Name: Déterminé en laboratoire Phosphore Flux de sédiments lacustres en tant que mesure de phosphore interne Chargement en cours (Vidéo) | JoVE Journal
Uploaded: 2014-03-06T14:15:00.000+00:00
Duration: 10 min 49 s
Description: Découvrez comment mesurer le flux de phosphore des sédiments lacustres pour estimer la charge interne en phosphore. Cette méthode de laboratoire aide à gérer l'eutrophisation des lacs.

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Les auteurs tiennent à remercier l&#39;assistance sur le terrain et en laboratoire fourni par James Smit et Kurt Thompson. Le financement des études originales pour lesquelles ce protocole a été élaboré a été fourni par le Conseil Lac-Spring Lake 2,13,18,19, le Michigan Department of Environmental Quality 4 et Jim Duncan, Dave Farhat, et le bureau du président à Grand Valley State Université 17.

Une. Échantillonnage sur le terrain <ol><li> Procéder à un échantillonnage une fois au cours de chaque saison sans glace (le cas échéant) pour les 1-2 ans, si possible (c&#39;est à dire 3 fois / an dans un climat tempérée nord). Si le temps et / ou de fonds interdisent échantillonnage saisonnier, effectuer un échantillonnage une fois par an au cours de la mi-à fin de l&#39;été. </li><li> Sélectionnez les sites de collecte de sédiments pour couvrir les différentes régions géographiques dans le lac. Choisir des emplacements proches de la qualité de l&#39;eau historique et / ou sites d&#39;échantillonnage de sédiments, lorsqu&#39;elle est disponible, est souvent souhaitable de tirer parti des données historiques. Sinon, essayez de choisir des sites qui représentent différents types de sédiments dans le lac. </li><li> Procéder à un échantillonnage de la qualité de l&#39;eau avant de sédimenter collection de base. <ol><li> Au minimum, mesurer la profondeur de l&#39;eau et des profils verticaux de température de l&#39;eau et de l&#39;oxygène dissous. Mesures à proximité du fond doivent être prises au plus près des sédiments de surface que possible, sans perturber les sédiments. </li><li> Recueillir toute autre watdonnées sur la qualité de er et échantillons que l&#39;on souhaite atteindre les objectifs spécifiques de l&#39;étude. Les exemples incluent des profils verticaux de pH, la conductivité et la turbidité; profondeur de Secchi; photosynthèse rayonnement actif (PAR); profils de chlorophylle a, les espèces et d&#39;azote; de phosphore réactif soluble (SRP); phosphore total (PT). </li></ol></li><li> A chaque point d&#39;échantillonnage, remplir une bonbonne de 10 litres d&#39;eau recueilli 1 m au-dessus de la surface du sédiment à l&#39;aide d&#39;un Van Dorn ou Niskin bouteille. Il sera utilisé dans l&#39;ensemble initial de carottes de sédiments dans le laboratoire et pour le remplissage des noyaux après l&#39;échantillonnage pendant l&#39;incubation. Placez la bonbonne dans une glacière avec de la glace. </li><li> Recueillir 6 carottes de sédiments par site en utilisant un piston de 2,20 carottier. <ol><li> Reportez-vous à Fisher et al. 20 pour des instructions spécifiques concernant la construction de l&#39;appareil de carottage. En bref, le dispositif de carottage est constitué d&#39;un tube gradué de 0,6 m de long en polycarbonate de base (7 cm id), un polychlorure de vinyle (PVC) Assemblage de fixation pour l&#39;accouplement à barres d&#39;entraînement en aluminium, un piston construit de deux bouchons en caoutchouc et un anneau de levage, un câble de piston revêtu de matière plastique avec une pince pivotante, et des tiges d&#39;entraînement en aluminium. Assembler le dispositif de carottage selon les étapes suivantes: <ol><li> Enfiler la pince pivotante extrémité du câble de piston par le haut de l&#39;ensemble de fixation en PVC. Orienter un tube central avec les trous de boulons tournés vers le haut et d&#39;étendre le câble à travers la longueur du tube d&#39;âme. Écrêter le câble de piston à l&#39;anneau de levage du bouchon-piston. </li><li> Fixez le tube de base à l&#39;ensemble de fixation en PVC à l&#39;aide d&#39;une broche de verrouillage de l&#39;attelage de fil. Tirer sur le câble de piston pour faire avancer le piston 20 cm à partir du bas du tube de noyau pour maintenir une couche d&#39;eau au-dessus de la surface du sédiment au cours de la collecte de noyau. </li><li> Attacher une tige d&#39;entraînement en aluminium à l&#39;autre extrémité de l&#39;ensemble de fixation de PVC en utilisant une broche de verrouillage de l&#39;attelage du fil. Dispositif pour extraire un trognon verticalement plus bas dans l&#39;eau, ajouter des sections supplémentaires d&#39;entraînement en aluminiumtige comme nécessaire. </li></ol></li><li> Placez le carottier verticalement à l&#39;interface eau-sédiments et pousser vers le bas, avec le câble de piston restant immobile. Pour ce faire, tirer le câble de piston tendu une fois que le carottier est en place à l&#39;interface eau-sédiments, joindre étau de câble, pas sur le câble à l&#39;intérieur de la pince-étau, puis pousser vers le bas. </li><li> Amener noyau à la surface et assurer l&#39;étanchéité avec un bouchon de caoutchouc avant de tomber de la surface de l&#39;eau. Fixez bouchon fond avec du ruban adhésif. </li><li> Visser le piston à l&#39;extrémité supérieure du tube d&#39;âme de le maintenir immobile pendant le transport. Placer le tube de base dans un rack vertical et maintenir à température ambiante près du fond température du lac, avec de la glace si nécessaire. </li></ol></li></ol> 2. Laboratoire d&#39;incubation <ol><li> Au retour sur le terrain, ajuster noyaux pour contenir la profondeur désirée de sédiments et de la colonne d&#39;eau sus-jacente. L&#39;excès de sédiments peut être laissé soigneusement le fond du tube de base par removing le bouchon de fond; ajouter de l&#39;eau à partir de la bonbonne recueillies sur le site correspondant, si nécessaire. Des profondeurs de sédiments et la colonne d&#39;eau couramment utilisés sont 20 cm de sédiments avec un 25 cm recouvrant colonne d&#39;eau 2,4,13,17-19, mais ces montants peuvent être modifiées à volonté. </li><li> Placer les tubes principaux de sédiments dans une chambre de croissance de l&#39;environnement sombre, la température étant maintenue en fonction des températures d&#39;eau inférieures ambiantes mesurées sur le terrain. </li><li> Exposer les noyaux de redox traitements. Pour le traitement oxydant, bulle de la colonne d&#39;eau de 3 noyaux / sites avec l&#39;air. La colonne des trois noyaux restants par site de N 2 avec de l&#39;eau (~ 350 ppm de CO 2 pour tamponner le pH) pour le traitement anoxique bulle. Assurer un taux de bulle lente et uniforme qui est sans interruption à la surface des sédiments. </li><li> Au jour 1 de base incubation, filtrer chaque bonbonne de 10 litres contenant de l&#39;eau près du fond recueillies auprès de chaque site dans le domaine. En utilisant une pompe et filtre cartouche péristaltiqueun logement, le filtre de l&#39;eau d&#39;abord à travers un filtre de 1 pm, suivi par un filtre de 0,2 um. Magasin de l&#39;eau filtrée à 4 ° C pendant la