Name: Laboratorio-determinado Fósforo Flujo de sedimentos lacustres como medida de fósforo Interna Loading (Video) | JoVE Journal
Uploaded: 2014-03-06T14:15:00.000+00:00
Duration: 10 min 49 s
Description: Aprende a medir la liberación de fósforo de sedimentos lacustres mediante incubaciones de núcleos sedimentarios en laboratorio. Este método cuantifica la carga interna de fósforo para gestionar la eutrofización.

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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.

1. Muestreo de campo <ol><li> 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. </li><li> 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. </li><li> Llevar a cabo un muestreo de calidad del agua antes de sedimentar colección núcleo. <ol><li> 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. </li><li> 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). </li></ol></li><li> 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. </li><li> Recoger 6 núcleos de sedimentos por sitio utilizando un 2,20 corer de pistón. <ol><li> 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: <ol><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li></ol></li><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li></ol></li></ol> 2. Incubación Laboratorio <ol><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. <ol><li> 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.) </li><li> 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. </li><li> Reemplazar la submuestra 40 ml con un volumen igual de agua filtrada (véase el paso 2.4) desde el sitio correspondiente. </li></ol></li></ol> 3. P Cambio de lanzamiento Cálculo <ol><li> 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. </li></ol> 4. Interna Cálculo P Carga <ol><li> Calcule el flujo P anual. <ol><li> 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). </li><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. <ol><li> 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. </li></ol></li><li> 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. </li></ol></li><li> Ampliar la escala de flujo interno P a toda la zona del lago. <ol><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li></ol></li></ol>

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</ol>

Los autores no tienen nada que revelar.

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 &lt;/ Sup&gt;. 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&gt; 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: <ul><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li><li> 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. </li></ul> 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.

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 (&gt; 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.

<table><tbody><tr><td>Sonda multiparamétrica</td><td>YSI</td><td>YSI 6600</td><td>Los parámetros clave de interés son la temperatura y el oxígeno disuelto, aunque pueden ser deseables otras mediciones dependiendo de los objetivos del estudio. El otro gran fabricante de sondas multiparamétricas es Hach (Hydrolab).</td></tr><tr><td>Botella Niskin</td><td>General Oceanics 101005</td><td></td><td>También se puede utilizar una botella Van Dorn.</td></tr><tr><td>Garrafones, 10 L&nbsp;</td><td>Nalgene</td><td>DS2213-0020</td><td>Disponible en muchas empresas de suministros de laboratorio, incluidas Fisher Scientific y VWR.