Name: Labor-Phosphor bestimmt Flux von Seesedimenten als Maß der internen Phosphorbelastung (Video) | JoVE Journal
Uploaded: 2014-03-06T14:15:00.000+00:00
Duration: 10 min 49 s
Description: Erfahren Sie, wie Phosphor-Freisetzung aus Seesedimenten im Labor gemessen wird, um die interne Phosphorbelastung zu quantifizieren. Diese Methode unterstützt Gewässermanagement-Strategien.

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Die Autoren danken für die Feld-und Labor Unterstützung von James Thompson und Kurt Smit Verfügung gestellt. Die Finanzierung für Originalstudien für die dieses Protokoll wurde entwickelt, wurde von der Spring Lake-Lake Vorstands 2,13,18,19 vorgesehen, der Michigan Department of Environmental Quality 4 und Jim Duncan, Dave Farhat und Amt des Präsidenten an der Grand Valley State Universität 17.

1. Feld Sampling <ol><li> Führen Probenahme einmal während jedes eisfreien Saison (soweit zutreffend) für 1-2 Jahre, wenn möglich (dh 3 mal / Jahr in einem nördlichen gemäßigten Klima). Wenn es die Zeit und / oder Fonds verbieten Saison Probenahme, Probennahme führen einmal jährlich während der mittleren bis späten Sommer. </li><li> Wählen Sediment Sammelstellen, die verschiedenen geographischen Regionen in den See ab. Die Wahl Standorten in der Nähe von historischen Wasserqualität und / oder Sedimentprobenentnahmestellen, falls vorhanden, ist es oft wünschenswert, um die Vorteile von historischen Daten. Ansonsten versuchen, Websites, die verschiedenen Sedimenttypen in den See stellen wählen. </li><li> Führen Sie die Wasserqualität Probenahme vor der Kernsammlung sedimentieren. <ol><li> Zumindest die Wassertiefe zu messen und Vertikalprofile der Temperatur und Wasser gelösten Sauerstoff. Near-Bodenmessungen sollte so nah wie möglich zu sedimentieren Oberfläche genommen werden, ohne das Sediment zu stören. </li><li> Sammeln Sie alle anderen water Qualitätsdaten und Proben, die gewünscht werden, um die spezifischen Ziele der Studie zu erfüllen. Beispiele sind Vertikalprofile der pH-Wert, Leitfähigkeit und Trübung, Sichttiefe, photosynthetisch aktiven Strahlung (PAR)-Profile, Chlorophyll a; löslichen Reaktiv Phosphor (SRP), Gesamt-Phosphor (TP) und Stickstoff-Spezies. </li></ol></li><li> An jeder Messstelle, füllen Sie eine 10-Liter Kanister mit Wasser 1 m über der Sedimentoberfläche mit einem Van Dorn oder Niskin Flasche gesammelt. Dies wird in der ersten Einrichtung von Sedimentkernen im Labor und zum Nachfüllen Kerne nach der Probenahme während der Inkubation verwendet werden. Setzen Sie den Glasballon in einen Kühler mit Eis. </li><li> Sammelt 6 Sedimentkerne pro Ort mit einem Kolbenlot 2,20. <ol><li> Siehe 20. Fisher et al. Spezifische Anweisungen zur Konstruktion der Entkernervorrichtung. Kurz gesagt, besteht die Entkernungsvorrichtung einer abgestuften 0,6 m Polycarbonatkernrohr (7 cm ID), ein Polyvinylchlorid (PVC) Befestigungsanordnung zum Koppeln an Aluminiumantriebsstangen, einem Kolben aus zwei Gummistopfen und einer Ringschraube, einer kunststoffbeschichteten Kolben Kabel mit einem Drehclip und Aluminiumantriebsstangen ausgebildet. Montage des Entkernungsvorrichtung gemäß den folgenden Schritten: <ol><li> Fädeln Sie den drehbaren Clip Ende der Kolben Kabel durch die Spitze der PVC Befestigung. Ausrichten einer Kernrohr mit Bolzenlöchern nach oben erstrecken und das Kabel durch die Länge des Kernrohrs. Clip der Kolben-Kabel an den Ringschraube des Kolbenstopfens. </li><li> Befestigen Sie die Kernrohr auf die PVC Befestigungsanordnung mit einem Kabelschloss Haken-Stift. Ziehen Sie den Kolben Kabel, um die Kolben 20 cm vom Boden des Kernrohres voranzutreiben, um eine Wasserschicht auf der Oberseite der Sedimentoberfläche während der Kernsammlung aufrecht zu erhalten. </li><li> Bringen Sie eine Aluminium-Antriebsstange an das andere Ende des PVC-Befestigungsanordnung mit einem Kabelschloss Haken-Stift. Nieder Entkernervorrichtung vertikal ins Wasser, das Hinzufügen zusätzlicher Abschnitte der AluminiumantriebsStange nach Bedarf. </li></ol></li><li> Positionieren Sie den Greifer vertikal an der Sediment-Wasser-Grenzfläche und nach unten drücken, mit dem Kolben Kabel stationär bleibt. Um dies zu erreichen, ziehen Sie den Kolben Kabel straff, sobald der Kernbohrer an Ort und Stelle an der Sediment-Wasser-Grenzfläche, befestigen Schraubstock zu Kabel, Schritt auf dem Kabel auf der Innenseite der Schraubstock, und dann nach unten drücken. </li><li> Bringen Kern an die Oberfläche zu versiegeln und mit einem Gummistopfen vor dem Aufbrechen der Wasseroberfläche. Sichern Sie unten Stopfen mit Klebeband. </li><li> Bolzen den Kolben nach oben in das Kernrohr, um es während des Transports stationär zu halten. Legen Sie das Kernrohr in einer vertikalen Rack und pflegen bei Umgebungsbodennahen Temperatur See, mit Eis, wenn nötig. </li></ol></li></ol> 2. Labor Inkubation <ol><li> Nach der Rückkehr aus dem Feld, passen Kerne, um die gewünschte Tiefe von Sediment-und darüberliegenden Wassersäule enthalten. Überschüssiges Sediment sorgfältig stieß werden den Boden des Kernrohr durch removing den unteren Stopfen, Wasser hinzufügen, von dem an der entsprechenden Stelle gesammelt Glasballon, wenn nötig. Häufig verwendete Sediment und Wassersäule Tiefen 20 cm des Sediments mit einer 25 cm Wassersäule, die über 2,4,13,17-19, aber diese Mengen kann beliebig verändert werden. </li><li> Zeigen Sedimentkernrohre in einem abgedunkelten Umweltwachstumskammer, mit der Temperatur gehalten, um Umgebungs im Feld gemessen Bodenwassertemperaturen entsprechen. </li><li> Expose der Adern an Redox-Behandlungen. Für die oxischen Behandlung, Blase der Wassersäule von 3 Adern / site mit Luft. Blasen die Wassersäule der verbleibenden drei Adern pro Standort mit N 2 (mit ~ 350 ppm CO 2 auf einen pH-Puffer) für die anoxische Behandlung. Achten Sie auf eine langsame und konstante Rate, die unterbrechungsfreie Blase an der Sedimentoberfläche ist. </li><li> Am Tag 1 des Kern Inkubation filtern je 10 L Glasballon enthalten, in der Nähe von Bodenwasser von jedem Standort auf dem Gebiet gesammelt. Verwendung einer peristaltischen Pumpe und FilterpatroneGehäuse, Filter Wasser zuerst durch ein 1 &amp;mgr; m-Filter, gefolgt von einer 0,2 &amp;mgr; m-Filter. Speicher gefilterte Wasser bei 4 ° C für die Dauer des Kerns Inkubation. </li><li> Probenkerne für P-Freisetzungsrate über die Dauer der Inkubationszeit 2,3. Da dies ein Redox-sensitive Experiment treffen Vorkehrungen, um Redoxbehandlung Bedingungen aufrecht zu erhalten, wenn möglich. <ol><li> Mit einer Spritze, entfernen