas de la hipoxia experiencia lago o condiciones anóxicas (por ejemplo, zonas de profundidad), mientras que otras zonas se mantienen todo el año óxica. Si está disponible, utilice esta información para refinar el cálculo del área × flujo (Steinman et al., En preparación). Multiplique la superficie anóxica por el flujo anóxica anual y multiplicar la superficie óxica por el flujo anual óxica, y sumar los dos valores para calcular la carga P interna anual.

Representative Results

P liberación interna se midió a partir de núcleos de sedimento recolectadas en Mona Lake, Michigan, para identificar la contribución relativa de los internos frente a las cargas de P externos 4. Cuatro sitios fueron muestreados durante tres temporadas para estimar la carga P interna anual, lo que representa la variación espacial de P flujo. Núcleos de sedimento fueron incubados durante 20-28 días en condiciones anóxicas y óxicas, y la columna de agua suprayacente se tomaron muestras de las concentraciones de TP SRP ya intervalos regulares durante el período de incubación. El tratamiento anóxico desencadenó SRP y la liberación TP de los sedimentos, sin embargo, estamos presentando sólo los resultados de flujo TP con fines ilustrativos. Concentraciones de TP fueron más altas durante el verano en los tratamientos anóxicos, y la variabilidad espacial en la liberación de TP fue evidente en todas las estaciones (Figura 1). La media de flujo de TP interna fue menos de 1,4 mg de P / m 2 / día en todos los núcleos óxicas; valores de flujo negativas en 3 de los 4 sitios durante el otoño indicaron que los sedimentos óxicas estaban actuando como un sumidero en lugar de una fuente de P durante esa temporada 4 (Tabla 1). Las tasas de liberación de TP fueron considerablemente más altos en los núcleos de anoxia, con flujo tan alto como 15,56 mg P / m 2 / día durante el verano y tan bajas como 0,80 mg P / m 2 / día en el muelle 4 (Tabla 1). Se utilizaron estos valores de flujo para calcular el flujo estacional P interno basado en las condiciones de oxígeno disuelto medido en el momento de la recogida de núcleo de sedimento 4. Estacional carga interna P se calculó mediante la ampliación del flujo en cada sitio a la zona de superficie de la zona geográfica correspondiente 4; valores estacionales se sumaron para estimar la carga interna P anual, asumiendo 0 flujo durante el invierno. Carga P interna anual se estimó en 3,4 toneladas métricas, con la mayoría de la carga que ocurren durante el verano (Tabla 2). Comparando estos resultados con las estimaciones de carga externa P concurrentes, se estimó que los sedimentos en Mona Lake contribuciónte entre el 9-82% de la carga P total anual 4 (Tabla 2). Se realizó una serie de experimentos en Spring Lake, Michigan, para determinar 1) la eficacia potencial del tratamiento de sulfato de aluminio (alumbre) en la reducción de carga interna de P 2 y 2) la eficacia de un tratamiento en alumbre in situ 18,19. Los experimentos de laboratorio que simulan una aplicación a nivel del lago de alumbre demostraron una disminución dramática en la liberación de P interno con el tratamiento 2 (Figura 2). Al igual que en el ejemplo anterior, presentamos único lanzamiento TP de estos experimentos como resultados representativos. En núcleos anóxicas sin tratamiento alumbre (simulando condiciones de verano naturales en los sedimentos del lago spring), las concentraciones medias de TP en la columna de agua llegó a más de 1,2 mg / L (Figura 2). En contraste, los núcleos anóxicas dosificados con alumbre tenían virtualmente ninguna liberación P y concentraciones no fueron diferentes de cualquiera delos tratamientos óxicas 2 (Figura 2). Una incubación núcleo de sedimento realizado 1 año después de la aplicación de todo el lago de alumbre en Spring Lake reveló que el tratamiento fue muy eficaz en la reducción de la liberación de P de sedimento, con tasas de liberación similares entre los tratamientos anóxicos y óxicas 18 (Figura 3). Cuando el experimento se repitió 5 años después del tratamiento con alumbre, liberación TP mantuvo sustancialmente más bajo que el tratamiento previo, pero fue mayor que mide 1 año después del tratamiento, lo que sugiere un ligero descenso en la eficacia del alumbre 19 (Figura 3B). Figura 1. (TP) concentraciones (mg / L) de fósforo total medido durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Mona Lake, Michigan, durante. muelle (A), verano (B), y la caída (C) 4 TP se midió en las aguas que la bañan los núcleos de sedimentos de 4 sitios lacustres más de un 20 – a 28 días de incubación. La carta en la leyenda se refiere al estado de óxido-reducción (A = tratamiento anóxico; O = tratamiento óxica), el número se refiere a replicar el número (1-3). Tenga en cuenta las diferentes escalas en los ejes-y entre temporadas. Haz clic aquí para ver la imagen más grande. Temporada Sitio Flujo anóxico, mg P / m 2 / día Flujo Oxic, mg P / m 2 / día 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 Verano 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 Caer 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 Tabla 1. Media (± DE) máximo flujo aparente TP (mg de P / m 2 / día) en los núcleos de sedimentos recogidos de Mona Lake, Michigan, y se incubaron en condiciones anóxicas y óxicas 4. flujo se calculó a partir del cambio en las concentraciones de TP con el tiempo, que se muestra en la Figura 1. Temporada P Interna Carga, t P externo Carga, t Carga interna Contribución,% Primavera 0.055 0.557 9,0% Verano 2.272 0.862 72,5% Caer 1.127 0.242 82.3% Invierno 0.000 Anual 3.454 contenido "> Cuadro 2. Las estimaciones anuales y estacionales internos de carga P (toneladas métricas, t) para Mona Lake, Michigan, calculado con base en el flujo máximo aparente TP 4 (que se muestra en la Tabla 1). estimaciones de carga interno P estacionales son comparados con P externo carga estima para determinar la contribución de la carga interna de la carga P total. Figura 2. La media (± DE) TP concentraciones (mg / L) mide durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan, y experimentalmente trató con sulfato de aluminio (alumbre) mediante procesos aeróbicos y anóxicos 2. TP se midió en la columna de agua suprayacente núcleos de sedimentos más de un período de incubación de 20 días. Esta cifra ha sido modificado de Steinman et al. 2 reimpreso porPermiso, ASA, CSSA, SSSA. Haga clic aquí para ver la imagen más grande. Figura 3. La media (± DE) TP concentraciones (mg / L), medido durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan 1 año después de 18 (A) y 5 años después del 19 (B) una aplicación a nivel del lago de alumbre. Núcleos de sedimento fueron sometidos a tratamientos óxicas y anóxicas y la columna de agua que recubre Se tomaron muestras para la concentración de TP en un 22-día (A) a 25 días (B) de incubación. Esta cifra ha sido modificado de Steinman et al 18;. Panel A y Steinman et al 19;. Panel B </strong>. Reproducido con permiso, ASA, CSSA, SSSA. Haga clic aquí para ver la imagen más grande.