</td></tr><tr><td>Extracción de testigos de pistón</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Los detalles sobre los materiales de construcción se dan en Fisher et al.20</td></tr><tr><td>Mordazas</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Cinta adhesiva</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Bastidor vertical para sujetar tubos de núcleo</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Fabricado a medida en el sitio.</td></tr><tr><td>Cámara de crecimiento ambiental</td><td>Powers Scientific, Inc.</td><td>DS70SD</td><td></td></tr><tr><td>Aire comprimido con regulador</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Utilice el suministro de aire de laboratorio o cómprelo a una empresa local de suministro de gas.</td></tr><tr><td>Gas amortiguado N2 con regulador</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Compra a la empresa local de suministro de gas.</td></tr><tr><td>Tubo de polietileno Parker Parflex Serie E (grado de instrumento); 1/4 pulg. de diámetro exterior, 0,04 pulgadas de pared, 0,170 pulg.</td><td>Parker</td><td>E-43-B-0100</td><td>Tubería (desde el gas hasta la cámara)</td></tr><tr><td>Tubería capilar de PEEK; 1/16 pulg. d., 1/32 pulg. i.d.</td><td>Fisher Scientific</td><td></td><td>3050412 Tubos (desde el colector hasta los núcleos)</td></tr><tr><td>T de unión</td><td>Parker</td><td>164C-4</td><td></td></tr><tr><td>Tuerca en T de unión</td><td>Parker</td><td>61C-4</td><td></td></tr><tr><td>Tubo de nylon; 1/4 de diámetro exterior, 3/16 de pulgada de diámetro interior.</td><td>US Plastics</td><td>58042</td><td></td></tr><tr><td>Férula, delantera y trasera; 1/4</td> pulgada <td>Swagelock</td><td>B-400-Set</td><td></td></tr><tr><td>Tuerca de latón; 1/4</td> pulgada <td>Swagelock</td><td>B-402-1</td><td></td></tr><tr><td>Válvula medidora de caudal medio de latón; 1/4 pulgada</td><td>Swagelock</td><td>B-4MG</td><td></td></tr><tr><td>Accesorios cortos de una sola pieza; 1/16 pulgada</td><td>Alltech</td><td>32070</td><td>Mitad del puerto de muestreo</td></tr><tr><td>Hembra 10-32 a Luer hembra; 1/4 en</td><td>Alltech</td><td>20132</td><td>Mitad del puerto de muestreo</td></tr><tr><td>Férula, delantera y trasera; 1/16 pulgada</td><td>Swagelock</td><td>B-100-Set</td><td></td>Accesorios</tr> de <tr><td>tuerca de latón; 1/16 pulgada</td><td>Swagelock</td><td>B-102-1</td><td></td></tr><tr><td>Reductor de racor de tubo; 1/16 pulg. x 1/4 pulg.</td><td>Swagelock</td><td>B-100-R-4</td><td></td></tr><tr><td>Tubo de PTFE; 1/16 pulgada de diámetro exterior, 0.040 pulgada de diámetro interior.</td><td>Grace Davison Discovery Sciences</td><td>2106982</td><td></td></tr><tr><td>Tubería de PTFE de baja presión; 1/8 pulg. de diámetro exterior, 0,1 pulgadas de diámetro interno</td><td>Fisher Scientific</td><td>AT3134</td><td>Tubo desde el puerto de muestreo hasta el núcleo</td></tr><tr><td>Jeringas Norm-Ject totalmente de plástico AirTite, 50 ml (60 ml) Luer slip (excéntricas), estériles</td><td>Fisher Scientific</td><td>14-817-35</td><td></td></tr><tr><td>Wheaton Viales de centelleo líquido de HDPE, 20 ml, revestimiento de cono Poly-Seal</td><td>Fisher Scientific</td><td>03-341-72D</td><td></td></tr><tr><td>Filtro de jeringa de nylon; 30 mm de diámetro, 0,45 &mu; m</td> Bomba peristáltica <td>Fisher Scientific</td><td>03-391-1A</td><td></td></tr><tr><td>Masterflex, modelo 755490</td><td>Cole Parmer</td><td>A-77910-20</td><td></td></tr><tr><td>Carcasa del filtro Pall Filterite, modelo T911257000</td><td>Filtro Pall Corporation</td><td>SCO 10UP</td><td></td></tr><tr><td>Graver QMC 1-10NPCS; 10 pulgadas, 1.0 y mu; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A Graver</td><td></td></tr><tr><td>Watertec 0.2-10Filtro NPCS; 10 pulgadas, 0.2 &mu; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A</td><td></td></tr></tbody></table>