einen 40 ml Wasserprobe durch die Probenahmeöffnung jedes Bohrkerns an den Tagen 0 (dh zum Zeitpunkt Kerne werden in der Wachstumskammer angeordnet), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 und der Kern 28 der Inkubation. (Hinweis:. Wenn Änderungen in sehr kurzen Zeitrahmen gewünscht werden, kann die Stichprobenregelung geändert, um bei hr 1, 2, 4, 8, etc probieren sich jedoch, das System wird oft noch durch die ersten 12 Stunden Äquilibrierung, so P Mitteilung Dynamik kann zu Beginn der Inkubation recht unterschiedlich sein.) </li><li> Sofort nach der Entnahme, verzichten ein 20 ml0; Teilstichprobe in eine Szintillationsfläschchen und in den Kühlschrank für die Analyse von TP. Filtern Sie die anderen 20 ml Stichprobe durch einen 0,45 um Membranfilter und in eine Szintillationsfläschchen und einfrieren für die Analyse der SRP. </li><li> Ersetzen Sie die 40 ml Teilstichprobe mit dem gleichen Volumen Wasser gefiltert (siehe Schritt 2.4) von der entsprechenden Website. </li></ol></li></ol> 3. P Release Rate Berechnung <ol><li> Berechnen Strom (Freisetzungsrate) auf der Basis der Änderung der Wassersäule TP oder SRP unter Verwendung der folgenden Gleichung 2: Rr = P (C t - C 0) × V / A wobei P rr ist der Netto P Mitteilung (positive Werte) oder Retention (negative Werte) Rate pro Flächeneinheit Sediment (mg P / m 2 / d), C t ist die TP-oder SRP-Konzentration in der Wassersäule zur Zeit t , C 0 die TP oder SRP-Konzentration zum Zeitpunkt 0 ist, V das Volumen des Wassers in der Wassersäule des Kerns tUbe und A die ebene Oberfläche der Sedimentkernen. Berechnen Sie P-Freisetzungsrate mit dem linearen Teil der Konzentration-Zeit-Kurve, um das maximale Scheinfreisetzungsrate geben 4,13,18,19. Um mögliche kurzfristige Verzerrungen zu vermeiden, wählen Sie nicht aufeinander Probenahme Termine für C und C t 0 18,19. </li></ol> 4. Interne P Lastberechnung <ol><li> Berechnen Sie jährliche P Fluss. <ol><li> Für jede Jahreszeit, in der Probenahme erfolgte, multiplizieren anoxischen und oxischen Fluss individuell durch die Anzahl der Tage in dieser Jahreszeit. Addieren Sie die Werte der jährlichen saisonalen anoxischen und oxischen Strom (mg / m 2 / Jahr) zu erhalten. Wenn mehrere Teilnehmer in der gleichen See abgetastet wurden, kann diese Berechnung entweder separat für jede Website oder indem die mittleren Flusswerte für alle Standorte durchgeführt werden (siehe Abschnitt 4.2.2). </li><li> P-Freisetzung aus Sedimenten ist in der Regel im Winter aufgrund der niedrigen Wassertemperaturen sehr niedrig. Wenn Probennahme wurde nicht im Winter durchgeführt,davon aus, dass P Fluss von 0 für diese Saison 14,15. </li><li> Da die Mehrheit der interne P-Freisetzung im Sommer auftritt, können jährliche interne P Fluss grob von alleine Sommer Messungen in Abwesenheit des Saison 2,15,17 Daten geschätzt werden. Für diesen Ansatz, die Berechnung der P Fluss nach Abschnitt 4.1.1 und davon ausgehen, 0 Fluss für alle Jahreszeiten außer im Sommer. Erkennen Sie, dass dies eine konservative Schätzung der jährlichen P Release sein. </li><li> Falls verfügbar, können gelöstem Sauerstoff-Daten verwendet, um den jährlichen Stromberechnung P 2,4 verfeinern. Solche Daten können zeigen, dass ein See erlebt Hypoxie oder Sauerstoffmangel für einen bestimmten Prozentsatz des Jahres oder während bestimmter Jahreszeiten. In diesen Fällen verwenden anoxischen und oxischen Fluss nach der angemessenen Anteil oder Saison und summieren die Werte in jährlichen internen P Fluss berechnen. <ol><li> Zum Beispiel, wenn Hypoxie oder Sauerstoffmangel wurde nur im Sommer gemessen, berechnen Abschnitt 4.1.1 mit anoxischen Fluss für Sommer-und Flussmittel für oxischendie restlichen Jahreszeiten. Addieren Sie die Werte in jährlichen internen P Fluss zu erhalten. Und falls Routine gelösten Sauerstoff Monitoring-Daten zeigen, dass der See erlebt Hypoxie oder Anoxie 35% des Jahres, multiplizieren Jahres anoxischen Fluss von Abschnitt 4.1.1 von 0,35 und Jahres oxischen Fluss von Abschnitt 4.1.1 von 0,65 und fassen die Werte zu berechnen, jährliche interne P Fluss. </li></ol></li><li> Polymiktischen Seen stellen eine besondere Herausforderung für die interne P-Lastberechnung, die aufgrund ihrer häufig Misch-und räumlichen und zeitlichen Variabilität in Redox-Zustand 14. Nürnberg et al. 16. ein Modell entwickelt, um die Anzahl der Tage in der anoxischen polymiktischen See kann während einer Saison oder Jahr erleben zu berechnen. Die aktive Bodensatz-Fläche und Zeit (AA), die die Länge der Zeit (Tage / Saison), dass ein Bereich ähnlich der See-Oberfläche wird aktiv frei P stellt, kann wie folgt berechnet werden: AA = -36,2 + 50,2 log (P Saison) + 0,762 z / A 00,5 wobei P die durchschnittliche Wassersäule TP-Konzentration während einer Saison, z mittlere Tiefe und A See-Oberfläche. Zur Berechnung der jährlichen internen P Fluss, multiplizieren AA von anoxischen Fluss und die Anzahl der Tage von oxischen oxischen Fluss für jede Jahreszeit, und dann alle Werte zusammenfassen. </li></ol></li><li> Scale up interne P-Fluss, um den gesamten See-Bereich. <ol><li> Multiplizieren Sie den jährlichen P Fluss von 4,1 Schritt durch den gesamten See-Oberfläche, jährliche interne P-Last zu berechnen. Sofern Jahres P Fluss wurde nach § § 4.1.4 oder 4.1.5 berechnet, verwenden Sie den anoxischen Jahresfluss jährliche interne P-Last zu berechnen. Andernfalls verwenden Sie den Fluss in den Abschnitten 4.1.4 oder 4.1.5 berechnet. </li><li> Wenn mehrere Teilnehmer in der gleichen See abgetastet wurden, kann der See in geographische Zonen mit jeder Website zugeordnet aufgeteilt werden. Multiplizieren Sie den jährlichen anoxischen P Fluss (oder Jahres Fluss aus den § § 4.1.4 oder 4.1.5) für jeden Standort durch die Fläche der Zone, dann fassen die Werte ann erhaltenmanuelle interne P-Last für den gesamten See 4,17. Alternativ kann die mittlere jährliche P Fluss von allen Standorten in Abschnitt 4.2.1 verwendet werden. </li><li> Detaillierte Daten von gelöstem Sauerstoff kann anzeigen, dass bestimmte Bereiche des Sees Erfahrung hypoxischen oder anoxischen Bedingungen (zB tiefen Bereichen), während andere Bereiche oxischen Jahr über bleiben. Falls verfügbar, verwenden diese Informationen, um den Fluss × Flächenberechnung verfeinern (Steinman et al., In Vorb.). Multiplizieren Sie die anoxischen Oberfläche nach der Jahres anoxischen Fluss und multiplizieren Sie das oxischen Oberfläche nach der Jahres oxischen Flussmittel, und summieren die beiden Werte zu jährlichen internen P Last zu berechnen. </li></ol></li></ol>

