Artykuł metodologiczny

Wyznaczony laboratoryjnie strumień fosforu z osadów jeziornych jako miara wewnętrznego obciążenia fosforem

18.4K wyświetleń

⸱

DOI:

10.3791/51617

⸱

6 marca 2014

 ,  , 
1Annis Water Resources Institute, Grand Valley State University

W tym artykule

Podsumowanie

Eutrofizacja jezior jest problemem jakości wody na całym świecie, co sprawia, że potrzeba identyfikacji i kontroli źródeł składników odżywczych jest krytyczna. Laboratoryjne określenie szybkości uwalniania fosforu z rdzeni osadów jest cennym podejściem do określania roli wewnętrznego obciążenia fosforem i kierowania decyzjami zarządczymi.

Streszczenie

Eutrofizacja to problem z jakością wody w jeziorach na całym świecie, dlatego istnieje krytyczna potrzeba identyfikacji i kontroli źródeł składników odżywczych. Wewnętrzny ładunek fosforu (P) z osadów jeziornych może stanowić znaczną część całkowitego ładunku fosforu w jeziorach eutroficznych i niektórych mezotroficznych. Laboratoryjne określenie szybkości uwalniania P z rdzeni osadów jest jednym z podejść do określania roli wewnętrznego obciążenia P i kierowania decyzjami zarządczymi. Istnieją dwie główne alternatywy dla eksperymentalnego oznaczania uwalniania osadu P do oszacowania obciążenia wewnętrznego: pomiary in situ zmian hipimnetycznego P w czasie i bilans masy P. Podejście eksperymentalne wykorzystujące laboratoryjne inkubacje osadów w celu ilościowego określenia wewnętrznego obciążenia fosforem jest metodą bezpośrednią, co czyni je cennym narzędziem do zarządzania jeziorami i ich renaturyzacji.

Laboratoryjne inkubacje rdzeni osadów mogą pomóc w określeniu względnego znaczenia wewnętrznych i zewnętrznych ładunków P, a także być wykorzystane do udzielenia odpowiedzi na różne pytania dotyczące zarządzania jeziorem i badań. Ilustrujemy zastosowanie inkubacji rdzenia osadu do oceny skuteczności leczenia siarczanem glinu (ałunem) w celu zmniejszenia uwalniania osadu P. Inne pytania badawcze, które można zbadać przy użyciu tego podejścia, obejmują wpływ ponownego zawieszenia osadów i bioturbacji na uwalnianie P.

Podejście ma również ograniczenia. Należy przyjąć założenia w odniesieniu do: ekstrapolacji wyników z rdzeni osadowych na całe jezioro; decydowanie o tym, w jakich okresach należy mierzyć uwalnianie składników pokarmowych; i zajęcie się możliwymi artefaktami rury rdzeniowej. Kompleksowa strategia monitorowania tlenu rozpuszczonego w celu oceny czasowego i przestrzennego stanu redoks w jeziorze zapewnia większą pewność co do rocznych ładunków P oszacowanych na podstawie inkubacji rdzenia osadu.

Wprowadzenie

Ponieważ coraz więcej jezior na całym świecie cierpi z powodu eutrofizacji kulturowej, określenie przyczyn degradacji jakości wody staje się coraz ważniejsze dla zarządzania jeziorami i ich renaturyzacji. Ładunek fosforu (P) do jezior jest na ogół związany z eutrofizacją, ponieważ jest to najczęściej składnik odżywczy ograniczający wzrost glonów1. Historycznie rzecz biorąc, kwantyfikacja ładunku P do jezior koncentrowała się na źródłach zewnętrznych, a P pochodzącego z działu wodnego za pośrednictwem źródeł punktowych i niepunktowych. Jednak obciążenie wewnętrzne z osadów jeziornych może stanowić dużą część, jeśli nie większość, całkowitego ładunku P w jeziorach eutroficznych2-5. W związku z tym nawet znaczne zmniejszenie zewnętrznego obciążenia jezior może nie spowodować poprawy jakości wody ze względu na nadrzędny efekt uwalniania P z osadów5-8. Ze względu na ekologiczne i społeczne implikacje obciążenia P, w tym koszty i trudności związane z kontrolą P, niezwykle ważne jest, aby ładunki P zostały dokładnie zidentyfikowane przed wdrożeniem strategii zarządzania.