durée de l&#39;incubation de base. </li><li> Noyaux exemples pour P vitesse de libération au cours de la durée de la période d&#39;incubation de 2,3. Parce que c&#39;est une expérience redox-sensible, prendre des précautions pour maintenir des conditions de traitement redox chaque fois que possible. <ol><li> Avec une seringue, prélever un échantillon d&#39;eau de 40 ml à travers l&#39;orifice d&#39;échantillonnage de chaque carotte de sédiments sur jour 0 (c&#39;est à dire au moment où les noyaux sont placés dans la chambre de croissance), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , et 28 de noyau incubation. (Remarque:. Si des changements sur de très courts délais sont souhaitées, le régime d&#39;échantillonnage peut être modifié pour goûter à h 1, 2, 4, 8, etc Toutefois, le système est encore souvent s&#39;équilibre par les 12 premières heures, si la libération de P dynamique peuvent être très variables au début de incubations.) </li><li> Immédiatement après le retrait, passer à 20 ml0; sous-échantillon dans un flacon de scintillation et réfrigérer pour l&#39;analyse de la TP. Filtrer l&#39;autre 20 ml sous-échantillon à travers un filtre de 0,45 um de membrane et dans un flacon à scintillation et de geler pour l&#39;analyse des SRP. </li><li> Remplacez le sous-échantillon de 40 ml avec un volume égal d&#39;eau filtrée (voir l&#39;étape 2.4) sur le site correspondant. </li></ol></li></ol> 3. P Taux de sortie Calcul <ol><li> Calcul de flux (taux de libération) sur la base de la variation dans l&#39;eau de la colonne TP SRP ou à l&#39;aide de l&#39;équation 2 ci-dessous: P rr = (C t - C 0) × V / A où P rr est le P libération nette (valeurs positives) ou la rétention (valeurs négatives) taux par unité de surface des sédiments (mg P / m 2 / j), C t est le TP ou concentration SRP dans la colonne d&#39;eau à l&#39;instant t , C 0 est la concentration TP ou SRP au temps 0, V est le volume d&#39;eau dans la colonne d&#39;eau du noyau tube, et A est l&#39;aire de la surface plane des carottes sédimentaires. Calculer le taux de libération de P en utilisant la partie linéaire de la concentration en fonction de la courbe de temps pour donner la vitesse de libération apparente maximale 4,13,18,19. Pour éviter les biais potentiel à court terme, choisissez les dates d&#39;échantillonnage non consécutifs pour C et C t 0 18,19. </li></ol> 4. Calcul interne P de la charge <ol><li> Calculer flux annuel de P. <ol><li> Pour chaque saison au cours de laquelle l&#39;échantillonnage a eu lieu, multiplier flux anoxique et oxique individuellement par le nombre de jours de cette saison. La somme des valeurs de saison pour donner flux anoxique et oxique annuel (mg / m 2 / an). Si plusieurs sites dans le même lac ont été échantillonnés, ce calcul peut être effectué séparément pour chaque site ou en utilisant les valeurs moyennes de flux pour tous les sites (voir section 4.2.2). </li><li> P libération de sédiments est généralement très faible pendant l&#39;hiver en raison des températures basses eaux. Si l&#39;échantillonnage n&#39;a pas été effectué pendant l&#39;hiver,supposons que le flux du P était de 0 pour cette saison 14,15. </li><li> Parce que la majorité de la libération de P interne se produit pendant l&#39;été, P flux interne annuel peut être estimé grossièrement à partir des mesures d&#39;été seuls en l&#39;absence de données saisonnières 2,15,17. Pour cette approche, le calcul de la P flux conformément à la section 4.1.1 et assumer 0 flux pour toutes les saisons sauf l&#39;été. Reconnaître que ce sera une estimation prudente de presse annuelle de P. </li><li> Si disponibles, les données d&#39;oxygène dissous peuvent être utilisés pour affiner le calcul de flux P 2,4 annuelle. Ces données peuvent révéler un lac connaît une hypoxie ou anoxie pour un certain pourcentage de l&#39;année, ou au cours de certaines saisons. Dans ces cas, utilisez flux anoxique et oxydant selon la proportion ou la saison appropriée et la somme des valeurs pour calculer P flux interne annuel. <ol><li> Par exemple, si l&#39;hypoxie ou anoxie a été mesurée que pendant l&#39;été, calculer la section 4.1.1 en utilisant le flux anoxique pour l&#39;été et oxique flux pourles autres saisons. Additionner les valeurs pour obtenir P flux interne annuel. De même, si les données de routine de surveillance de l&#39;oxygène dissous indiquent que le lac subit une hypoxie ou anoxie 35% de l&#39;année, multiplier flux anoxique annuelle de la section 4.1.1 de 0,35 et flux oxydant annuelle de la section 4.1.1 de 0,65 et la somme des valeurs pour calculer P flux interne annuel. </li></ol></li><li> Lacs polymictiques posent un défi particulier pour le calcul P de charge interne, en raison de leur mélange fréquent et la variabilité spatiale et temporelle de l&#39;état redox 14. Nürnberg et al. 16 a développé un modèle pour calculer le nombre de jours anoxiques un lac polymictique peut rencontrer au cours d&#39;une saison ou une année. La zone active à sédiment et l&#39;heure (AA), qui représente la durée (jours / saison) qu&#39;une zone proche de la surface du lac publie activement P, peuvent être calculés comme suit: AA = -36,2 + 50,2 log (P saison) + 0,762 z / A 00,5 où P est la concentration de PT de la colonne moyenne de l&#39;eau au cours d&#39;une campagne donnée, z est la profondeur moyenne, et A est la zone de surface du lac. Pour calculer P flux interne annuel, multiplier AA par flux anoxique et le nombre de jours oxyques par flux oxydant pour chaque saison, puis la somme de toutes les valeurs. </li></ol></li><li> Intensifier le flux du P interne à l&#39;ensemble de la région du lac. <ol><li> Multiplier le flux annuel de P à partir de l&#39;étape 4.1 par l&#39;ensemble de la surface du lac pour calculer la charge annuelle de P interne. Sauf flux annuel de P a été calculé conformément aux sections 4.1.4 ou 4.1.5, utilisez le flux annuel anoxique à calculer la charge annuelle de P interne. Sinon, utilisez le flux calculé dans les sections 4.1.4 ou 4.1.5. </li><li> Si plusieurs sites dans le même lac ont été échantillonnés, le lac peut être divisé en zones géographiques associées à chaque site. Multiplier le flux du P anoxique annuel (ou flux annuel de sections 4.1.4 ou 4.1.5) pour chaque site par la surface de la zone, puis additionner les valeurs pour obtenir annuel charge P interne pour l&#39;ensemble de 4,17 lac. Sinon, la moyenne flux de P annuelle de tous les sites peut être utilisé dans la section 4.2.1. </li><li> Les données détaillées de l&#39;oxygène dissous peuvent indiquer que des zones spécifiques du hypoxique expérience de lac ou des conditions anoxiques (par exemple les zones profondes), tandis que d&#39;autres restent toute l&#39;année oxydant. Si disponible, utiliser cette information pour affiner le calcul de la superficie de × flux (Steinman et al., En préparation). Multipliez la surface anoxique par le flux annuel anoxique et multiplier la surface oxygéné par le flux annuel oxygéné, et la somme des deux valeurs pour calculer la charge annuelle de P interne. </li></ol></li></ol>