<ol><li>Schindler, D. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((The+dilemma+of+controlling+cultural+eutrophication+of+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22Proc.+Royal+Soc.+B%22%5BJournal%5D)">The dilemma of controlling cultural eutrophication of lakes.</a> Proc. Royal Soc. B. 279, 4322-4333 (2012).</li>
<li>Steinman, A. D., Rediske, R., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((The+reduction+of+internal+phosphorus+loading+using+alum+in+Spring+Lake%5BTitle%5D)+AND+%22Michigan.+J.+Env.+Qual%22%5BJournal%5D)">The reduction of internal phosphorus loading using alum in Spring Lake.</a> Michigan. J. Env. Qual. 33, 2040-2048 (2004).</li>
<li>Moore, P. A., Reddy, K. R., Fisher, M. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Phosphorus+flux+between+sediment+and+overlying+water+in+Lake+Okeechobee%2C+Florida%3A+spatial+and+temporal+variations%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Env.+Qual%22%5BJournal%5D)">Phosphorus flux between sediment and overlying water in Lake Okeechobee, Florida: spatial and temporal variations.</a> J. Env. Qual. 27, 1428-1439 (1998).</li>
<li>Steinman, A. D., Chu, X., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Spatial+and+temporal+variability+of+internal+and+external+phosphorus+loads+in+an+urbanizing+watershed%5BTitle%5D)+AND+%22Aquatic+Ecol%22%5BJournal%5D)">Spatial and temporal variability of internal and external phosphorus loads in an urbanizing watershed.</a> Aquatic Ecol. 43, 1-18 (2009).</li>
<li>Søndergaard, M., Bjerring, R., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Persistent+internal+phosphorus+loading+during+summer+in+shallow+eutrophic+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22Hydrobiologia%22%5BJournal%5D)">Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes.</a> Hydrobiologia. 710, 95-110 (2013).</li>
<li>Björk, S. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Lake+restoration+techniques.+In%3A+Lake+pollution+and+recovery%5BTitle%5D)+AND+%22International+Congress+of+European+Water+Pollution+Control+Association%22%5BJournal%5D)">Lake restoration techniques. In: Lake pollution and recovery.</a> International Congress of European Water Pollution Control Association. , Rome, Italy. 293-301 (1985).</li>
<li>Graneli, W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Internal+phosphorus+loading+in+Lake+Ringsjon%5BTitle%5D)+AND+%22Hydrobiologia%22%5BJournal%5D)">Internal phosphorus loading in Lake Ringsjon.</a> Hydrobiologia. 404, 19-26 (1999).</li>
<li>Steinman, A. D., et al. <a target="_blank" href="http://scholar.google.com/scholar?hl=en&safe=off&q=author%3aSteinman%2C+AD+%22Phosphorus+in+Lake+Okeechobee%3A+sources%2C+sinks%2C+and+strategies.+In%3A+Phosphorus+Biogeochemistry+of+Subtropical+Ecosystems%3A+Florida+as+a+case+example%22">Phosphorus in Lake Okeechobee: sources, sinks, and strategies. In: Phosphorus Biogeochemistry of Subtropical Ecosystems: Florida as a case example</a>. Reddy, K. R., O’Connor, G. A., Schelske, C. L. , CRC/Lewis Publ. New York. 527-544 (1999).</li>
<li>Mortimer, C. H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((The+exchange+of+dissolved+substances+between+mud+and+water+in+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Ecol%22%5BJournal%5D)">The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes.</a> J. Ecol. 29, 280-329 (1941).</li>
<li>Marsden, M. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Lake+restoration+by+reducing+external+phosphorus+loading%3A+the+influence+of+sediment+phosphorus+release%5BTitle%5D)+AND+%22Freshwater+Biol%22%5BJournal%5D)">Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release.</a> Freshwater Biol. 21, 139-162 (1989).</li>
<li>Søndergaard, M., Jensen, J. P., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Role+of+sediment+and+internal+loading+of+phosphorus+in+shallow+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22Hydrobiologia%22%5BJournal%5D)">Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 506-509, 135-145 (2003).</li>
<li>Selig, U. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Particle+size-related+phosphate+binding+and+P-release+at+the+sediment-water+interface+in+a+shallow+German+lake%5BTitle%5D)+AND+%22Hydrobiologia%22%5BJournal%5D)">Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake.</a> Hydrobiologia. 492, 107-118 (2003).</li>
<li>Steinman, A. D., Nemeth, L., Nemeth, E., Rediske, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Factors+influencing+internal+P+loading+in+a+western+Michigan%2C+drowned+river-mouth+lake%5BTitle%5D)+AND+%22J.+N.+Am.+Benthol.+Soc%22%5BJournal%5D)">Factors influencing internal P loading in a western Michigan, drowned river-mouth lake.</a> J. N. Am. Benthol. Soc. 25, 304-312 (2006).</li>
<li>Nürnberg, G. K. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Assessing+internal+phosphorus+load%E2%80%94problems+to+be+solved%5BTitle%5D)+AND+%22Lake+Reservoir+Manag%22%5BJournal%5D)">Assessing internal phosphorus load—problems to be solved.</a> Lake Reservoir Manag. 25, 419-432 (2009).</li>
<li>Nürnberg, G. K., LaZerte, B. D., Loh, P. S., Molot, L. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Quantification+of+internal+phosphorus+load+in+a+large%2C+partially+polymictic+and+mesotrophic+Lake+Simcoe%2C+Ontario%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Great+Lakes+Res%22%5BJournal%5D)">Quantification of internal phosphorus load in a large, partially polymictic and mesotrophic Lake Simcoe, Ontario.</a> J. Great Lakes Res. 39, 271-279 (2013).</li>
<li>Nürnberg, G. K., Tarvainen, M., Ventellä, A. -M., Sarvala, J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Internal+phosphorus+load+estimation+during+biomanipulation+in+a+large+polymictic+and+mesotrophic+lake%5BTitle%5D)+AND+%22Inland+Waters%22%5BJournal%5D)">Internal phosphorus load estimation during biomanipulation in a large polymictic and mesotrophic lake.</a> Inland Waters. 2, 147-132 (2012).</li>
<li>Steinman, A. D., Ogdahl, M., Luttenton, M. <a target="_blank" href="http://scholar.google.com/scholar?hl=en&safe=off&q=author%3aSteinman%2C+AD+%22An+analysis+of+internal+phosphorus+loading+in+White+Lake+Michigan.+In%3A+Lake+Pollution+Research+Progress%22">An analysis of internal phosphorus loading in White Lake Michigan. In: Lake Pollution Research Progress</a>. Miranda, F. R., Bernard, L. M. , Nova Science Publishers. New York. 311-325 (2008).</li>
<li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Ecological+effects+after+an+alum+treatment+in+Spring+Lake+Michigan%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Env.+Qual%22%5BJournal%5D)">Ecological effects after an alum treatment in Spring Lake Michigan.</a> J. Env. Qual. 37, 22-29 (2008).</li>
<li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Macroinvertebrate+response+and+internal+phosphorus+loading+in+a+Michigan+Lake+after+alum+treatment%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Env.+Qual%22%5BJournal%5D)">Macroinvertebrate response and internal phosphorus loading in a Michigan Lake after alum treatment.</a> J. Env. Qual. 41, 1540-1548 (2012).</li>
<li>Fisher, M. M., Brenner, M., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((A+simple%2C+inexpensive+piston+corer+for+collecting+undisturbed+sediment%2Fwater+interface+profiles%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Paleolimnol%22%5BJournal%5D)">A simple, inexpensive piston corer for collecting undisturbed sediment/water interface profiles.</a> J. Paleolimnol. 7, 157-161 (1992).</li>
<li>Carpenter, S. R., Bolgrien, D., Lathrop, R. C., Stow, C. A., Reed, T., Wilson, M. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Ecological+and+economic+analysis+of+lake+eutrophication+by+nonpoint+pollution%5BTitle%5D)+AND+%22Aus.+J.+Ecol%22%5BJournal%5D)">Ecological and economic analysis of lake eutrophication by nonpoint pollution.</a> Aus. J. Ecol. 23, 68-79 (1998).</li>
<li>Smith, V. H. <a target="_blank" href="http://scholar.google.com/scholar?hl=en&safe=off&q=author%3aSmith%2C+VH+%22Cultural+eutrophication+of+inland%2C+estuarine%2C+and+coastal+waters.+In%3A+Successes%2C+limitations%2C+and+frontiers+in+ecosystem+science%22">Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In: Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science</a>. Pace, M. L., Groffman, P. M. , Springer. New York. 7-49 (1998).</li>
<li>Pretty, J. N., Mason, C. F., Nedwell, D. B., Hine, R. E., Leaf, S., Dils, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Environmental+costs+of+freshwater+eutrophication+in+England+and+Wales%5BTitle%5D)+AND+%22Env.+Sci.+Technol%22%5BJournal%5D)">Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales.</a> Env. Sci. Technol. 37, 201-208 (2003).</li>
<li>Carpenter, S. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Eutrophication+of+aquatic+ecosystems%3A+Bistability+and+soil+phosphorus%5BTitle%5D)+AND+%22Proc.+Natl.+Acad.+Sci.+U.S.A%22%5BJournal%5D)">Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus.</a> Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 102, 10002-10005 (2005).</li>
<li>Hansson, L. -A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Biomanipulation+as+an+application+of+food+chain+theory%3A+constraints%2C+synthesis+and+recommendations+for+temperate+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22Ecosystems%22%5BJournal%5D)">Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes.</a> Ecosystems. 1, 558-574 (1998).</li>
<li>Moore, P. A., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Role+of+Eh+and+pH+on+phosphorus+geochemistry+in+sediments+of+Lake+Okeechobee%2C+Florida%5BTitle%5D)+AND+%22J.+Env.+Qual%22%5BJournal%5D)">Role of Eh and pH on phosphorus geochemistry in sediments of Lake Okeechobee, Florida.</a> J. Env. Qual. 23, 955-964 (1994).</li>
<li>Jensen, H. S., Kristensen, P., Jeppesen, E., Skytthe, A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((Iron%3Aphosphorus+ratio+in+surface+sediment+as+an+indicator+of+phosphate+release+from+aerobic+sediments+in+shallow+lakes%5BTitle%5D)+AND+%22Hydrobiologia%22%5BJournal%5D)">Iron:phosphorus ratio in surface sediment as an indicator of phosphate release from aerobic sediments in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 235-236, 731-743 (1992).</li>
<li>Roychoudhury, A. N., Viollier, E., Van Cappellen, P. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed?term=((A+plug+flow-through+reactor+for+studying+biogeochemical+reactions+in+undisturbed+aquatic+sediments%5BTitle%5D)+AND+%22App.+Geochem%22%5BJournal%5D)">A plug flow-through reactor for studying biogeochemical reactions in undisturbed aquatic sediments.</a> App. Geochem. 13, 269-280 (1998).</li>
</ol>