Co najmniej dwa różne mechanizmy są odpowiedzialne za uwalnianie fosforu z osadów. 1) W okresach anoksji lub niedotlenienia warunki redukujące mogą powodować desorpcję fosforanu z tlenowo-wodorotlenków żelaza na granicy faz osad-woda, powodując dyfuzję rozpuszczonego fosforanu z osadów do słupa wody9-11. 2) Zakłócenie powierzchni osadu, poprzez ponowne zawieszenie i bioturbację wywołaną wiatrem, może spowodować uwolnienie P do słupa wody przez desorpcję P z ponownie zawieszonych cząstek osadu lub uwolnienie rozpuszczonego P z wody porowej osadu do słupa wody, odpowiednio11-13.

Dostępne są trzy główne podejścia do ilościowego określania wewnętrznego obciążenia P jezior14,15. (1) Pomiary in situ zmian stężenia fosforu całkowitego (TP) w czasie mogą być stosowane, gdy dostępne są dane z monitorowania. Oszacowania obciążenia wewnętrznego oparte na pomiarach in situ są obarczone dużą zmiennością związaną z nieodłączną zmiennością przestrzenną i czasową danych środowiskowych i mogą mieć na nie wpływ nieodpowiednia częstotliwość monitorowania14. (2) Bilans masy można wykorzystać do oszacowania obciążenia wewnętrznego, gdy można skonstruować kompletne budżety P. Rzadko jednak dostępne są wystarczające dane na temat nakładów i wywozów P, aby skonstruować kompletny budżet P16. (3) Do obliczenia wewnętrznego obciążenia P można wykorzystać eksperymentalnie określone szybkości uwalniania P w osadzie, w połączeniu z informacjami na temat powierzchniowego zasięgu i czasu trwania uwalniania P (tj. okresu beztlenowego). Jest to bezpośrednia metoda kwantyfikacji wewnętrznego obciążenia P, chociaż również ma ograniczenia (patrz poniżej).

Ponieważ decyzje dotyczące zarządzania często muszą być podejmowane w ograniczonym czasie ze względu na ograniczenia finansowe lub presję społeczną, eksperymentalne określanie wewnętrznego obciążenia P może być bardziej użyteczne dla zarządzania jeziorem i jego renaturyzacji, ponieważ wymaga mniej czasu i danych niż podejścia in situ i bilansu masy. Laboratoryjne inkubacje rdzeni osadów, w połączeniu z monitorowaniem ładunków zewnętrznych, wykorzystano do określenia względnego udziału wewnętrznych i zewnętrznych ładunków P, w celu kierowania decyzjami zarządczymi w celu optymalizacji kontroli źródła składników odżywczych2,4,17. W dwóch jeziorach Michigan o rozległym rozwoju linii brzegowej i wysokim odsetku nieprzepuszczalnej powierzchni (>25%) w zlewniach bezpośrednio przylegających do jeziora, oszacowano, że wewnętrzne obciążenie P stanowi do 80% całkowitego obciążenia P, co skłoniło do zalecenia skoncentrowania wysiłków zarządzania na zmniejszeniu uwalniania osadów P2,4. Natomiast badania eksperymentalne osadów ze słabiej rozwiniętego jeziora w tym samym regionie wykazały, że obciążenie wewnętrzne stanowiło tylko 7% całkowitego ładunku fosforu, co skłoniło do zalecenia skoncentrowania strategii zarządzania fosforem w zlewni17. Eksperymenty z rdzeniem osadu zostały również wykorzystane w jeziorze Michigan w celu określenia potencjalnej skuteczności leczenia siarczanem glinu (ałunem) w celu zmniejszenia szybkości uwalniania osadu P2, najbardziej efektywnego stężenia dozowania ałunu i skutków ponownego zawieszenia osadu13 oraz skuteczności leczenia ałunem in situ 1 rok18 i 5 lat19 po zabiegu. Eksperymentalne wyznaczenie wewnętrznego ładunku P jest skutecznym podejściem do udzielania odpowiedzi na kluczowe pytania dotyczące zarządzania jeziorami eutroficznymi.