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<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>

Les auteurs n&#39;ont rien à révéler.

La charge en nutriments dans les lacs peut entraîner dans les deux atteintes à l&#39;environnement et économiques 21-23, par conséquent, il est crucial que la société comprend la nature des sources d&#39;éléments nutritifs et la façon de les gérer. Tentatives coûteuses pour réduire la charge en nutriments ne peuvent pas améliorer la qualité de l&#39;eau si la source contribuant approprié (c.-à-sédiments lacustres ou les entrées des bassins versants) ne vise pas des mesures de gestion, ce qui conduit à des reculs dans la restauration des lacs et de la frustration de la part des parties prenantes. En particulier dans les lacs eutrophes peu profonds, la quantification de la charge interne de phosphore est une étape critique dans l&#39;identification d&#39;une stratégie de gestion pour améliorer les conditions de qualité de l&#39;eau. Même lorsque les sédiments sont impliqués en tant que source importante de nutriments, la réduction de la charge externe P doivent être inclus dans toute stratégie de gestion du lac pour soulager l&#39;eutrophisation, depuis les entrées externes de P s&#39;accumulent finalement dans les sédiments et le carburant futur chargement interne 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Bien que d&#39;autres méthodes existent pour estimer la charge interne de P, détermination expérimentale de P taux de libération est une méthode directe qui peut être ajusté pour répondre à une variété de questions de gestion et de recherche. incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan, ont été utilisés pour déterminer l&#39;efficacité potentielle d&#39;un traitement à l&#39;alun 2 et la concentration 13 d&#39;application plus efficace. En conséquence des résultats de ces études en laboratoire, les parties prenantes ont élaboré la confiance que le traitement à l&#39;alun peut contrôler la libération de P dans les sédiments Spring Lake. Par conséquent, ils ont approuvé une évaluation de 10 ans pour financer un traitement à l&#39;alun; ultérieures incubations de carottes de sédiments ont révélé que le traitement a été efficace pour réduire les sédiments P flux 1 année 18 et 5 années 19 après le traitement. Sédiments incubations de base ont également été utilisées pour évaluer les effets des sédiments remise en suspension 13 </sup&gt; et bioturbation (G. Nogaro et A. Harris, données non publiées) sur la libération de P. Plusieurs analyses de sédiments supplémentaires peuvent être effectuées en collaboration avec des incubations de base pour fournir des informations utiles dans l&#39;interprétation des sédiments P libération résultats. Les top 5 ou 10 cm de sédiments peuvent être extrudées à partir des carottes de sédiments pour l&#39;analyse TP, l&#39;eau interstitielle SRP, séquentiel P fractionnement, et les métaux 4,18,19. Un exemple de séquence P fractionnement 26 qui peut être utile dans des études de chargement internes consiste à déterminer la quantité de P lié à 1) en aluminium (Al-P) ou de fer (Fe-P), qui représente un redox insensible (Al-P) et un redox sensible (Fe-P) association minérale qui peut devenir soluble dans des conditions anoxiques, et 2) le calcium (Ca-P) ou de magnésium (Mg-P), qui sont tous deux des associations de minéraux stables. En outre, les sédiments Fe: ratios de P peuvent être calculés pour donner un aperçu sur la capacité potentielle de P-liaison de sédiments. sédiments riches en fer qui restentIl a été démontré oxydé pour libérer très peu lorsque P Fe: P ratios sont supérieurs à 15 (en poids) 27. Ces analyses de sédiments supplémentaires peuvent être effectuées sur des carottes suivante interne incubation de charge 4,18,19, ou sur des noyaux répétés prélevés au moment de la collecte de base de la charge interne mais ne sont pas utilisés pour les mesures de vitesse de libération. Malgré les avantages de la détermination expérimentale des sédiments P flux, l&#39;approche n&#39;est pas sans limites. Un certain nombre d&#39;hypothèses doit souvent être fait qui peut ajouter l&#39;incertitude sur les résultats: <ul><li> Une hypothèse est que les taux des carottes de sédiments de libération sont représentatives des conditions dans le lac de l&#39;étude. Pour minimiser l&#39;impact de cette hypothèse, des stratégies d&#39;échantillonnage doivent être conçus pour représenter autant de la variabilité spatiale et temporelle que possible dans les sédiments P libération. Sites d&#39;échantillonnage devrait couvrir autant que possible la répartition géographique dans un lac pour capturer la variation spatiale dans les sédiments characteristics 2. Si disponibles, les cartes bathymétriques peuvent être utilisés pour sélectionner des sites qui sont représentatifs de la gamme de profondeurs inférieures dans le lac. Autres considérations pour capturer la variation spatiale comprennent la localisation des principaux intrants tributaires et la présence de bassins lacustres distinctes. Lorsque cela est possible, des incubations de laboratoire doivent être effectués au cours de chaque saison sans glace et sur plusieurs années pour capturer la variation temporelle des taux de rejet. </li><li> Une seconde hypothèse est que les conditions d&#39;incubation sont représentatifs des conditions naturelles. Une condition anoxique constante crée une situation optimale pour la libération de P, qui peut ne pas se produire naturellement dans le lac de l&#39;étude. Ainsi, les traitements anoxiques peuvent surestiment sédiments P de presse et, par conséquent, il peut être préférable de penser à des vitesses de libération mesurées dans les traitements anoxiques que les taux maximal potentiel. </li><li> Pour calculer la charge annuelle de P interne, hypothèses concernant le moment, la durée et l&#39;étendue spatiale de l&#39;anoxie hypolimnique doivent être faites.Par exemple, dans les lacs fortement stratifiées avec la profondeur de l&#39;eau relativement constante et confirmés anoxie hypolimnique, certaines études ont supposé que l&#39;ensemble de la superficie du lac est anoxique pendant les périodes stratifiés aux fins de l&#39;estimation annuelle de la charge interne de P 2,4. Cependant, cela peut entraîner une surestimation de la charge due aux sédiments oxiques dans les zones littorales peu profondes 4. Ainsi, une stratégie globale de surveillance dissous d&#39;oxygène qui capture circadienne, saisonnière, et la variabilité spatiale en état d&#39;oxydo-réduction est fortement recommandé pour l&#39;estimation annuelle exacte de la charge interne. </li><li> Enfin, des incubations de laboratoire peuvent introduire des artefacts expérimentaux en raison de l&#39;incapacité à simuler complètement les conditions naturelles. Par exemple, parce que les sédiments sont enfermés dans des tubes de base, l&#39;échange de l&#39;eau par les sédiments perméables est exclue, mais il est possible de concevoir des tubes centraux accréditives qui atténuent cette question 28. Autres objets comprennent l&#39;incapacité à imiter majeurmélange des événements ou des mesures vents et des vagues, qui pourraient perturber l&#39;intégrité des sédiments dans les systèmes naturels. </li></ul> Étant donné que le noyau démarche d&#39;incubation de sédiments peut être utilisé pour produire des estimations raisonnables de la charge interne de P en aussi peu que un an (bien que plusieurs années de données fournissent des informations plus robuste), il est un outil précieux pour éclairer les décisions de gestion du lac. Lorsqu&#39;il est utilisé pour élaborer des plans de gestion des lacs ou de restauration, il peut aider à assurer l&#39;utilisation rationnelle des ressources financières. Dans les lacs où la gestion de la charge interne de P a déjà eu lieu, les sédiments incubations de base peuvent vérifier l&#39;efficacité du traitement et être utilisé pour modifier la trajectoire de la gestion, le cas échéant.