Die Autoren haben nichts zu offenbaren.

Nährstoffbelastung von Seen in beiden ökologischen und wirtschaftlichen Beeinträchtigungen 21-23 führen, daher ist es wichtig, dass die Gesellschaft die Art der Nährstoffquellen und wie man sie zu verwalten versteht. Kostspielige Versuche, Nährstoffbelastung reduzieren kann nicht die Wasserqualität zu verbessern, wenn die entsprechende beitragQuelle (dh Seesedimenten oder Wasserscheide Eingänge) ist nicht für gezielte Managementmaßnahmen, was zu Rückschlägen im See Restaurierung und Frustration auf Seiten der Stakeholder. Besonders in flachen eutrophen Seen, ist die Quantifizierung der internen Phosphorbelastung ein entscheidender Schritt bei der Identifizierung eines Management-Strategie, um die Wasserqualität Bedingungen zu verbessern. Auch wenn Sedimente werden als eine wichtige Quelle von Nährstoffen beteiligt, muss Kürzungen in externen P Last in jeder See-Management-Strategie zur Linderung von Eutrophierung aufgenommen werden, da externe Eingänge von P akkumulieren letztlich in den Sedimenten und Kraftstoff zukünftige interne Lade 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Obwohl auch andere Ansätze gibt, um interne P-Last zu schätzen, ist experimentelle Bestimmung der P-Freisetzungsraten eine direkte Methode, die so eingestellt werden kann, um eine Vielzahl von Management-und Forschungsfragen zu beantworten. Labor Inkubationen von Sedimentkernen aus Spring Lake, Michigan gesammelt wurden verwendet, um die potenzielle Wirksamkeit einer Behandlung Alaun 2 und der effizienteste Anwendungskonzentration 13 bestimmen. Als Folge der Erkenntnisse aus dieser Labor-basierte Studien, entwickelten die Beteiligten zuversichtlich, dass der Alaun-Behandlung könnte P Freisetzung in Spring Lake Sedimenten steuern. Folglich genehmigte sie eine 10-Jahres-Bewertung, um eine Alaun-Behandlung zu finanzieren; nachfolgenden Inkubationen Sedimentkern zeigte, dass die Behandlung zur Reduzierung Sedimentfluss P 1 Jahr 18 und 5 Jahre 19 nach der Behandlung wirksam. Sediment-Inkubationen wurden ebenfalls verwendet, um die Auswirkungen von Sediment resuspendiert 13 auswerten </sup&gt; und Bioturbation (G. Nogaro und A. Harris, unveröffentlichte Daten) auf P-Release. Mehrere zusätzliche Sediment-Analysen können in Verbindung mit Kern Inkubationen zu Informationen, die bei der Interpretation von Sediment P Mitteilung Ergebnisse bereitzustellen durchgeführt werden. Die Top-5 oder 10 cm von Sedimentkernen aus für die Analyse von Sediment TP, Porenwasser SRP, sequentielle P-Fraktionierung und Metalle 4,18,19 extrudiert werden. Ein Beispiel eines sequentiellen Fraktionierung P 26, die nützlich in der internen Lade Studien kann das Bestimmen der Menge an P 1) Aluminium (Al-P) oder Eisen (Fe-P), die eine Redox-unempfindlich (Al-P darstellt) gebunden und ein Redox-sensitive (Fe-P) Mineral Vereinigung, die unter anoxischen Bedingungen löslich werden können, und 2) Calcium (Ca-P) oder Magnesium (Mg-P), die beide stabil Mineral Verbände sind. Ferner Sediment Fe: P-Verhältnisse berechnet werden, um einen Einblick auf das Potential P-Bindungskapazität von Ablagerungen bereitzustellen. Eisenreichen Sedimenten, die bleibenoxidiert wurde gezeigt, dass sehr wenig P freizugeben, wenn Fe: P-Verhältnisse über 15 (nach Gewicht) 27. Diese zusätzlichen Sedimentanalysen können auf die Kerne folgenden internen Last Inkubation 4,18,19 auf Replikat Kerne zum Zeitpunkt der innere Lastkern Sammlung genommen, aber nicht für Freisetzungsrate Messungen durchgeführt werden, oder. Trotz der Vorteile der experimentellen Bestimmung der Sediment P Fluss ist der Ansatz nicht ohne Einschränkungen. Eine Reihe von Annahmen müssen oft gemacht, dass die Unsicherheit der Ergebnisse hinzugefügt werden können: <ul><li> Eine Annahme ist, dass Freisetzungsraten aus den Sedimentkernen sind repräsentativ für Bedingungen in der Studie See. Um die Auswirkungen dieser Annahme zu minimieren, sollte Probenahmestrategien entwickelt werden, um so viel von der räumlichen und zeitlichen Variabilität wie möglich im Sediment P Mitteilung darstellen. Probenahmestellen sollten so viel wie möglich geographischen Bereich innerhalb eines Sees bedecken räumliche Variation im Sediment characterist erfassenics 2. Falls verfügbar, können Tiefseekarten verwendet werden, um Websites, die Vertreter des Bereichs der unteren Tiefen in der See sind zu wählen. Andere Überlegungen für die Erfassung von räumlichen Variation sind die Lage der größten Nebenflüsse Eingänge und die Anwesenheit von verschiedenen Seebecken. Wenn möglich, sollte in jedem Labor Inkubationen eisfreien Saison und über mehrere Jahre durchgeführt werden, um die zeitliche Variation der Freisetzungsraten zu erfassen. </li><li> Eine zweite Annahme ist, dass die Inkubationsbedingungen Vertreter der natürlichen Bedingungen. Eine konstante anoxischen Bedingung schafft eine optimale Situation für die Freisetzung von P, die nicht natürlich in der Studie See auftreten können. So kann anoxischen Behandlungen Sediment P Mitteilung überschätzen, daher kann es am besten sein, der Freisetzungsraten in anoxischen Behandlungen maximale Potenzial Raten gemessen denken. </li><li> Um jährliche interne P Last zu berechnen, müssen Annahmen über den Zeitpunkt, die Dauer und die räumliche Ausdehnung hypolimnetic Sauerstoffmangel hergestellt werden.Zum Beispiel in stark geschichteten Seen mit relativ konstante Wassertiefe und bestätigt hypolimnetic Anoxie, haben einige Studien davon ausgegangen, dass die gesamte Seengebiet ist während der Schichtzeiten zum Zweck der jährlichen internen P Last Schätzung 2,4 anoxischen. Dies kann jedoch zu einer Überschätzung der Belastung durch oxischen Sedimenten in flachen Küstenzonen 4 führen. So wird eine umfassende Überwachung von gelöstem Sauerstoff-Strategie, die diel, saisonale und räumliche Variabilität der Redox-Zustand erfasst hoch für genaue jährliche interne Lastschätzung empfohlen. </li><li> Schließlich können Labor Inkubationen experimentellen Artefakte aufgrund der Unfähigkeit, völlig natürlichen Bedingungen simulieren einzuführen. Zum Beispiel, weil die Sedimente in Kernrohren eingeschlossen ist, den Wasseraustausch durch durchlässige Sedimente ist ausgeschlossen, jedoch ist es möglich, Durchflusskernrohre, die dieses Problem zu mildern 28 zu entwerfen. Andere Artefakte gehören die Unfähigkeit zu imitieren HauptMischen Ereignisse oder Wind-Wellen-Aktion, die Sediment Integrität in natürlichen Systemen stören könnten. </li></ul> Da die Sedimentkern Inkubation Ansatz kann verwendet werden, um angemessene interne P-Last Abschätzungen in weniger als 1 Jahr erzeugen (obwohl mehrere Jahre Daten liefern robustere Informationen), ist es ein wertvolles Werkzeug für die Unterrichtung See Management-Entscheidungen. Bei der Verwendung zur See Management-oder Wiederherstellungspläne zu entwickeln, kann es helfen sicherzustellen, sinnvolle Nutzung der finanziellen Ressourcen. In Seen, in denen bereits interne P-Lastmanagement aufgetreten ist, können Sedimentkern Inkubationen die Wirksamkeit der Behandlung zu überprüfen und verwendet werden, um die Flugbahn des Managements ändern, wenn gewährleistet werden.