Protokół

1. Próbkowanie w terenie

  1. Pobieranie próbek należy pobierać raz w każdym sezonie wolnym od lodu (w stosownych przypadkach) przez 1–2 lata, jeśli to możliwe (tj. 3 razy w roku w klimacie umiarkowanym północnym). Jeżeli czas i/lub fundusze uniemożliwiają sezonowe pobieranie próbek, należy pobierać próbki raz w roku w połowie lub pod koniec lata.
  2. Wybierz miejsca zbierania osadów, aby objąć różne regiony geograficzne w jeziorze. Wybór lokalizacji w pobliżu historycznych miejsc pobierania próbek wody i/lub osadów, jeśli są dostępne, jest często pożądany w celu skorzystania z danych historycznych. W przeciwnym razie spróbuj wybrać miejsca, które reprezentują różne typy osadów w jeziorze.
  3. Przeprowadzić pobieranie próbek jakości wody przed pobraniem rdzenia osadu.
    1. Należy zmierzyć co najmniej głębokość wody i pionowe profile temperatury wody i tlenu rozpuszczonego. Pomiary przy dnie powinny być wykonywane jak najbliżej powierzchni osadu, bez naruszania osadu.
    2. Zbierz wszelkie inne dane i próbki dotyczące jakości wody, które są pożądane do spełnienia określonych celów badania. Przykłady obejmują pionowe profile pH, przewodności i zmętnienia; Głębokość Secchiego; profile promieniowania aktywnego fotosyntetycznie (PAR); chlorofil a; rozpuszczalny fosfor reaktywny (SRP); fosfor ogólny (TP); i azotu.
  4. W każdym miejscu pobierania próbek należy napełnić 10-litrowy balon wodą zebraną 1 m nad powierzchnią osadu za pomocą butelki Van Dorna lub Nikina. Zostanie to wykorzystane podczas wstępnego ustawiania rdzeni osadowych w laboratorium oraz do ponownego napełniania rdzeni po pobraniu próbek podczas inkubacji. Umieść gąsiora w lodówce z lodem.
  5. Zbierz 6 rdzeni osadowych na miejsce za pomocą rdzenia tłokowego2,20.
    1. Patrz Fisher i wsp.20 w celu uzyskania szczegółowych instrukcji dotyczących budowy urządzenia do rdzeniowania. Krótko mówiąc, urządzenie rdzeniowe składa się z rury rdzeniowej z poliwęglanu o długości 0,6 m z podziałką (średnica wewnętrzna 7 cm), zespołu mocującego z polichlorku winylu (PVC) do łączenia z aluminiowymi prętami napędowymi, tłoka zbudowanego z dwóch gumowych ograniczników i oczkowej, pokrytego tworzywem sztucznym tłokowego z klipsem obrotowym oraz aluminiowych prętów napędowych. Zamontuj urządzenie rdzeniowe zgodnie z następującymi krokami:
      1. Przeciągnij końcówkę zacisku obrotowego linki tłoka przez górną część zespołu mocującego z PVC. Ustawić rurę rdzeniową z otworami na skierowanymi do góry i przedłużyć przez całą długość rury rdzeniowej. Przymocuj linkę tłoka do oczkowej korka tłoka.
      2. Przymocuj rurkę rdzeniową do zespołu mocującego z PVC za pomocą sworznia zaczepu z zamkiem drutowym. Pociągnij linkę tłoka, aby przesunąć tłok o 20 cm od dna rurki rdzeniowej, aby utrzymać warstwę wody na powierzchni osadu podczas zbierania rdzenia.
      3. Przymocuj aluminiowy pręt napędowy do drugiego końca zespołu mocującego z PVC za pomocą sworznia zaczepu z zatrzaskiem linkowym. Opuść urządzenie rdzeniowe pionowo do wody, dodając dodatkowe sekcje aluminiowego pręta napędowego w razie potrzeby.
    2. Ustaw rdzeń pionowo na granicy osad-woda i popchnij w dół, trzymając linkę tłoka nieruchomą. Aby to osiągnąć, pociągnij linkę tłoka napiętą, gdy rdzeń znajdzie się na miejscu na granicy osad-woda, przymocuj uchwyty imadła do, wejdź na linkę do wewnętrznej strony uchwytów imadła, a następnie popchnij w dół.
    3. Przyłóż rdzeń do powierzchni i uszczelnij gumowym korkiem przed pęknięciem powierzchni wody. Zabezpiecz dolny korek taśmą klejącą.
    4. Przykręć tłok do górnej części rury rdzeniowej, aby utrzymać go nieruchomo podczas transportu. Umieść rurkę rdzeniową w pionowym stojaku i utrzymuj w temperaturze otoczenia zbliżonej do dna jeziora, w razie potrzeby używając lodu.