Comme un nombre croissant de lacs à travers le monde souffrent de l&#39;eutrophisation, la détermination des causes de la dégradation de la qualité de l&#39;eau est de plus en plus important pour la gestion du lac et de la restauration. Phosphore (P) chargement lacs est généralement impliqué dans l&#39;eutrophisation, comme c&#39;est le plus souvent l&#39;élément nutritif limitant la croissance des algues 1. Historiquement, la quantification de la charge de phosphore dans les lacs axée sur des sources externes, ou P originaire du bassin versant par sources ponctuelles et diffuses. Toutefois, le chargement interne de sédiments lacustres peut représenter une grande partie, sinon la majorité, de la charge totale de phosphore dans les lacs eutrophes 2-5. Ainsi, même des réductions substantielles des charges externes dans les lacs peuvent ne pas aboutir à l&#39;amélioration de la qualité de l&#39;eau due à l&#39;effet primordial de libération de phosphore par les sédiments 5-8. En raison des conséquences écologiques et sociales de P chargement, y compris le coût et la difficulté de contrôle P, il est essentiel que P charges soientidentifié avec précision avant l&#39;adoption d&#39;une stratégie de gestion. Au moins deux mécanismes différents sont responsables de rejets de phosphore dans les sédiments. 1) Pendant les périodes d&#39;anoxie ou l&#39;hypoxie, la réduction des conditions peut entraîner la désorption de phosphate de oxyhydroxydes de fer à l&#39;interface eau-sédiments, ce qui provoque la diffusion de phosphate dissous à partir des sédiments dans la colonne d&#39;eau 9-11. 2) La perturbation de la surface du sédiment, par la remise en suspension et la bioturbation par le vent, peut entraîner le rejet de P dans la colonne d&#39;eau soit par désorption de P à partir de particules de sédiments remis en suspension ou la libération de P dissous dans l&#39;eau interstitielle des sédiments dans la colonne d&#39;eau , respectivement 11 à 13. Trois approches principales sont disponibles pour quantifier la charge de phosphore dans les lacs interne 14,15. (1) Les mesures in situ de l&#39;évolution de phosphore total hypolimnique (TP) au fil du temps peut être utilisé lorsque la surveillancedes données sont disponibles. Estimations de la charge interne basé sur des mesures in situ souffrent de la forte variabilité associée à la variabilité spatiale et temporelle inhérente des données environnementales et peuvent être affectés par la fréquence de la surveillance insuffisante 14. (2) Le bilan de masse peut être utilisée pour estimer le chargement interne, lorsque les budgets complets P peuvent être construits. Cependant, il est rare que des données suffisantes sont disponibles sur P entrées et les exportations de construire un budget complet P 16. (3) déterminé expérimentalement les taux sédiments P de libération peuvent être utilisés en combinaison avec des informations sur l&#39;étendue et la durée de la libération de P (c&#39;est à dire de la période anoxique), pour calculer la charge interne de P. Il s&#39;agit d&#39;une méthode directe de quantification interne P de la charge, même si elle a trop limites (voir ci-dessous). Parce que les décisions de gestion doivent souvent être faits à temps comprimé échelles en raison des restrictions de financement ou les pressions sociales, la détermination expérimentale des internes Pcharge peut avoir une plus grande utilité pour la gestion du lac et de la restauration, car il nécessite moins de temps et de données que l&#39;approches in situ et de bilan de masse. incubations en laboratoire de carottes de sédiments, combinées à la surveillance des charges externes, ont été utilisées pour déterminer les contributions relatives des charges internes et externes P, dans le but d&#39;orienter les décisions de gestion des éléments nutritifs pour optimiser le contrôle de source 2,4,17. En deux lacs Michigan avec une vaste aménagement du littoral et des pourcentages élevés de surface imperméable (&gt; 25%) dans les sous-bassins directement adjacentes au lac, la charge interne de P a été estimé à représenter jusqu&#39;à 80% de la charge totale de phosphore, ce qui incite les recommandations de concentrer les efforts de gestion sur la réduction des sédiments P version 2,4. En revanche, les études expérimentales de sédiments d&#39;un lac moins développé dans la même région ont montré que le chargement interne composé seulement 7% de la charge totale de phosphore, provoquant une recommandation à cibler les stratégies de gestion de P dans le watershed 17. expériences de carottes de sédiments ont également été utilisés dans un lac Michigan afin de déterminer l&#39;efficacité potentielle de sulfate d&#39;aluminium (alun) de traitement pour réduire sédiments P taux de rejet 2, l&#39;alun plus efficace de dosage concentration et les effets des sédiments remise en suspension 13, et l&#39;efficacité d&#39;un traitement in situ de l&#39;alun de 1 an à 5 ans 18 19 après le traitement. Détermination expérimentale de la charge interne de P est une approche efficace pour apporter des réponses à des questions de gestion des clés dans les lacs eutrophes.