Da eine wachsende Zahl von Seen weltweit von kulturellen Eutrophierung leiden, wird die Bestimmung der Ursachen der Verschlechterung der Wasserqualität immer für See-Management und Wiederherstellung immer wichtiger. Phosphor (P) zu den Seen laden in der Regel in Verbindung gebracht Eutrophierung, da ist es sehr oft der Nährstoff Begrenzung Algenwachstum ein. Historisch Quantifizierung der P Lade zu Seen über Punkt-und diffusen Quellen konzentrierte sich auf externe Quellen oder P mit Ursprung in der Wasserscheide. Allerdings können interne Laden aus Seesedimenten für einen großen Teil, wenn nicht die Mehrheit der Gesamtlast P in eutrophen Seen 2-5 erklären. So können auch eine erhebliche Reduzierung des äußeren Belastung von Seen können nicht in Verbesserung der Wasserqualität führen aufgrund der zwingenden Wirkung der P-Freisetzung aus Sedimenten 5-8. Aufgrund der ökologischen und gesellschaftlichen Auswirkungen der Belastung P, einschließlich der Kosten und Schwierigkeiten der P-Regelung, ist es wichtig, dass P Lasten seingenau vor dem Erlass einer Verwaltungsstrategie identifiziert. Mindestens zwei verschiedene Mechanismen für die Phosphorfreisetzung aus den Sedimenten verantwortlich. 1) Während der Dauer der Anoxie oder Hypoxie, reduzierenden Bedingungen in der Desorption von Phosphat aus Eisenoxihydroxiden an der Sediment-Wasser-Grenzfläche führen, was die Diffusion von gelöstem Phosphat aus dem Sediment in die Wassersäule 11.09. 2) Störung der Sedimentoberfläche, durch windbedingte Aufwirbelung und Bioturbation, kann in der Freisetzung von P in die Wassersäule von beiden Desorption von P aus resuspendierten Sedimentpartikeln oder Freisetzung von gelöstem P aus dem Sediment Porenwasser in die Wassersäule führen , jeweils 11-13. Drei Hauptansätze sind für die Quantifizierung interne P-Belastung zu Seen 14,15 erhältlich. (1) In-situ-Messungen von Änderungen in hypolimnetic Gesamtphosphor (TP) über die Zeit verwendet werden, wenn die ÜberwachungDaten zur Verfügung stehen. Interne Schätzungen Last auf in situ Messungen leiden unter hohen Variabilität mit der inhärenten räumlichen und zeitlichen Variabilität von Umweltdaten verbunden und können durch unzureichende Überwachungsfrequenz 14 betroffen sein. (2) Massenabgleich kann verwendet werden, um interne Belastung zu schätzen, wenn eine vollständige P-Budgets aufgebaut werden. Allerdings ist es selten, dass ausreichend Daten über Ein-und Ausfuhren P, eine vollständige P konstruieren Budget 16 zur Verfügung. (3) experimentell bestimmten Sediment P-Freisetzungsraten verwendet werden kann, in Kombination mit Informationen über die Flächenausdehnung und die Dauer der P-Freisetzung (dh anoxischen Periode), um interne P-Last zu berechnen. Dies ist eine direkte Methode der interne P-Last Quantifizierung, obwohl es auch Grenzen hat (siehe unten). Denn Management-Entscheidungen müssen oft auf komprimierten Zeit vorgenommen werden skaliert aufgrund der Finanzierung Einschränkungen oder gesellschaftlichen Druck, experimentelle Bestimmung der internen PLast größeren Nutzen für See-Management und Wiederherstellung haben, da es weniger Zeit und Daten, als die In-situ-und Massenbilanz Ansätze erfordert. Labor Inkubationen von Bohrkernen, kombiniert mit der Überwachung des externen Lasten, verwendet worden, um die relativen Beiträge der inneren und äußeren Lasten P zu bestimmen, mit dem Ziel der Führungsmanagemententscheidungen zu optimieren Nährstoffquelle Steuer 2,4,17. In zwei Seen Michigan Küstenlinie mit umfangreichen Entwicklung und hohe Prozentsätze von undurchlässigen Oberfläche (&gt; 25%) in den Teileinzugsgebieten direkt an der See, wurde interne P-Last schätzungsweise bis zu 80% der Gesamtlast P-Konto, woraufhin Empfehlungen zu Management-Anstrengungen auf die Reduzierung Sediment P Freisetzung 2,4 konzentrieren. Im Gegensatz dazu experimentelle Untersuchungen von Sediment aus einem weniger entwickelten See in der Region zeigten, dass die interne Belastung zusammen nur 7% der Gesamtlast P, woraufhin eine Empfehlung zum P-Management-Strategien in der wa konzentrierentershed 17. Sediment-Experimente wurden auch in einer Michigan-See verwendet, um die potenzielle Wirksamkeit von Aluminiumsulfat (Alaun) Behandlung zu bestimmen, um Sediment P-Freisetzungsraten reduzieren 2, die effizienteste Alaun Dosierung Konzentration und die Auswirkungen der Sediment Aufwirbelung 13, und die Wirksamkeit der ein In-situ-Alaun-Behandlung 1 Jahr 18 und 5 Jahre 19 nach der Behandlung. Experimentelle Bestimmung der interne P-Last ist ein effektiver Ansatz, um Antworten auf zentrale Fragen des Managements in eutrophen Seen.

<table><tbody><tr><td>Multiparameter-Sonde</td><td>YSI</td><td>YSI 6600</td><td>Die wichtigsten Parameter von Interesse sind Temperatur und gelöster Sauerstoff, obwohl je nach den Zielen der Studie andere Messungen gewünscht sein können. Der andere große Hersteller von Multiparameter-Sonden ist Hach (Hydrolab).</td></tr><tr><td>Niskin Flasche</td><td>General Oceanics</td><td>101005</td><td>Eine Van Dorn Flasche kann ebenfalls verwendet werden.</td></tr><tr><td>Ballons, 10 L&nbsp;</td><td>Nalgene</td><td>DS2213-0020</td><td>Erhältlich bei vielen Laborbedarfsunternehmen, einschließlich Fisher Scientific und VWR.</td></tr><tr><td>Kolbenausbohrer</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Details zu Baumaterialien finden Sie in Fisher et al.20Vice</td></tr> <tr><td>Griffe</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Klebeband</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Vertikales Gestell zur Aufnahme von Kernrohren</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Sonderanfertigung vor Ort.</td></tr><tr><td>Umweltwachstumskammer</td><td>Powers Scientific, Inc.</td><td>DS70SD</td><td></td></tr><tr><td>Druckluft mit Regler</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Verwenden Sie die Laborluftversorgung oder kaufen Sie sie bei einem örtlichen Gasversorgungsunternehmen.</td></tr><tr><td>Gepuffertes N2 Gas mit Regler</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Kauf von örtlichem Gasversorgungsunternehmen.&nbsp;</td></tr><tr><td>Parker Parflex Serie E (Instrumentenqualität) Polyethylen-Schlauch; 1/4 Zoll Außendurchmesser, 0,04 Zoll Wand, 0,170 Zoll Innendurchmesser</td><td>Parker</td><td>E-43-B-0100</td><td>Schlauch (von Gas in die Kammer)</td></tr><tr><td>PEEK-Kapillarschlauch; 1/16 Zoll Außendurchmesser, 1/32 Zoll Innendurchmesser</td><td>Fisher Scientific</td><td>3050412</td><td>Schläuche (vom Verteiler bis zu den Adern)</td></tr><tr><td>Union T-Stück</td><td>Parker</td><td>164C-4</td><td></td></tr><tr><td>Union T-Mutter</td><td>Parker</td><td>61C-4</td><td></td></tr><tr><td>Nylonschlauch; 1/4 Zoll Außendurchmesser, 3/16 Zoll Innendurchmesser</td><td>US Plastics</td><td>58042</td><td></td></tr><tr><td>Aderendhülse, vorne und hinten; 1/4 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-400-Satz</td><td></td></tr><tr><td>Messingmutter; 1/4 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-402-1</td><td></td></tr><tr><td>Messing Dosierventil für mittleren Durchfluss; 1/4 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-4MG</td><td></td></tr><tr><td>Einteilige kurze fingerdichte Verschraubungen; 1/16 Zoll</td><td>Alltech</td><td>32070</td><td>Hälfte des Probenahmeanschlusses</td></tr><tr><td>Innengewinde 10-32 bis weiblicher Luer; 1/4 Zoll</td><td>Alltech</td><td>20132</td> Hälfte <td>der Probenahmeöffnung</td></tr><tr><td>Ferrule, Vorder- und Rückseite; 1/16 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-100-Set</td><td></td></tr><tr><td>Messingmutternverschraubungen; 1/16 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-102-1</td><td></td></tr><tr><td>Rohrverschraubungsreduzierstück; 1/16 Zoll x 1/4 Zoll</td><td>Swagelock</td><td>B-100-R-4</td><td></td></tr><tr><td>PTFE-Schlauch; 1/16 Zoll Außendurchmesser, 0,040 Zoll Innendurchmesser</td><td>Grace Davison Discovery Sciences</td><td>2106982</td><td></td></tr><tr><td>Niederdruck-PTFE-Schläuche; 1/8 Zoll Außendurchmesser, 0,1 Zoll Innendurchmesser</td><td>Fisher Scientific</td><td>AT3134</td><td>Schlauch von der Probenahmeöffnung in den Kern</td></tr><tr><td>AirTite Vollkunststoff-Norm-Ject-Spritzen, 50 ml (60 ml) Luer-Slip (exzentrisch), steril</td><td>Fisher Scientific</td><td>14-817-35</td><td></td></tr><tr><td>Wheaton HDPE-Flüssigszintillationsfläschchen, 20 ml, Poly-Seal-Konusauskleidung</td><td>Fisher Scientific</td><td>03-341-72D</td><td></td></tr><tr><td>Nylon-Spritzenvorsatzfilter; 30 mm Durchmesser, 0,45 &mu; m</td><td>Fisher Scientific</td><td>03-391-1A</td><td></td></tr><tr><td>Masterflex Schlauchpumpe, Modell 755490</td><td>Cole Parmer</td><td>A-77910-20</td><td></td></tr><tr><td>Pall Filterite Filtergehäuse, Modell T911257000</td><td>Pall Corporation</td><td>SCO 10UP</td><td></td></tr><tr><td>Graver QMC 1-10NPCS Filter; 10 Zoll, 1,0 &mu; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Graver Watertec 0,2-10NPCS Filter; 10 Zoll, 0,2 &mu; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A</td><td></td></tr></tbody></table>