2. Inkubacja laboratoryjna

  1. Po powrocie z pola dostosuj rdzenie tak, aby zawierały żądaną głębokość osadu i leżącego nad nim słupa wody. Nadmiar osadu można ostrożnie wypuścić z dna rurki rdzeniowej, usuwając dolny korek; W razie potrzeby dodaj wodę z gąsiora zebranego w odpowiednim miejscu. Powszechnie stosowane głębokości osadów i słupów wody to 20 cm osadu z 25 cm leżącym nad nim słupem wody2,4,13,17-19, ale ilości te można dowolnie modyfikować.
  2. Umieść rurki rdzeniowe osadu w zaciemnionej komorze wzrostu środowiskowego, w której temperatura jest utrzymywana tak, aby odpowiadała temperaturom wody na dnie otoczenia mierzonym na polu.
  3. Wystaw rdzenie na obróbkę redoks. W celu leczenia tlenowego bąbelkuje powietrze słup wody z 3 rdzeni / miejsce. Przepłucz słup wody pozostałych trzech rdzeni na miejsceN2 (z ~ 350 ppm CO2 w celu buforowania pH) w celu leczenia beztlenowego. Zapewnij powolną i stałą szybkość pęcherzyków, która nie zakłóca powierzchni osadu.
  4. W 1. dniu inkubacji rdzeniowej przefiltrować każdy 10-litrowy balon zawierający wodę przydenną zebraną z każdego miejsca na polu. Za pomocą pompy perystaltycznej i obudowy wkładu filtracyjnego należy najpierw przefiltrować wodę przez filtr 1 μm, a następnie przez filtr 0,2 μm. Przefiltrowaną wodę należy przechowywać w temperaturze 4 °C przez czas inkubacji rdzenia.
  5. Rdzenie próbek dla szybkości uwalniania P w czasie trwania okresu inkubacji2,3. Ponieważ jest to eksperyment wrażliwy na redoks, należy podjąć środki ostrożności, aby utrzymać warunki leczenia redoks, gdy tylko jest to możliwe.
    1. Za pomocą strzykawki pobrać 40 ml próbki wody przez otwór do pobierania próbek z każdego rdzenia osadu w dniu 0 (tj. w momencie umieszczenia rdzeni w komorze wzrostowej), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 i 28 inkubacji rdzenia. (Uwaga: jeśli pożądane są zmiany w bardzo krótkich przedziałach czasowych, reżim próbkowania może zostać zmodyfikowany tak, aby próbkować z godziną 1, 2, 4, 8 itd. Jednak system często nadal równoważy się przez pierwsze 12 godzin, więc dynamika uwalniania P może być dość zmienna na początku inkubacji).
    2. Natychmiast po wyjęciu należy przelać podpróbkę o objętości 20 ml do fiolki scyntylacyjnej i wstawić do lodówki w celu analizy TP. Pozostałe 20 ml podpróbki przefiltrować przez filtr membranowy 0,45 μm do fiolki scyntylacyjnej i zamrozić w celu analizy SRP.
    3. Zastąpić podpróbkę o objętości 40 ml równą objętością przefiltrowanej wody (patrz krok 2.4) z odpowiedniego miejsca.