<table><tbody><tr><td>Sonde multiparamétrique</td><td>YSI YSI</td><td>6600</td><td>Les principaux paramètres d’intérêt sont la température et l’oxygène dissous, bien que d’autres mesures puissent être souhaitées en fonction des objectifs de l’étude. L’autre grand fabricant de sondes multiparamètres est Hach (Hydrolab).</td></tr><tr><td>Bouteille</td><td>Niskin General Oceanics</td><td>101005</td><td>Une bouteille Van Dorn peut également être utilisée.</td></tr><tr><td>Bonbonnes, 10 L&nbsp ;</td><td>Nalgene</td><td>DS2213-0020</td><td>Disponible auprès de nombreuses sociétés de fournitures de laboratoire, notamment Fisher Scientific et VWR.</td></tr><tr><td>Corottier à piston</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Détails sur les matériaux de construction donnés dans Fisher et al.20</td></tr><tr><td>Vice</td><td>grips N/A</td><td>N/A N/A</td><td></td></tr><tr><td>Ruban</td> adhésif <td>N/A</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Rack vertical pour le maintien des tubes de carottage</td><td>N/A</td><td>N/A N/A</td><td>Fabriqué sur mesure sur place.</td></tr><tr><td>Chambre de croissance environnementale</td><td>Powers Scientific, Inc.</td><td>DS70SD</td><td></td></tr><tr><td>Air comprimé avec régulateur</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Utilisez l’alimentation en air de laboratoire ou achetez-le auprès d’une entreprise locale d’approvisionnement en gaz.</td></tr><tr><td>Gaz tamponné N2 avec régulateur</td><td>N/A</td><td>N/A</td><td>Achat auprès d’une société locale d’approvisionnement en gaz.&nbsp ;</td></tr><tr><td>Tubes en polyéthylène Parker Parflex série E (qualité instrument) ; 1/4 po de diamètre extérieur, 0,04 po de mur, 0,170 po de diamètre intérieur</td><td>Parker</td><td>E-43-B-0100</td><td>Tube (du gaz à la chambre)</td></tr><tr><td>Tube capillaire PEEK ; 1/16 po de diamètre extérieur, 1/32 po de diamètre intérieur</td><td>Fisher Scientific</td><td></td><td>3050412 Tubes (du collecteur aux noyaux)</td></tr><tr><td>Té union</td><td>Parker</td><td>164C-4</td><td></td></tr><tr><td>Écrou en té union</td><td>Parker</td><td>61C-4</td><td></td></tr><tr><td>Tube en nylon ; 1/4 po de diamètre extérieur, 3/16 po de diamètre intérieur</td><td>US Plastics</td><td>58042</td><td></td></tr><tr><td>Virole, à l’avant et à l’arrière ; 1/4 po</td><td>Swagelock</td><td>B-400-Set</td><td></td></tr><tr><td>Écrou en laiton ; 1/4 po</td><td>Swagelock</td><td>B-402-1</td><td></td></tr><tr><td>Vanne de dosage à débit moyen en laiton ; 1/4 po</td><td>Swagelock</td><td>B-4MG</td><td></td></tr><tr><td>Raccords courts monoblocs étanches aux doigts ; 1/16 po</td><td>Alltech</td><td>32070</td><td>Moitié de l’orifice d’échantillonnage</td></tr><tr><td>Femelle 10-32 à luer femelle ; 1/4 po</td><td>Alltech</td><td>20132</td><td>La moitié de l’orifice d’échantillonnage</td></tr><tr><td>Ferrule, à l’avant et à l’arrière ; 1/16 po</td> Raccords à écrou en laiton <td>Swagelock</td><td>B-100-Set</td><td></td></tr><tr><td> ; 1/16 po</td><td>Swagelock</td><td>B-102-1</td><td></td></tr><tr><td>Réducteur de raccord ; 1/16 po x 1/4 po</td> Tube en PTFE <td>Swagelock</td><td>B-100-R-4</td><td></td></tr> ; <tr><td>1/16 po de diamètre extérieur, 0,040 po de diamètre intérieur</td><td>Grace Davison Discovery Sciences</td><td>2106982</td><td></td></tr><tr><td>Tube en PTFE basse pression ; 1/8 po de diamètre extérieur, 0,1 po de diamètre intérieur</td><td>Fisher Scientific</td><td>AT3134</td><td>Tube de l’orifice d’échantillonnage dans le noyau</td></tr><tr><td>AirTite Seringues Norm-Ject entièrement en plastique, 50 ml (60 ml) Luer slip (excentrique), Stérile</td><td>Fisher Scientific</td><td>14-817-35</td><td></td></tr><tr><td>Flacons à scintillation liquide Wheaton HDPE, 20 ml, Doublure conique Poly-Seal</td><td>Fisher Scientific</td><td>03-341-72D</td><td></td></tr><tr><td>Filtre à seringue en nylon ; 30 mm de diamètre, 0,45 &mu ; m</td><td>Fisher Scientific</td><td>03-391-1A</td><td></td></tr><tr><td>Pompe péristaltique Masterflex, modèle 755490</td><td>Cole Parmer</td><td>A-77910-20</td><td></td></tr><tr><td>Boîtier de filtre Pall Filterite, modèle T911257000</td><td>Pall Corporation</td><td>SCO 10UP</td><td></td></tr><tr><td>Graver QMC 1-10NPCS filtre ; 10 po, 1.0 &mu ; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A</td><td></td></tr><tr><td>Graver Watertec 0.2-10NPCS filtre ; 10 po, 0.2 & mu ; m</td><td>Flowtech Corp</td><td>N/A</td><td></td></tr></tbody></table>

déterminé en laboratoire phosphore flux de sédiments lacustres en tant que mesure de phosphore interne chargement en cours