labor-phosphor bestimmt flux von seesedimenten als maß der internen phosphorbelastung

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

Eutrophierung ist eine Frage der Wasserqualität in Seen weltweit, und es gibt eine kritische Notwendigkeit zu erkennen und zu steuern Nährstoffquellen. Interne Phosphor (P) Laden aus Seesedimenten kann für einen beträchtlichen Teil der Gesamtlast P in eutrophen und einige mesotrophen, Seen ausmachen. Laborbestimmung von P-Freisetzungsraten aus Sedimentkernen ist ein Ansatz für die Bestimmung der Rolle der internen P Be-und Führungsmanagemententscheidungen. Zwei Haupt Alternativen zur experimentellen Bestimmung der Sediment P Version bekannt für die Schätzung innere Belastung: In-situ-Messungen der Veränderungen im Laufe der Zeit hypolimnetic P und P Massenbilanz. Der experimentelle Ansatz mit Labor-basierte Sediment Inkubationen auf interne P Belastung zu quantifizieren ist eine direkte Methode, so dass es ein wertvolles Werkzeug für See-Management und Wiederherstellung. Labor Inkubationen von Sedimentkernen können helfen, die relative Bedeutung der interne oder externe Lasten P,als auch verwendet werden, um eine Vielzahl von See Management und Forschung Fragen zu beantworten. Wir veranschaulichen die Verwendung von Sediment-Inkubationen, die Wirksamkeit eines Aluminiumsulfat (Alaun) Behandlung zur Verringerung der Sedimente P Freisetzung zu beurteilen. Andere Forschungsfragen, die mit diesem Ansatz untersucht werden können, sind die Auswirkungen der Sediment Aufwirbelung und Bioturbation auf P-Release. Der Ansatz hat auch Grenzen. Annahmen müssen mit Respekt zu richten an: die Übertragung der Befunde aus Sedimentkernen, um den gesamten See, zu entscheiden, über welche Zeiträume zu Nährstofffreisetzung zu messen, und Adressierung möglich Kernrohr Artefakte. Eine umfassende Überwachungsstrategie gelösten Sauerstoff zu zeitlichen und räumlichen Redox-Status in den See zu bewerten hat mehr Vertrauen in Sedimentkern aus Inkubationen geschätzten jährlichen P Lasten.

Interne P-Freisetzung wurde von Sedimentkernen in Mona Lake, Michigan gesammelt gemessen, um den relativen Beitrag der internen gegenüber externen Belastungen P 4 zu identifizieren. Vier Standorte wurden über drei Spielzeiten abgetastet, um jährliche interne P Last schätzen, auf die räumliche Variation in P Fluss. Sedimentkerne wurden für 20-28 Tage unter anoxischen und oxischen Bedingungen inkubiert und die darüber liegenden Wassersäule für SRP und TP-Konzentrationen in regelmäßigen Abständen während der Inkubationszeit abgetastet. Die anoxischen Behandlung ausgelöst SRP und TP-Freisetzung aus den Sedimenten, jedoch stellen wir nur die TP Fluss Ergebnisse zu illustrativen Zwecken. TP-Konzentrationen waren am höchsten im Sommer in anoxischen Behandlungen und räumliche Variabilität in TP Release war in allen Jahreszeiten deutlich (Abbildung 1). Mittlere interne TP Fluss war weniger als 1,4 mg P / m 2 / Tag in allen oxischen Kerne, negative Flusswerte bei 3 der 4 Standorte im Herbst gezeigt, dass oxischen Sediments wurden als Senke und nicht als Quelle von P in dieser Saison 4 (Tabelle 1) handeln. TP Release, erheblich höher war in anoxischen Kerne, mit Flussmittel so hoch wie 15,56 mg P / m 2 / Tag im Sommer und so niedrig wie 0,80 mg P / m 2 / Tag im Frühjahr 4 (Tabelle 1). Diese Flusswerte wurden verwendet, um saisonale internen P Fluss bezogen auf die gelösten gemessen zum Zeitpunkt der Sedimentkern Sammlung 4 Sauerstoffbedingungen zu berechnen. Saisonale internen P Last wurde durch die Aufstockung der Fluss an jedem Standort auf die Oberfläche der entsprechenden geografischen Zone 4 berechnet, saisonale Werte wurden addiert, um jährliche interne P Last schätzen, vorausgesetzt, 0 Fluss im Winter. Jährliche interne Last P wurde auf 3,4 Tonnen sein, wobei die Mehrheit der Last im Sommer (Tabelle 2) auftritt. Vergleicht man diese Ergebnisse mit gleichzeitiger externer P Last Schätzungen wurde geschätzt, dass die Sedimente in Mona See Beiträgete zwischen 9-82% des gesamten jährlichen P Last 4 (Tabelle 2). Eine Reihe von Experimenten wurde in Spring Lake, Michigan durchgeführt wurde, um 1) die potentielle Wirksamkeit von Aluminiumsulfat (Alaun) Behandlung bei der Verringerung der internen P Lade 2 und 2) die Wirksamkeit eines in situ Alaun-Behandlung 18,19 bestimmen. Laborexperimente simulieren einen See weite Anwendung von Alaun zeigte einen dramatischen Rückgang der interne P-Freisetzung mit der Behandlung 2 (Abbildung 2). Ähnlich wie bei dem obigen Beispiel stellen wir nur TP-Freisetzung aus diesen Experimenten als repräsentative Ergebnisse. In anoxischen Kerne ohne Alaun-Behandlung (Simulation natürlicher Sommerbedingungen in Spring Lake Sedimenten), die mittlere TP-Konzentrationen in der darüber liegenden Wassersäule erreicht mehr als 1,2 mg / L (Abbildung 2). Im Gegensatz dazu anoxischen Kerne mit Alaun dosiert hatte praktisch keine P-Release und Konzentrationen unterschieden sich nicht von einem deroxischen die Behandlungen 2 (Abbildung 2). Ein Sedimentkern Inkubation durchgeführt 1 Jahr nach See weite Anwendung von Alaun in Spring Lake ergab, dass die Behandlung sehr effektiv bei der Reduzierung Sediment P Mitteilung, mit Freisetzungsraten ähnlich zwischen anoxischen und oxischen Behandlungen 18 (Fig. 3A). Wenn der Versuch wurde wiederholt, 5 Jahre nach der Alaun-Behandlung, blieb TP Release wesentlich niedriger als Vorbehandlung war aber größer als die gemessenen 1 Jahr nach der Behandlung, was auf einen leichten Rückgang der Wirksamkeit Alaun 19 (3B). <img alt="Figur 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Fig. 1 ist. Gesamt-Phosphor (TP)-Konzentrationen (mg / L) während der Labor Inkubationen von Sedimentkernen aus Mona Lake, Michigan gesammelt gemessen, während. zum 28-Tage-Inkubation - Frühling (A), Sommer (B) und Herbst (C) 4 TP wurde in den darüber liegenden Wassersedimentkerne von 4 Websites See über 20 gemessen. Der Buchstabe in der Legende bezieht sich auf Redox-Zustand (A = anoxischen Behandlung, O = oxischen Behandlung), die Zahl bezieht sich auf die Anzahl (1-3) zu replizieren. Beachten Sie die verschiedenen Skalen auf der y-Achse unter Jahreszeiten. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Klicken Sie hier für eine größere Ansicht.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Standort </td><td> Anoxische Flussmittel, mg P / m 2 / Tag </td><td> Oxic Flussmittel, mg P / m 2 / Tag </td></tr><tr><td rowspan="4"> Frühling </td><td> 1 </td><td> 2,77 ± 1,53 </td><td> 0,25 ± 0,01 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,82 ± 0,83 </td><td> 0,26 ± 0,23 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 0.80 &amp; #177, 0,07 </td><td> 0,17 ± 0,07 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 1,15 ± 0,71 </td><td> 0,12 ± 0,04 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Sommer </td><td> 1 </td><td> 7,06 ± 2,57 </td><td> 0,46 ± 0,24 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 9.27 ± 5.99 </td><td> 1,36 ± 0,73 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 15,56 ± 1,00 </td><td> 0,90 ± 0,29 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 13,63 ± 1,82 </td><td> 0,59 ± 0,41 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Fallen </td><td> 1 </td><td> 4,48 ± 1,56 </td><td> -0,66 ± 0,22 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,87 ± 0,97 </td><td> -1,14 ± 0,93 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 3.10 ± 4.08 </td><td> 0,51 ± 0,13 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 6,46 ± 4,66 </td><td> -0,79 ± 0,23 </td></tr></tbody></table> Tabelle 1. Mittelwert (± SD) Maximal<html> offensichtlich TP Strom (mg P / m 2 / Tag) in Sedimentkernen Mona Lake, Michigan gesammelt und unter anaeroben und anoxischen Bedingungen 4 inkubiert. Flux wurde aus der Änderung in TP-Konzentrationen über die Zeit, in Figur 1 gezeigt, berechnet. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Interne P Last, t </td><td> Externe P Last, t </td><td> Interne Last Beitrag,% </td></tr><tr><td> Frühling </td><td> 0,055 </td><td> 0.557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Sommer </td><td> 2.272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Fallen </td><td> 1.127 </td><td> 0.242 </td><td> 82,3% </td></tr><tr><td> Winter </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Jährlich </td><td> 3,454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>Inhalt &quot;&gt; Tabelle 2. Jahres-und Saison interne P-Last Schätzungen (t, t) für Mona Lake, Michigan, bezogen auf maximale Schein TP Fluss 4 (in Tabelle 1 gezeigt) berechnet. Saison interne P-Last Schätzungen werden im Vergleich zu externen P Last schätzt den Beitrag der internen Last auf Gesamtlast P zu bestimmen. <img alt="Figur 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> 2. Mittelwert (± SD) TP-Konzentrationen (mg / L) während der Labor Inkubationen von Sedimentkernen aus Spring Lake, Michigan, gesammelt, gemessen und experimentell mit Aluminiumsulfat (Alaun) unter oxischen und anoxischen Bedingungen 2 behandelt. TP wurde in der darüberliegenden Wassersäule gemessen Sedimentkerne über einen 20-tägigen Inkubationszeit. Diese Zahl hat sich von Steinman et al geändert. 2 mit NachdruckDie Erlaubnis, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Klicken Sie hier für eine größere Ansicht.</a> <img alt="Fig. 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> 3. Mittelwert (± SD) TP-Konzentrationen (mg / L) während der Labor Inkubationen von Sedimentkernen 1 Jahr nach der 18 (A) und 5 Jahre nach 19 (B) ein See weite Anwendung von Alaun aus Spring Lake, Michigan gesammelt gemessen. Sedimentkerne wurden oxischen und anoxischen Behandlungen auf 25-Tage-(B) Inkubation unterzogen und der darüber liegenden Wassersäule für TP-Konzentration über einen 22-tägigen (A) abgetastet. .. Steinman et al 19 Panel A und,, Diese Zahl wurde von 18 Steinman et al modifiziert worden Feld B </strong&gt;. Abdruck mit Genehmigung, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Klicken Sie hier für eine größere Ansicht.</a>