3. Obliczanie szybkości uwalniania P

  1. Obliczyć strumień (szybkość uwalniania) na podstawie zmiany słupa wody TP lub SRP, korzystając z następującego równania2:

    Prr = (Ct - C0) × V / A

    gdzie Prr jest szybkością uwalniania netto P (wartości dodatnie) lub retencji (wartości ujemne) na jednostkę powierzchni osadu (mg P/m2/d), Ct oznacza stężenie TP lub SRP w słupie wody w czasie t, C0 oznacza stężenie TP lub SRP w czasie 0, V jest objętością wody w słupie wody rury rdzeniowej, a A jest powierzchnią płaską rdzeni osadów. Obliczyć szybkość uwalniania P, używając liniowej części krzywej stężenia w funkcji czasu, aby uzyskać maksymalną pozorną szybkość uwalniania4,13,18,19. Aby uniknąć potencjalnego krótkoterminowego błędu systematycznego, należy wybrać nienastępujące po sobie daty pobierania próbek dla Ct i C018,19.

4. Obliczanie wewnętrznego obciążenia P

  1. Oblicz roczny strumień P.
    1. Dla każdej pory roku, w której pobrano próbki, należy pomnożyć indywidualnie przepływ beztlenowy i tlenowy przez liczbę dni w tym sezonie. Zsumuj wartości sezonowe, aby uzyskać roczny strumień beztlenowy i tlenowy (mg/m2/rok). Jeżeli pobrano próbki z wielu miejsc w tym samym jeziorze, obliczenia te można przeprowadzić oddzielnie dla każdego miejsca lub stosując średnie wartości strumienia dla wszystkich miejsc (zob. sekcja 4.2.2).
    2. Uwalnianie fosforu z osadów jest na ogół bardzo niskie w okresie zimowym ze względu na niskie temperatury wody. Jeżeli pobieranie próbek nie zostało przeprowadzone zimą, należy założyć, że strumień P wynosił 0 dla tego sezonu14,15.
    3. Ponieważ większość wewnętrznego uwalniania P ma miejsce latem, roczny wewnętrzny strumień P można z grubsza oszacować na podstawie samych pomiarów letnich przy braku danych sezonowych2,15,17. Dla tego podejścia należy obliczyć strumień P zgodnie z sekcją 4.1.1 i przyjąć strumień 0 dla wszystkich pór roku z wyjątkiem lata. Należy pamiętać, że będzie to konserwatywne oszacowanie rocznej emisji P.
    4. Dane dotyczące tlenu rozpuszczonego mogą być wykorzystane do udoskonalenia obliczenia rocznego strumienia P2,4, jeżeli są dostępne. Takie dane mogą ujawnić, że jezioro doświadcza niedotlenienia lub niedotlenienia przez określony procent roku lub w określonych porach roku. W takich przypadkach należy zastosować strumień beztlenowy i tlenowy zgodnie z odpowiednią proporcją lub porą roku i zsumować wartości, aby obliczyć roczny wewnętrzny strumień P.
      1. Na przykład, jeśli niedotlenienie lub niedotlenienie mierzono tylko latem, należy obliczyć sekcję 4.1.1, używając strumienia beztlenowego dla lata i strumienia tlenowego dla pozostałych pór roku. Zsumuj wartości, aby uzyskać roczny wewnętrzny strumień P. Podobnie, jeśli rutynowe dane z monitorowania tlenu rozpuszczonego wskazują, że jezioro doświadcza niedotlenienia lub anoksji przez 35% roku, pomnóż roczny strumień beztlenowy z sekcji 4.1.1 przez 0,35, a roczny strumień tlenowy z sekcji 4.1.1 przez 0,65 i zsumuj wartości, aby obliczyć roczny wewnętrzny strumień P.
    5. Jeziora polimiktyczne stanowią szczególne wyzwanie dla wewnętrznych obliczeń obciążenia P ze względu na ich częste mieszanie oraz zmienność przestrzenną i czasową w warunkach redoks14. Norymberga i wsp.16 opracowano model do obliczenia liczby dni beztlenowych, jakie może wystąpić w jeziorze polimiktycznym w ciągu sezonu lub roku. Obszar i czas uwalniania osadów aktywnych (AA), który reprezentuje czas (dni/sezon), w którym obszar podobny do powierzchni jeziora aktywnie uwalnia P, można obliczyć w następujący sposób:

      AA = -36,2 + 50,2 log (sezon P) + 0,762 z/A0,5

      gdzie P to średnie stężenie TP słupa wody w danym sezonie, z to średnia głębokość, a A to powierzchnia jeziora. Aby obliczyć roczny wewnętrzny strumień P, pomnóż AA przez strumień beztlenowy i liczbę dni tlenowych przez strumień tlenowy dla każdej pory roku, a następnie zsumuj wszystkie wartości.
  2. Zwiększ wewnętrzny strumień P na cały obszar jeziora.
    1. Pomnóż roczny strumień P z kroku 4.1 przez całą powierzchnię jeziora, aby obliczyć roczne wewnętrzne obciążenie P. O ile roczny strumień P nie został obliczony zgodnie z sekcjami 4.1.4 lub 4.1.5, do obliczenia rocznego wewnętrznego obciążenia P należy użyć rocznego strumienia beztlenowego. W przeciwnym razie należy użyć strumienia obliczonego w sekcjach 4.1.4 lub 4.1.5.
    2. Jeśli pobrano próbki z wielu miejsc w tym samym jeziorze, jezioro można podzielić na strefy geograficzne powiązane z każdym miejscem. Pomnożyć roczny beztlenowy strumień P (lub roczny strumień z sekcji 4.1.4 lub 4.1.5) dla każdego miejsca przez powierzchnię strefy, a następnie zsumować wartości, aby uzyskać roczny wewnętrzny ładunek P dla całego jeziora4,17. Alternatywnie w sekcji 4.2.1 można zastosować średni roczny strumień P dla wszystkich lokalizacji.
    3. Szczegółowe dane dotyczące tlenu rozpuszczonego mogą wskazywać, że określone obszary jeziora doświadczają warunków niedotlenienia lub beztlenkowości (np. obszary głębokie), podczas gdy inne obszary pozostają tlenowe przez cały rok. Jeśli są dostępne, wykorzystaj te informacje, aby uściślić obliczenia strumienia × powierzchni (Steinman i wsp., w przygotowaniu). Pomnóż pole powierzchni beztlenowej przez roczny strumień beztlenowy i pomnóż pole powierzchni tlenowej przez roczny strumień tlenowy i zsumuj te dwie wartości, aby obliczyć roczne wewnętrzne obciążenie P.