laboratorio-determinado fósforo flujo de sedimentos lacustres como medida de fósforo interna loading

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

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.

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). <img alt="Figura 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> 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. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Haz clic aquí para ver la imagen más grande.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> Sitio </td><td> Flujo anóxico, mg P / m 2 / día </td><td> Flujo Oxic, mg P / m 2 / día </td></tr><tr><td rowspan="4"> Primavera </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"> Verano </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"> Caer </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> Tabla 1. Media (± DE) máximo<html> 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. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> P Interna Carga, t </td><td> P externo Carga, t </td><td> Carga interna Contribución,% </td></tr><tr><td> Primavera </td><td> 0.055 </td><td> 0.557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Verano </td><td> 2.272 </td><td> 0.862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Caer </td><td> 1.127 </td><td> 0.242 </td><td> 82.3% </td></tr><tr><td> Invierno </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Anual </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>contenido &quot;&gt; 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. <img alt="Figura 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> 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. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Haga clic aquí para ver la imagen más grande.</a> <img alt="Figura 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> 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&gt;. Reproducido con permiso, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Haga clic aquí para ver la imagen más grande.</a>

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.

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

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

El objetivo general de este procedimiento es realizar mediciones de la liberación de fósforo de los sedimentos lacustres para estimar la carga interna de fósforo. Esto se logra recolectando primero núcleos de sedimentos intactos en el campo. En el segundo paso, los núcleos de sedimentos se exponen a tratamientos redox y se incuban en una cámara de crecimiento ambiental.A continuación, se toman muestras del agua que recubre los núcleos de sedimentos para determinar las concentraciones de fósforo a intervalos regulares durante todo el período de incubación. Finalmente, se calculan las tasas de liberación de fósforo y se puede estimar la carga interna de fósforo en función de los cambios en la concentración de fósforo a lo largo del tiempo. En última instancia, las incubaciones de sedimentos en laboratorio se utilizan para cuantificar la carga interna de fósforo en los lagos, identificando el papel de los sedimentos en la unificación de los lagos.La principal ventaja de esta técnica sobre otros métodos para estimar la carga interna de fósforo, como el fósforo, el balance de masa y los cambios in situ en las concentraciones de fósforo a lo largo del tiempo, es que este método se puede ajustar para responder a una variedad de preguntas de investigación y gestión de lagos. Por ejemplo, con este método, se puede analizar la importancia relativa de las cargas internas frente a las externas al lago para informar sobre la gestión del lago en lagos atróficos, así como la eficacia de los esfuerzos de tratamiento para reducir la carga interna. Realice primero el muestreo de la calidad del agua con una medición mínima de la profundidad del agua y los perfiles verticales de la temperatura del agua y el oxígeno disuelto, Recopile cualquier otro dato y muestras de calidad del agua que se desee para cumplir con los objetivos específicos del estudio en este momento también. En cada lugar de muestreo, use una botella similar para llenar una garrafa de 10 litros con agua recolectada a un metro por encima de la superficie del sedimento.Luego, para recolectar los núcleos de sedimentos, ensamble el dispositivo de extracción de núcleos enroscando primero el extremo del clip giratorio del cable del pistón recubierto de plástico a través de la parte superior del conjunto de fijación PPC. A continuación, oriente un tubo central de policarbonato graduado de 0,6 metros de largo y siete centímetros de diámetro con los orificios de los pernos hacia arriba y extienda el cable a lo largo del tubo. Sujete el cable del pistón al cáncamo del tope del pistón y, a continuación, utilice un pasador de enganche de bloqueo de cable para fijar el tubo central al conjunto de fijación de PVC.Tire del cable del pistón para avanzar el pistón 20 centímetros desde la parte inferior del tubo central para mantener una capa de agua sobre la superficie del sedimento durante la recolección del núcleo. Luego, use otro pasador de enganche de bloqueo de cable para conectar una varilla de transmisión de aluminio al otro extremo del conjunto de fijación de PVC y baje el dispositivo de extracción vertical en el agua, agregando secciones adicionales de varilla de transmisión de aluminio según sea necesario. Ahora, coloque el núcleo verticalmente en la interfaz sedimento-agua y tire del cable del pistón tau.Una vez que el núcleo esté en su lugar en la interfaz de sedimento y agua, fije las mordazas al cable. Pise el cable hasta el interior de las mordazas y empuje hacia abajo. Lleve el núcleo a la superficie y séllelo con un tapón de goma antes de romper la superficie del agua, asegurando el tapón inferior con cinta adhesiva.A continuación, tanto el pistón como la parte superior del tubo central para mantenerlo estacionario durante el tránsito. Coloque el tubo central en una rejilla vertical y manténgalo a temperatura ambiente cercana al fondo del lago, usando hielo según sea necesario. Al regresar del campo, ajuste los núcleos para que contengan la profundidad deseada de sedimento y la columna de agua suprayacente. El exceso de sedimento se puede expulsar con cuidado del fondo del tubo del núcleo quitando el tapón inferior.Agregue agua de la garrafa recolectada en el sitio correspondiente