Discussion

La carga de nutrientes a los lagos puede resultar en ambos deterioros ambientales y económicos 21-23, por lo tanto, es crucial que la sociedad entienda la naturaleza de las fuentes de nutrientes y cómo manejarlos. Tentativas costosas para reducir la carga de nutrientes no pueden mejorar la calidad del agua si la fuente que contribuye apropiada (es decir, sedimentos lacustres o entradas de cuencas) no está destinada a la acción de manejo, lo que resulta en retrasos en la restauración del lago y la frustración por parte de los interesados. Particularmente en los lagos eutróficos poco profundas, la cuantificación de la carga de fósforo interno es un paso crítico en la identificación de una estrategia de gestión para mejorar las condiciones de calidad del agua. Incluso cuando los sedimentos están implicadas como una fuente importante de nutrientes, la reducción de la carga externa P deben ser incluidos en cualquier estrategia de gestión del lago para el alivio de la eutrofización, ya que las entradas externas de P acumulan en última instancia, en los sedimentos y el combustible futuro de carga interna 24,25 </ Sup>.

Aunque existen otros enfoques para estimar la carga interna P, determinación experimental de las velocidades de liberación P es un método directo que se puede ajustar para responder a una variedad de cuestiones de gestión y de investigación. Incubaciones de laboratorio de muestras de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan, se utilizaron para determinar la eficacia potencial de un tratamiento de alumbre 2 y la concentración de aplicación más eficiente 13. Como resultado de los hallazgos de estos estudios basados ​​en laboratorio, los interesados ​​desarrollaron su confianza en que el tratamiento de alumbre puede controlar la liberación de P en sedimentos en Spring Lake. En consecuencia, aprobaron una evaluación de 10 años para financiar un tratamiento alumbre; posteriores incubaciones núcleo de sedimentos revelaron que el tratamiento fue eficaz en la reducción de sedimentos P flujo 1 año 18 y 5 años 19 después del tratamiento. Incubaciones núcleo de sedimento también se han utilizado para evaluar los efectos de la resuspensión de sedimentos 13 </sup> y bioturbación (G. Nogaro y A. Harris, datos no publicados) sobre la liberación de P.