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

L&#39;eutrophisation est un problème de qualité de l&#39;eau dans les lacs dans le monde entier, et il ya un besoin crucial d&#39;identifier et de contrôler les sources de nutriments. Phosphore interne (P) le chargement de sédiments lacustres peut représenter une partie importante de la charge totale de phosphore dans eutrophisation, et certains lacs mésotrophes,. Détermination en laboratoire de P taux de libération de carottes de sédiments est une approche pour déterminer le rôle de P chargement interne et orienter les décisions de gestion. Deux principales solutions de rechange à la détermination expérimentale des sédiments P libération existent pour estimer la charge interne: des mesures in situ de l&#39;évolution de P hypolimnique au fil du temps et de l&#39;équilibre de la masse P. L&#39;approche expérimentale utilisant sédiments incubations à base de laboratoire pour quantifier la charge interne de P est une méthode directe, ce qui en fait un outil précieux pour la gestion du lac et de la restauration. incubations en laboratoire de carottes de sédiments peuvent aider à déterminer l&#39;importance relative des charges externes par rapport interne de P,ainsi que être utilisé pour répondre à une variété de questions de gestion du lac et de la recherche. Nous illustrons l&#39;utilisation de sédiments incubations de base pour évaluer l&#39;efficacité d&#39;un sulfate d&#39;aluminium (alun) de traitement pour réduire les sédiments P libération. D&#39;autres questions de recherche qui peuvent être étudiés en utilisant cette approche incluent les effets des sédiments remise en suspension et la bioturbation sur la libération de P. L&#39;approche a aussi ses limites. Hypothèses doivent être formulées à l&#39;égard de: l&#39;extrapolation des résultats à partir de carottes de sédiments à l&#39;ensemble du lac; décider sur quelles périodes de temps pour mesurer libération des éléments nutritifs et d&#39;adressage possibles artefacts tube de base. Une stratégie globale de surveillance dissous d&#39;oxygène pour évaluer l&#39;état d&#39;oxydo-réduction temporelle et spatiale dans le lac offre une plus grande confiance dans les charges de P annuels estimés à partir des incubations de carottes sédimentaires.

P communiqué interne a été mesurée à partir des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, de déterminer la contribution relative des charges par rapport interne P externes 4. Quatre sites ont été échantillonnés sur trois saisons pour estimer la charge annuelle de P interne, pour expliquer la variation spatiale dans le flux du P. Les carottes de sédiments ont été incubées pendant 20 à 28 jours dans des conditions anoxiques et oxiques, et la colonne d&#39;eau sus-jacente a été échantillonné pour SRP et concentrations de PT à intervalles réguliers au cours de la période d&#39;incubation. Le traitement anoxique déclenché SRP et TP libération des sédiments, mais nous présentons seulement les résultats TP de flux à des fins d&#39;illustration. Concentrations de PT étaient les plus élevés pendant l&#39;été dans les traitements anoxiques, et la variabilité spatiale dans le TP libération était évident pendant toutes les saisons (figure 1). Signifier flux de TP interne était inférieure à 1,4 mg de P / m 2 / jour dans tous les noyaux oxique; valeurs de flux négatifs à trois des quatre sites au cours de chute ont indiqué que les sédiments oxiques ont agi comme un évier plutôt qu&#39;une source de P au cours de cette saison 4 (Tableau 1). TP taux de libération étaient considérablement plus élevés dans les noyaux anoxiques, avec un flux aussi élevé que 15,56 mg P / m 2 / jour en été et aussi bas que 0,80 mg P / m 2 / jour au printemps 4 (Tableau 1). Ces valeurs de flux ont été utilisés pour calculer saisonnière P flux interne en fonction des conditions d&#39;oxygène dissous mesurées au moment de la collecte de base sédiments 4. Saisonnier charge interne de P a été calculé en multipliant les flux sur chaque site pour la superficie de la zone géographique correspondant 4; valeurs saisonnières ont été additionnées pour estimer la charge annuelle de P interne, en supposant 0 flux pendant l&#39;hiver. Charge annuelle interne de P a été estimée à 3,4 tonnes, avec la majorité de la charge se produisant pendant l&#39;été (tableau 2). En comparant ces résultats avec les estimations de charge externe P simultanées, il a été estimé que les sédiments dans le lac Mona contributionte entre 9-82% de la charge annuelle totale de P 4 (Tableau 2). Une série d&#39;expériences a été menée à Spring Lake, Michigan, afin de déterminer 1) l&#39;efficacité potentielle de sulfate d&#39;aluminium (alun) traitement dans la réduction interne P chargement 2 et 2) l&#39;efficacité d&#39;un traitement à l&#39;alun in situ dans 18,19. Des expériences en laboratoire simulant une application d&#39;alun lac échelle ont démontré une baisse spectaculaire de la libération de P interne avec le traitement 2 (figure 2). Comme dans l&#39;exemple ci-dessus, nous présentons seulement TP libération de ces expériences comme des résultats représentatifs. Dans noyaux anoxiques sans traitement à l&#39;alun (simulant les conditions naturelles d&#39;été dans les sédiments Spring Lake), les concentrations moyennes de PT dans la colonne d&#39;eau sus-jacente a atteint plus de 1,2 mg / L (figure 2). En revanche, les noyaux anoxiques dosés avec de l&#39;alun n&#39;ont pratiquement pas la libération de P et les concentrations n&#39;étaient pas différentes de l&#39;une desles traitements de oxiques 2 (figure 2). Un noyau incubation de sédiments réalisée 1 an après l&#39;application du lac à l&#39;échelle de l&#39;alun dans Spring Lake a révélé que le traitement a été très efficace à réduire les sédiments P de presse, avec des taux de libération similaires entre les traitements anoxiques et oxiques 18 (figure 3A). Lorsque l&#39;expérience a été répétée 5 ans après le traitement de l&#39;alun, TP libération est resté sensiblement inférieur prétraitement mais était supérieure à celle mesurée 1 an après le traitement, ce qui suggère une légère diminution de l&#39;efficacité de l&#39;alun 19 (figure 3B). <img alt="Figure 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Figure 1. Phosphore total (TP) des concentrations (mg / L) mesurée lors des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, pendant. ressort (A), été (B), et à l&#39;automne (C) 4 TP a été mesurée dans les carottes de sédiments d&#39;eau recouvrant de 4 sites lacustres sur un 20 - à 28 jours d&#39;incubation. La lettre de la légende se réfère à potentiel redox (A = traitement anoxique; O = traitement oxydant), le nombre se réfère à reproduire nombre (1-3). Notez les différentes échelles sur les axes y entre saisons. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Site </td><td> Flux anoxique, P mg / m 2 / jour </td><td> Flux oxydant, P mg / m 2 / jour </td></tr><tr><td rowspan="4"> Printemps </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"> Été </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"> Tomber </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> Tableau 1. Moyenne (± écart-type) maximale<html> flux apparent de TP (mg P / m 2 / jour) dans les carottes de sédiments prélevés Mona Lake, Michigan, et incubés dans des conditions anoxiques et oxiques 4. Flux a été calculé à partir de l&#39;évolution des concentrations TP au fil du temps, de la figure 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Interne P Charge, t </td><td> Externe P Charge, t </td><td> Charge interne Contribution,% </td></tr><tr><td> Printemps </td><td> 0,055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Été </td><td> 2.272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Tomber </td><td> 1.127 </td><td> 0,242 </td><td> 82,3% </td></tr><tr><td> Hiver </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Annuel </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>contenu »&gt; Tableau 2. des estimations annuelles et saisonnières internes P charge (tonnes métriques, t) pour Mona Lake, Michigan, calculé sur la base de flux maximum de TP apparent 4 (voir tableau 1). estimations de la charge interne de P saisonniers sont comparés à P externe charge estime pour déterminer la contribution de la charge interne de la charge totale de phosphore. <img alt="Figure 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figure 2. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan, et expérimentalement traitée avec du sulfate d&#39;aluminium (alun) dans des conditions oxiques et anoxiques 2. TP a été mesurée dans le recouvrement de la colonne d&#39;eau carottes sédimentaires sur une période d&#39;incubation de 20 jours. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al. 2 Reproduit avecAutorisation, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a> <img alt="Figure 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> Figure 3. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan 1 an après la 18 (A) et 5 ans après 19 (B) une application d&#39;alun lac entier. Carottes de sédiments ont été soumis à des traitements anoxiques et oxiques et la colonne d&#39;eau sus-jacente a été prélevée pour la concentration de PT-dessus d&#39;un 22 jours (A) à 25 jours (B) l&#39;incubation. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al 18;. Panneau A et Steinman et al 19;. Panneau B </strong&gt;. Reproduit avec permission, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a>