See Eutrophierung ist eine Frage der Wasserqualität weltweit, so dass die Notwendigkeit zu erkennen und zu steuern Nährstoffquellen kritisch. Laborbestimmung von Phosphor-Freisetzungsraten aus Sedimentkernen ist ein wertvoller Ansatz für die Bestimmung der Rolle der internen Phosphorbelastung und Führungsmanagemententscheidungen.

Labor-Phosphor bestimmt Flux von Seesedimenten als Maß der internen Phosphorbelastung

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

Das übergeordnete Ziel dieses Verfahrens ist es, Messungen der Phosphorfreisetzung aus Seesedimenten durchzuführen, um die interne Phosphorbelastung abzuschätzen. Dies wird erreicht, indem zunächst intakte Sedimentkerne vor Ort gesammelt werden. Im zweiten Schritt werden die Sedimentkerne Redoxbehandlungen unterzogen und in einer Umweltwachstumskammer inkubiert.Anschließend wird das Wasser, das über den Sedimentkernen liegt, während der gesamten Inkubationszeit in regelmäßigen Abständen auf Phosphorkonzentrationen untersucht. Schließlich werden die Phosphorfreisetzungsraten berechnet und die interne Phosphorbelastung kann auf der Grundlage der Änderungen der Phosphorkonzentration im Laufe der Zeit abgeschätzt werden. Letztendlich werden die laborbasierten Sedimentinkubationen verwendet, um die interne Phosphorbelastung der Seen zu quantifizieren und die Rolle der Sedimente bei der Seevereinigung zu identifizieren.Der Hauptvorteil dieser Technik gegenüber anderen Methoden zur Abschätzung der internen Phosphorbelastung, wie z. B. Phosphor, Massenbilanz und in situ Änderungen der Phosphorkonzentrationen im Laufe der Zeit, besteht darin, dass diese Methode angepasst werden kann, um eine Vielzahl von Fragen des Seemanagements und der Forschung zu beantworten. Mit dieser Methode kann beispielsweise die relative Bedeutung von internen und externen Belastungen des Sees analysiert werden, um das Seemanagement in atrophischen Seen zu informieren, sowie die Wirksamkeit der Behandlungsbemühungen zur Reduzierung der internen Belastung. Führen Sie die Probenahme der Wasserqualität zuerst bei einem Minimum an Wassertiefe und vertikalen Profilen der Wassertemperatur und des gelösten Sauerstoffs durch. Sammeln Sie zu diesem Zeitpunkt auch alle anderen Daten und Proben zur Wasserqualität, die zur Erfüllung der spezifischen Ziele der Studie erwünscht sind. Verwenden Sie an jeder Probenahmestelle eine ähnliche Flasche, um eine 10-Liter-Ballonflasche mit Wasser zu füllen, das einen Meter über der Sedimentoberfläche gesammelt wurde.Um dann die Sedimentkerne zu sammeln, montieren Sie die Corring-Vorrichtung, indem Sie zuerst das Drehclip-Ende des kunststoffbeschichteten Kolbenkabels durch die Oberseite der PPC-Befestigungsbaugruppe fädeln. Richten Sie dann ein abgestuftes Kernrohr aus Polycarbonat mit einem Durchmesser von sieben Zentimetern mit den Bolzenlöchern nach oben aus und verlängern Sie das Kabel über die Länge des Rohrs. Befestigen Sie das Kolbenseil an der Ringschraube des Kolbenstoppers und befestigen Sie das Kernrohr dann mit einem Drahtverriegelungsbolzen an der PVC-Befestigungsbaugruppe.Ziehen Sie am Kolbenseil, um den Kolben 20 Zentimeter vom Boden des Kernrohrs nach vorne zu schieben, um während der Kernsammlung eine Wasserschicht auf der Sedimentoberfläche zu halten. Verwenden Sie dann einen weiteren Drahtverriegelungs-Kupplungsstift, um eine Aluminium-Antriebsstange am anderen Ende der PVC-Befestigungsbaugruppe zu befestigen, und senken Sie die Kernbohrvorrichtung senkrecht ins Wasser ab, wobei Sie bei Bedarf zusätzliche Abschnitte der Aluminium-Antriebsstange hinzufügen. Positionieren Sie nun den Kern senkrecht an der Sedimentwassergrenzfläche und ziehen Sie das Kolbenseil tau.Sobald der Kern an der Sedimentwasserschnittstelle angebracht ist, befestigen Sie die Schraubstockgriffe am Kabel. Treten Sie auf das Kabel zur Innenseite der Schraubstockgriffe und drücken Sie es nach unten. Bringen Sie den Kern an die Oberfläche und versiegeln Sie ihn mit einem Gummistopfen, bevor Sie die Wasseroberfläche durchbrechen, und sichern Sie den unteren Stopfen mit Klebeband.Dann beide den Kolben an die Oberseite des Kernrohrs, um während des Transports stationär zu bleiben. Legen Sie das Kernrohr in ein vertikales Gestell und halten Sie es bei Umgebungstemperatur in der Nähe des Bodensees, wobei Sie bei Bedarf Eis verwenden. Wenn Sie vom Feld zurückkehren, stellen Sie die Kerne so ein, dass sie die gewünschte Sedimenttiefe und die darüber liegende Wassersäule enthalten. Überschüssiges Sediment kann vorsichtig aus dem Boden des Kernrohrs abgelassen werden, indem der Bodenstopfen entfernt wird.Fügen Sie bei Bedarf Wasser aus der Ballonflasche hinzu, die an der entsprechenden Stelle gesammelt wurde. Legen Sie die Sedimentkernrohre in eine abgedunkelte Klimawachstumskammer, wobei die Temperatur so gehalten wird, dass sie den im Feld gemessenen Umgebungstemperaturen des Bodenwassers entspricht. Als nächstes setzen Sie die Kerne Redoxbehandlungen für die oxische Behandlungsblase aus.Die Wassersäule besteht aus drei Kernen pro Standort mit Luft für die anoxische Behandlungsblase. Die Wassersäule der verbleibenden drei Kerne pro Standort mit Stickstoff enthält etwa 350 ppm CO2, um den pH-Wert für beide Behandlungen zu puffern. Passen Sie den Gasfluss an, um eine langsame und gleichmäßige Blasenrate zu gewährleisten, die die Sedimentoberfläche nicht stört.Positionieren Sie das Ende des Gasschlauchs ungefähr in der Mitte der Wassersäule. Am nächsten Tag filtern Sie jedes 10-Liter-Auto mit dem bodennahen Wasser, das von jedem Standort auf dem Feld gesammelt wurde, mit einer Schlauchpumpe und einem Filterpatronengehäuse. Filtern Sie das Wasser zuerst durch einen Ein-Mikron-Filter, gefolgt