si es necesario. Coloque los tubos del núcleo de sedimento en una cámara de crecimiento ambiental oscura con la temperatura mantenida para que coincida con las temperaturas ambientales del agua del fondo medidas en el campo. A continuación, exponga los núcleos a tratamientos redox para la burbuja de tratamiento óxico.La columna de agua de tres núcleos por sitio con aire para la burbuja de tratamiento anóxico. La columna de agua de los tres núcleos restantes por sitio con nitrógeno que contiene aproximadamente 350 PPM de CO2 para amortiguar el pH de ambos tratamientos. Ajuste el flujo de gas para garantizar una tasa de burbuja lenta y constante que no interrumpa la superficie del sedimento.Coloque el extremo del tubo de gas aproximadamente en el centro de la columna de agua. Al día siguiente, filtre cada vagón de 10 litros que contenga el agua cercana al fondo recolectada de cada sitio en el campo con una bomba peristáltica y una carcasa de cartucho de filtro. Filtre el agua primero a través de un filtro de una micra seguido de un filtro de 0,2 micras.Almacene el agua filtrada a cuatro grados centígrados durante la incubación de los núcleos para muestrear la tasa de liberación de fosfo de los núcleos durante el período de incubación. Utilice la jeringa para extraer una muestra de agua de 40 mililitros a través del puerto de muestreo de cada núcleo de sedimento a los intervalos deseados inmediatamente después de la extracción, dispense una submuestra de 20 mililitros en un vial de centelleo y refrigere la muestra para el análisis del fósforo total. Filtre la otra submuestra de 20 mililitros a través de un filtro de membrana de 0,45 micras en un vial de centelleo diferente y congele un segundo vial.Para el análisis del fósforo reactivo soluble, reemplace la submuestra de 40 mililitros con un volumen igual de agua filtrada del sitio correspondiente. Calcule el flujo de fósforo en función del cambio en la columna de agua, el fósforo total o el fósforo reactivo soluble utilizando esta ecuación, donde P sub RR es la liberación neta de P para valores positivos o la retención neta de P para valores negativos por unidad de superficie de sedimento. C sub T es la concentración de fósforo total o fósforo reactivo soluble en la columna de agua en ese momento.TC sub zero es la concentración total de fósforo o fósforo reactivo soluble en el tiempo. Cero V es el volumen de agua en la columna de agua del tubo central, y A es el área de la superficie del cepillador de los núcleos de sedimentos, luego calcule la tasa de liberación de P utilizando la parte lineal de la curva de concentración versus tiempo para dar la tasa de liberación aparente máxima. En este experimento representativo.La liberación de fósforo se midió a partir de núcleos de sedimentos recolectados en Mona Lake, Michigan, para identificar la contribución relativa de las cargas de fósforo internas frente a las externas. Se muestrearon cuatro sitios durante tres estaciones para estimar la carga interna anual de fósforo que tiene en cuenta la variación espacial en el flujo de fósforo. Las concentraciones de fósforo total fueron más altas durante el verano en los tratamientos anóxicos y la variabilidad espacial en la liberación total de fósforo fue evidente durante todas las estaciones.El flujo medio interno de fósforo total fue inferior a 1,4 miligramos de fósforo por metro cuadrado por día en todos los núcleos de CI, con valores de flujo negativos en tres de los cuatro sitios durante el otoño, lo que indica que los sedimentos de CI estaban actuando como un sumidero en lugar de una fuente de fósforo durante esa temporada. Las tasas de liberación total de fósforo fueron considerablemente más altas en los núcleos anóxicos, con un flujo de hasta 15,56 miligramos de fósforo por metro cuadrado por día en el verano, y tan bajo como 0,80 miligramos de fósforo por metro cuadrado por día en la primavera. Estos valores de flujo se utilizaron para calcular el flujo de fósforo interno estacional en función de las condiciones de oxígeno disuelto medidas en el momento de la recolección de sedimentos.La carga interna anual de fósforo se estimó en 3,4 toneladas métricas, y la mayor parte de la carga se produjo durante el verano. Comparando estos resultados con las estimaciones concurrentes de la carga externa de fósforo proveniente de los afluentes que fluyen hacia el lago Mona, se estimó que los sedimentos en el lago Mona contribuyen entre el nueve y el 82% de la carga anual total de fósforo. Otra serie de experimentos se llevó a cabo en Spring Lake, Michigan, como se demuestra en las siguientes dos figuras para determinar la efectividad potencial de un tratamiento o sulfato de aluminio en la reducción de la carga interna de fósforo y la eficacia de un tratamiento de alumbre NC. simulando las condiciones naturales de verano en los sedimentos lacustres de primavera.Las concentraciones medias de fósforo total en la columna de agua suprayacente alcanzaron más de 1,2 miligramos por litro. Por el contrario, los núcleos anóxicos dosificados con alumbre prácticamente no tuvieron liberación de fósforo, y las concentraciones no fueron diferentes de ninguno de los tratamientos con IC. Una incubación de núcleos de sedimentos realizada un año después de la aplicación de sulfato de aluminio en todo el lago en Spring Lake reveló que el tratamiento fue altamente efectivo para reducir la liberación de fósforo en sedimentos con tasas de liberación similares entre los tratamientos anóxico e IC.Cuando el experimento se repitió cinco años después del tratamiento con sulfato de aluminio, la liberación total de fósforo sigue siendo sustancialmente menor que antes del tratamiento, pero fue mayor que la medida un año después del tratamiento, lo que sugiere una ligera disminución en la eficacia del alumbre con el tiempo. Junto con este procedimiento, se pueden realizar análisis adicionales como sedimentos, fósforo total, fósforo reactivo soluble en agua pobre, fósforo secuencial, fraccionamiento y metales para ayudar a interpretar los resultados de la liberación de fósforo en sedimentos. Después de ver este video, debe tener una buena comprensión de cómo realizar experimentos de laboratorio para determinar las tasas de liberación de fósforo de los sedimentos del lago, incluida la recolección de núcleos de sedimentos, la incubación y los cálculos.

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