Varios análisis de sedimentos adicionales se pueden realizar en conjunto con las incubaciones núcleo para proporcionar información que sea útil en la interpretación de resultados de liberación de sedimentos P. Los 5 o 10 cm superiores de los sedimentos se pueden extruir a partir de núcleos de análisis de TP sedimentos, SRP intersticial, P fraccionamiento secuencial y metales 4,18,19. Un ejemplo de P fraccionamiento secuencial 26 que puede ser útil en los estudios de carga internos implica determinar la cantidad de P unido al 1) de aluminio (Al-P) o hierro (Fe-P), que representa un redox insensible (Al-P) y un sensible a redox (Fe-P) asociación mineral que puede llegar a ser soluble en condiciones anóxicas, y 2) de calcio (Ca-P) o magnesio (Mg-P), que son ambas asociaciones minerales estables. Además, los sedimentos Fe: P se pueden calcular para proporcionar una visión sobre el potencial de capacidad de unión P-de sedimentos. Sedimentos ricos en hierro que quedanoxidado han demostrado que la liberación muy poco cuando P Fe: P están por encima de 15 (en peso) 27. Estos análisis de sedimentos adicionales se pueden realizar en los núcleos después de la incubación de carga interna 4,18,19, o en núcleos replicadas tomadas en el momento de la recogida del núcleo de carga interna, pero no se utilizan para las mediciones de la velocidad de liberación.

A pesar de los beneficios de la determinación experimental de los sedimentos P de flujo, el enfoque no es sin limitaciones. Una serie de hipótesis a menudo debe hacerse que puede añadir incertidumbre a los resultados:

  • Una de las hipótesis es que las tasas de liberación de los núcleos de sedimentos son representativos de las condiciones en el lago de estudio. Para minimizar el impacto de este supuesto, las estrategias de muestreo deben ser diseñados para representar a la mayor cantidad de la variabilidad espacial y temporal de lo posible en la liberación de P de sedimento. Sitios de muestreo deben abarcar tanto rango geográfico posible dentro de un lago para capturar la variación espacial de characterist sedimentosics 2. Si está disponible, los mapas batimétricos se pueden utilizar para seleccionar los sitios que son representativos de la gama de profundidades inferiores en el lago. Otras consideraciones para la captura de la variación espacial incluyen la ubicación de las principales entradas tributarias y la presencia de cuencas lacustres distintas. Cuando sea posible, las incubaciones de laboratorio deben llevarse a cabo durante cada temporada sin hielo y durante varios años para capturar la variación temporal de las tasas de liberación.
  • Un segundo supuesto es que las condiciones de incubación son representativos de las condiciones naturales. Una condición anóxica constante crea una situación óptima para la liberación de P, el cual puede no ocurrir de forma natural en el lago estudio. Por lo tanto, los tratamientos anóxicos puede sobreestimar la liberación de P de sedimento, por lo tanto, puede que sea mejor pensar en las tasas de liberación medidos en tratamientos anóxicos como las tasas potenciales máximos.
  • Para el cálculo de la carga P interna anual, se deben hacer suposiciones acerca de la fecha, la duración y el alcance espacial de anoxia hipolimnética.Por ejemplo, en lagos fuertemente estratificadas con profundidad de agua relativamente consistente y confirmados anoxia hipolimnética, algunos estudios han supuesto que toda la zona del lago es anóxico durante los períodos de estratificación con el propósito de estimar la carga P interna anual de 2,4. Sin embargo, esto puede dar lugar a una sobreestimación de la carga debido a los sedimentos óxicas en las zonas someras litorales 4. Por lo tanto, una estrategia de monitoreo de oxígeno disuelto integral que captura diel, estacional y variabilidad espacial en estado redox es muy recomendable para la estimación exacta de carga interna anual.
  • Por último, las incubaciones de laboratorio pueden introducir artefactos experimentales debido a la incapacidad para simular completamente condiciones naturales. Por ejemplo, debido a que los sedimentos están encerrados en tubos centrales, el intercambio de agua a través de los sedimentos permeables se excluye, sin embargo, es posible diseñar tubos centrales de flujo a través que mitigan este problema 28. Otros artefactos incluyen la incapacidad para imitar importantemezclando eventos o acción de olas de viento, lo que podría alterar la integridad de los sedimentos en los sistemas naturales.

Dado que el enfoque de incubación núcleo de sedimento puede ser utilizado para generar las estimaciones de carga interno P razonables en tan sólo un año (aunque varios años de datos proporcionan información más robusta), que es una valiosa herramienta para informar las decisiones de gestión lago. Cuando se utiliza para desarrollar planes de manejo lago o de restauración, puede ayudar a asegurar el uso racional de los recursos financieros. En los lagos, donde ya se ha producido la gestión de carga interno P, incubaciones núcleo de sedimento pueden comprobar la eficacia del tratamiento y se utiliza para modificar la trayectoria de la gestión, si se justifica.

Disclosures

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

Los autores agradecen la asistencia de campo y de laboratorio proporcionados por James Smit y Kurt Thompson. La financiación de los estudios originales para los cuales se ha desarrollado este protocolo fue proporcionada por el lago-Lake Junta Primavera 2,13,18,19, el Michigan Department of Environmental Quality 4, y Jim Duncan, Dave Farhat, y la Oficina del Presidente en el Grand Valley State Universidad 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

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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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