Wyniki

Wewnętrzne uwalnianie P zostało zmierzone z rdzeni osadów zebranych w Mona Lake, Michigan, w celu określenia względnego udziału wewnętrznych i zewnętrznych ładunków P4. W ciągu trzech sezonów pobrano próbki w czterech miejscach, aby oszacować roczne wewnętrzne obciążenie P, biorąc pod uwagę przestrzenną zmienność strumienia P. Rdzenie osadów inkubowano przez 20-28 dni w warunkach beztlenowych i tlenowych, a z leżącego nad nimi słupa wody pobierano próbki pod kątem stężeń SRP i TP w regularnych odstępach czasu w okresie inkubacji. Leczenie beztlenowe wywołało uwalnianie SRP i TP z osadów; jednak w celach poglądowych prezentujemy tylko wyniki strumienia TP. Stężenia TP były najwyższe latem w zabiegach beztlenowych, a przestrzenna zmienność uwalniania TP była widoczna we wszystkich porach roku (ryc. 1). Średni wewnętrzny strumień TP wynosił mniej niż 1,4 mg P/m2/dobę we wszystkich rdzeniach tlenowych; ujemne wartości strumienia w 3 z 4 miejsc podczas jesieni wskazywały, że osady tlenowe działały raczej jako pochłaniacz niż źródło P w tym sezonie4 (Tabela 1). Szybkość uwalniania TP była znacznie wyższa w rdzeniach beztlenowych, ze strumieniem tak wysokim, jak 15,56 mg P/m2 / dzień latem i tak niskim, jak 0,80 mg P / m2 / dzień wiosną4 (Tabela 1). Te wartości strumienia wykorzystano do obliczenia sezonowego wewnętrznego strumienia P w oparciu o warunki tlenu rozpuszczonego zmierzone w czasie zbierania rdzenia osadu4. Sezonowe wewnętrzne obciążenie P obliczono, zwiększając strumień w każdym miejscu do powierzchni odpowiedniej strefy geograficznej4; Wartości sezonowe zostały zsumowane w celu oszacowania rocznego wewnętrznego obciążenia P, przy założeniu strumienia 0 w okresie zimowym. Roczne wewnętrzne obciążenie P oszacowano na 3,4 tony metrycznej, przy czym większość obciążenia przypada na lato (tabela 2). Porównując te wyniki z równoczesnymi zewnętrznymi szacunkami obciążenia P, oszacowano, że osady w Mona Lake przyczyniają się od 9 do 82% całkowitego rocznego obciążenia P4 (Tabela 2).

Przeprowadzono serię eksperymentów w Spring Lake, Michigan, w celu określenia 1) potencjalnej skuteczności leczenia siarczanem glinu (ałunem) w zmniejszaniuwewnętrznego obciążenia P 2 i 2) skuteczności leczenia ałunem in situ 18,19. Eksperymenty laboratoryjne symulujące zastosowanie ałunu w całym jeziorze wykazały dramatyczny spadek wewnętrznego uwalniania P podczas leczenia2 (ryc. 2). Podobnie jak w powyższym przykładzie, jako reprezentatywne wyniki prezentujemy tylko wersje TP z tych eksperymentów. W rdzeniach beztlenowych bez obróbki ałunem (symulujących naturalne warunki letnie w osadach Spring Lake) średnie stężenia TP w leżącym nad nimi słupie wody osiągnęły ponad 1,2 mg/L (ryc. 2). W przeciwieństwie do tego, rdzenie beztlenowe, którym podawano ałun, praktycznie nie miały uwalniania P, a stężenia nie różniły się od żadnego z zabiegów tlenowych2 (ryc. 2). Inkubacja rdzenia osadu przeprowadzona 1 rok po zastosowaniu ałunu w całym jeziorze w Spring Lake wykazała, że zabieg był wysoce skuteczny w zmniejszaniu uwalniania osadu P, z szybkością uwalniania podobną między zabiegami beztlenowymi i tlenowymi18 (Figura 3A). Gdy eksperyment powtórzono 5 lat po leczeniu ałunem, uwalnianie TP pozostało znacznie niższe niż przed leczeniem, ale było większe niż mierzone 1 rok po leczeniu, co sugeruje niewielki spadek skuteczności ałunu19 (Figura 3B).