L&#39;eutrophisation des lacs est une question de qualité de l&#39;eau dans le monde entier, faisant de la nécessité d&#39;identifier et de contrôler les sources de nutriments essentiels. Détermination en laboratoire de phosphore à partir de carottes de sédiments de libération est une approche utile pour déterminer le rôle de la charge interne de phosphore et d&#39;orienter les décisions de gestion.

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

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

L’objectif général de cette procédure est d’effectuer des mesures des rejets de phosphore dans les sédiments lacustres afin d’estimer la charge interne de phosphore. Pour ce faire, il faut d’abord recueillir des carottes de sédiments intacts sur le terrain. Dans un deuxième temps, les carottes de sédiments sont exposées à des traitements redox et incubées dans une chambre de croissance environnementale.Ensuite, l’eau recouvrant les carottes de sédiments est échantillonnée pour déterminer les concentrations de phosphore à intervalles réguliers tout au long de la période d’incubation. Enfin, les taux de libération de phosphore sont calculés et la charge interne de phosphore peut être estimée en fonction des changements de concentration de phosphore au fil du temps. En fin de compte, les incubations de sédiments en laboratoire sont utilisées pour quantifier la charge interne de phosphore dans les lacs, identifiant ainsi le rôle des sédiments dans l’unification des lacs.Le principal avantage de cette technique par rapport à d’autres méthodes d’estimation de la charge interne de phosphore, comme le phosphore, le bilan massique et les changements in situ des concentrations de phosphore au fil du temps, est qu’elle peut être ajustée pour répondre à diverses questions de gestion et de recherche sur les lacs. Par exemple, grâce à cette méthode, l’importance relative des charges internes par rapport aux charges externes pour le lac peut être analysée afin d’éclairer la gestion des lacs atrophiques, ainsi que l’efficacité des efforts de traitement pour réduire la charge interne. Effectuer l’échantillonnage de la qualité de l’eau en premier à un minimum mesurer la profondeur de l’eau et les profils verticaux de la température de l’eau et de l’oxygène dissous. Recueillir également toute autre donnée et tout autre échantillon sur la qualité de l’eau qui sont souhaités pour atteindre les objectifs spécifiques de l’étude. À chaque point d’échantillonnage, utilisez une bouteille similaire pour remplir une tourie de 10 litres avec de l’eau recueillie à un mètre au-dessus de la surface des sédiments.Ensuite, pour collecter les carottes de sédiments, assemblez le dispositif de carottage en enfilant d’abord l’extrémité du clip pivotant du câble de piston recouvert de plastique à travers le haut de l’ensemble de fixation PPC. Ensuite, orientez un tube central en polycarbonate gradué de 0,6 mètre de long et de sept centimètres de diamètre avec les trous de boulons vers le haut et étendez le câble sur toute la longueur du tube. Fixez le câble du piston au boulon à œil de la butée de piston, puis utilisez une goupille d’attelage de câble pour fixer le tube central à l’ensemble de fixation en PVC.Tirez sur le câble du piston pour faire avancer le piston de 20 centimètres à partir du bas du tube de carotte afin de maintenir une couche d’eau au-dessus de la surface des sédiments pendant la collecte de la carotte. Ensuite, utilisez une autre goupille d’attelage de câble pour fixer une tige d’entraînement en aluminium à l’autre extrémité de l’ensemble de fixation en PVC et abaissez le dispositif de carottage verticalement dans l’eau, en ajoutant des sections supplémentaires de tige d’entraînement en aluminium si nécessaire. Maintenant, positionnez le noyau verticalement à l’interface sédiment-eau et tirez le câble du piston tau.Une fois que le noyau est en place à l’interface sédiment-eau, fixez les poignées d’étau au câble. Marchez sur le câble jusqu’à l’intérieur de l’étau et poussez vers le bas. Ramenez le noyau à la surface et scellez-le avec un bouchon en caoutchouc avant de briser la surface de l’eau, en fixant le bouchon inférieur avec du ruban adhésif.Ensuite, à la fois le piston vers le haut du tube central pour le maintenir immobile pendant le transport. Placez le tube central dans un support vertical et maintenez-le à la température ambiante proche du fond du lac en utilisant de la glace si nécessaire. Au retour du champ, ajustez les carottes pour contenir la profondeur souhaitée de sédiments et la colonne d’eau sus-jacente. L’excès de sédiments peut être soigneusement évacué du fond du tube de carotte en retirant le bouchon de fond.Ajouter de l’eau de la tourie recueillie sur le site correspondant si nécessaire. Placez les tubes de carottes de sédiments dans une chambre de croissance environnementale sombre avec la température maintenue pour correspondre à la température ambiante de l’eau de fond mesurée sur le terrain. Ensuite, exposez les noyaux à des traitements redox pour la bulle de traitement oxique.La colonne d’eau de trois carottes par site avec de l’air pour la bulle de traitement anoxique. La colonne d’eau des trois carottes restantes par site avec de l’azote contenant environ 350 ppm de CO2 pour tamponner le pH des deux traitements. Ajustez le débit de gaz pour assurer un taux de bulles lent et constant qui ne perturbe pas la surface des sédiments.Positionnez l’extrémité du tuyau de gaz à peu près au milieu de la colonne d’eau. Le lendemain, filtrez chaque voiture de 10 litres contenant l’eau de fond recueillie sur chaque site sur le terrain à l’aide d’une pompe péristaltique et d’un boîtier de cartouche filtrante. Filtrez d’abord l’eau à travers un filtre d’un micron suivi d’un filtre de 0,2 micron.Stocker l’eau filtrée à quatre