von einem 0,2-Mikron-Filter.Lagern Sie das gefilterte Wasser für die Dauer der Kerninkubation bei vier Grad Celsius, um die Kerne für die Dauer der Inkubationszeit auf die Phosphofreisetzungsrate zu untersuchen. Verwenden Sie die Spritze, um eine 40-Milliliter-Wasserprobe in den gewünschten Abständen unmittelbar nach der Entnahme durch die Probenahmeöffnung jedes Sedimentkerns zu entnehmen, geben Sie eine 20-Milliliter-Teilprobe in ein Szintillationsfläschchen und kühlen Sie die Probe für die Analyse des Gesamtphosphors. Die andere 20-Milliliter-Teilprobe wird durch einen 0,45-Mikron-Membranfilter in ein anderes Szintillationsfläschchen filtriert und ein zweites Fläschchen eingefroren.Für die Analyse des löslichen reaktiven Phosphors wird die 40-Milliliter-Teilprobe durch ein gleiches Volumen gefilterten Wassers von der entsprechenden Stelle ersetzt. Berechnen Sie den Phosphorfluss basierend auf der Änderung des Gesamtphosphors in der Wassersäule oder des löslichen reaktiven Phosphors unter Verwendung dieser Gleichung, wobei P sub RR die Netto-P-Freisetzung für positive Werte oder die Netto-P-Retention für negative Werte pro Oberflächeneinheit des Sediments ist. C sub T ist die Gesamtkonzentration von Phosphor oder löslichem reaktivem Phosphor in der Wassersäule zu einem Zeitpunkt.TC unter Null ist die Gesamtphosphorkonzentration oder löslicher reaktiver Phosphor zum Zeitpunkt. Null V ist das Wasservolumen in der Wassersäule des Kernrohrs, und A ist die planere Oberfläche der Sedimentkerne. Berechnen Sie dann die P-Freisetzungsrate unter Verwendung des linearen Teils der Konzentrations-Zeit-Kurve, um die maximale scheinbare Freisetzungsrate zu erhalten. In diesem repräsentativen Experiment.Die Phosphorfreisetzung wurde aus Sedimentkernen gemessen, die in Mona Lake, Michigan, gesammelt wurden, um den relativen Beitrag der internen und der externen Phosphorfrachten zu identifizieren. Vier Standorte wurden über drei Jahreszeiten beprobt, um die jährliche interne Phosphorbelastung unter Berücksichtigung der räumlichen Variation des Phosphorflusses abzuschätzen. Die Gesamtphosphorkonzentrationen waren während des Sommers bei den anoxischen Behandlungen am höchsten, und die räumliche Variabilität der Gesamtphosphorfreisetzung war zu allen Jahreszeiten offensichtlich.Der mittlere interne Gesamtphosphorfluss betrug weniger als 1,4 Milligramm Phosphor pro Quadratmeter und Tag in allen IC-Kernen, wobei die negativen Flusswerte an drei der vier Stellen während des Herbstes lagen, was darauf hindeutet, dass die IC-Sedimente in dieser Jahreszeit eher als Senke denn als Phosphorquelle fungierten. Die Gesamtphosphorfreisetzungsraten waren in den anoxischen Kernen deutlich höher, wobei der Fluss im Sommer 15,56 Milligramm Phosphor pro Quadratmeter und Tag und im Frühjahr nur 0,80 Milligramm Phosphor pro Quadratmeter und Tag betrug. Diese Flusswerte wurden dann verwendet, um den saisonalen internen Phosphorfluss auf der Grundlage der zum Zeitpunkt der Sediment-Co-Sammlung gemessenen Bedingungen für gelösten Sauerstoff zu berechnen.Die jährliche interne Phosphorbelastung wurde auf 3,4 Tonnen geschätzt, wobei der Großteil der Belastung im Sommer erfolgte. Vergleicht man diese Ergebnisse mit den gleichzeitigen Schätzungen der externen Phosphorbelastung aus Zuflüssen, die in den Mona Lake münden, so wurde geschätzt, dass die Sedimente im Mona Lake zwischen neun und 82 % der gesamten jährlichen Phosphorfracht ausmachen. Eine weitere Reihe von Experimenten wurde in Spring Lake, Michigan, durchgeführt, wie in den nächsten beiden Abbildungen gezeigt, um die potenzielle Wirksamkeit eines Aluminiumsulfats oder einer Aluminiumbehandlung bei der Reduzierung der internen Phosphorbelastung und die Wirksamkeit einer NC zu bestimmen. Zwei Laborexperimente zur Alaunbehandlung, die eine seeweite Anwendung von Alaun simulierten, zeigten einen dramatischen Rückgang der internen Phosphorfreisetzung bei Behandlung in anoxischen Kernen ohne Alaunbehandlung. Simulation der natürlichen Sommerbedingungen in den Sedimenten des Frühlingssees.Die mittleren Gesamtphosphorkonzentrationen in der darüber liegenden Wassersäule erreichten mehr als 1,2 Milligramm pro Liter. Im Gegensatz dazu wiesen die anoxischen Kerne, die mit Alaun dosiert wurden, praktisch keine Phosphorfreisetzung auf, und die Konzentrationen unterschieden sich nicht von den beiden IC-Behandlungen. Eine Sedimentkerninkubation, die ein Jahr nach der seeweiten Anwendung von Aluminiumsulfat in Spring Lake durchgeführt wurde, zeigte, dass die Behandlung hochwirksam bei der Reduzierung der Sedimentphosphorfreisetzung war, mit ähnlichen Freisetzungsraten wie bei der anoxischen und der IC-Behandlung.Als das Experiment fünf Jahre nach der Aluminiumsulfatbehandlung wiederholt wurde, blieb die Gesamtphosphorfreisetzung wesentlich niedriger als bei der Vorbehandlung, war aber höher als die ein Jahr nach der Behandlung gemessene, was auf einen leichten Rückgang der Alaunwirksamkeit im Laufe der Zeit hindeutet. In Verbindung mit diesem Verfahren können zusätzliche Analysen wie Sediment, Gesamtphosphor, schlecht wasserlöslicher reaktiver Phosphor, sequentieller Phosphor, Fraktionierung und Metalle durchgeführt werden, um die Interpretation der Phosphorfreisetzungsergebnisse des Sediments zu unterstützen. Nachdem Sie sich dieses Video angesehen haben, sollten Sie ein gutes Verständnis dafür haben, wie Laborexperimente durchgeführt werden, um die Phosphorfreisetzungsraten aus Seesedimenten zu bestimmen, einschließlich Sedimentkernsammlung, Inkubation und Berechnungen.

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Research

Forschung

JoVE Journal

Environment

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