degrés Celsius pendant la durée de l’incubation de la carotte afin d’échantillonner les carottes pour le taux de libération de phospho pendant la durée de la période d’incubation. À l’aide de la seringue, prélever un échantillon d’eau de 40 millilitres par l’orifice d’échantillonnage de chaque carotte de sédiment aux intervalles souhaités immédiatement après le retrait, verser un sous-échantillon de 20 millilitres dans un flacon à scintillation et réfrigérer l’échantillon pour l’analyse du phosphore total. Filtrez l’autre sous-échantillon de 20 millilitres à travers un filtre à membrane de 0,45 micron dans un autre flacon à scintillation et congelez un deuxième flacon.Pour l’analyse du phosphore réactif soluble, remplacer le sous-échantillon de 40 millilitres par un volume égal d’eau filtrée provenant du site correspondant. Calculez le flux de phosphore en fonction de la variation de la colonne d’eau, du phosphore total ou du phosphore réactif soluble à l’aide de cette équation, où P indice RR est le rejet net de P pour les valeurs positives ou la rétention nette de P pour les valeurs négatives par unité de surface de sédiment. C indice T est la concentration de phosphore total ou de phosphore réactif soluble dans la colonne d’eau au moment donné.TC inférieur à zéro est la concentration de phosphore total ou de phosphore réactif soluble dans le temps. Zéro V est le volume d’eau dans la colonne d’eau du tube de carotte, et A est la surface plane des carottes de sédiments, puis calculez le taux de libération de P en utilisant la partie linéaire de la courbe de concentration en fonction du temps pour donner le taux de libération apparent maximal. Dans cette expérience représentative.Les rejets de phosphore ont été mesurés à partir de carottes de sédiments prélevées dans le lac Mona, au Michigan, afin de déterminer la contribution relative des charges de phosphore internes par rapport aux charges externes. Quatre sites ont été échantillonnés sur trois saisons afin d’estimer la charge interne annuelle de phosphore qui tient compte de la variation spatiale du flux de phosphore. Les concentrations de phosphore total étaient les plus élevées pendant l’été dans les traitements anoxiques et la variabilité spatiale des rejets de phosphore total était évidente pendant toutes les saisons.Le flux interne total moyen de phosphore était inférieur à 1,4 milligramme de phosphore par mètre carré par jour dans toutes les carottes de CI, avec des valeurs de flux négatives à trois des quatre sites au cours de l’automne, ce qui indique que les sédiments de CI agissaient comme un puits plutôt que comme une source de phosphore au cours de cette saison. Les taux de rejet total de phosphore étaient considérablement plus élevés dans les carottes anoxiques, avec un flux aussi élevé que 15,56 milligrammes de phosphore par mètre carré par jour en été et aussi bas que 0,80 milligramme de phosphore par mètre carré par jour au printemps. Ces valeurs de flux ont ensuite été utilisées pour calculer le flux interne saisonnier de phosphore en fonction des conditions d’oxygène dissous mesurées au moment de la collecte du carbone dans les sédiments.La charge interne annuelle de phosphore a été estimée à 3,4 tonnes métriques, la majorité de la charge se produisant pendant l’été. En comparant ces résultats avec les estimations simultanées de la charge externe de phosphore provenant des affluents qui se jettent dans le lac Mona, on a estimé que les sédiments du lac Mona contribuent entre neuf et 82 % de la charge annuelle totale de phosphore. Une autre série d’expériences a été menée à Spring Lake, au Michigan, comme le démontrent les deux figures suivantes, pour déterminer l’efficacité potentielle d’un sulfate d’aluminium ou d’un traitement dans la réduction de la charge interne en phosphore et l’efficacité d’un traitement en laboratoire de l’alun NC deux expériences de laboratoire simulant une application d’alun à l’échelle du lac ont démontré une baisse spectaculaire de la libération interne de phosphore avec un traitement dans des carottes anoxiques sans traitement à l’alun. simulant les conditions estivales naturelles au printemps dans les sédiments lacustres.Les concentrations moyennes de phosphore total dans la colonne d’eau sus-jacente ont atteint plus de 1,2 milligramme par litre. En revanche, les carottes anoxiques dosées avec de l’alun n’avaient pratiquement pas de libération de phosphore, et les concentrations n’étaient pas différentes de celles de l’un ou l’autre des traitements IC. Une incubation de carottes de sédiments effectuée un an après l’application de sulfate d’aluminium à l’échelle du lac Spring a révélé que le traitement était très efficace pour réduire les rejets de phosphore dans les sédiments, avec des taux de rejet similaires entre les traitements anoxiques et IC.Lorsque l’expérience a été répétée cinq ans après le traitement au sulfate d’aluminium, la libération totale de phosphore est demeurée nettement inférieure à celle d’avant le traitement, mais elle était supérieure à celle mesurée un an après le traitement, ce qui suggère une légère baisse de l’efficacité de l’alun au fil du temps. Parallèlement à cette procédure, des analyses supplémentaires telles que les sédiments, le phosphore total, le phosphore réactif peu soluble dans l’eau, le phosphore séquentiel, le fractionnement et les métaux peuvent être effectuées pour aider à interpréter les résultats de libération de phosphore dans les sédiments. Après avoir regardé cette vidéo, vous devriez avoir une bonne compréhension de la façon de mener des expériences en laboratoire pour déterminer les taux de libération de phosphore à partir des sédiments lacustres, y compris la collecte de carottes de sédiments, l’incubation et les calculs.

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