figure-results-1
Rysunek 1. Całkowite stężenia fosforu (TP) (mg/L) mierzone podczas inkubacji laboratoryjnych rdzeni osadów pobranych z Mona Lake w stanie Michigan wiosną (A), latem (B) i jesienią (C)4. TP mierzono w wodzie pokrywającej rdzenie osadów z 4 jezior w ciągu 20 do 28 dni inkubacji. Litera w legendzie odnosi się do stanu redoks (A = leczenie beztlenowe; O = obróbka tlenowa); Liczba odnosi się do liczby replikacji (1-3). Zwróć uwagę na różne skale na osiach y w różnych porach roku. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większy obraz.

pora rokumiejsceStrumień beztlenowy,
mg P/m2/dobę		Strumień tlenowy,
mg P/m2/dobę
Wiosna12,77 ± 1,530,25 ± 0,01
cyfra arabska2,82 ± 0,830,26 ± 0,23
30,80 ± 0,070,17 ± 0,07
41,15 ± 0,710,12 ± 0,04
Lato17.06 ± 2.570,46 ± 0,24
cyfra arabska9,27 ± 5,991,36 ± 0,73
3godz. 15.56 ± 1.000,90 ± 0,29
413,63 ± 1,820,59 ± 0,41
Upadek14,48 ± 1,56-0,66 ± 0,22
cyfra arabska2,87 ± 0,97-1,14 ± 0,93
33,10 ± 4,080,51 ± 0,13
46,46 ± 4,66-0,79 ± 0,23

Tabela 1. Średni (±SD) maksymalny pozorny strumień TP (mg P/m2/dzień) w rdzeniach osadów pobranych z Mona Lake, Michigan i inkubowanych w warunkach beztlenowych i tlenowych4. Strumień obliczono na podstawie zmiany stężeń TP w czasie, pokazanej na rysunku 1.

punktu pkt. pkt. pkt. TGL
pora rokuWewnętrzny P
Obciążenie, t		Zewnętrzny P
Obciążenie, t		Obciążenie wewnętrzne
Wkład, %
wiosna0,0550,5579,0 %
lato2,2720,86272,5%
jesieńPytanie 1,1270,24282,3%
zima0,000
coroczny3,454

Tabela 2. Roczne i sezonowe szacunki wewnętrznego obciążenia P (tony metryczne, t) dla Mona Lake w stanie Michigan, obliczone na podstawie maksymalnego pozornego strumienia TP4 (pokazanego w tabeli 1). Sezonowe oszacowania obciążenia wewnętrznego P są porównywane z oszacowaniami obciążenia zewnętrznego P w celu określenia udziału obciążenia wewnętrznego w całkowitym obciążeniu P.

figure-results-2
Rysunek 2. Średnie (±SD) stężenia TP (mg / L) mierzone podczas inkubacji laboratoryjnych rdzeni osadowych pobranych z Spring Lake w stanie Michigan i eksperymentalnie potraktowanych siarczanem glinu (ałunem) w warunkach tlenowych i beztlenowych2. TP mierzono w słupie wody pokrywającym rdzenie osadów w ciągu 20-dniowego okresu inkubacji. Rysunek ten został zmodyfikowany na podstawie Steinman et al.2 Przedruk za zgodą, ASA, CSSA, SSSA. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większy obraz.

figure-results-3
Rysunek 3. Średnie (±SD) stężenia TP (mg/L) mierzone podczas inkubacji laboratoryjnych rdzeni osadowych pobranych z Spring Lake, Michigan 1 rok po18 (A) i 5 lat po19 (B) zastosowaniu ałunu w całym jeziorze. Rdzenie osadów poddano obróbce tlenowej i beztlenowej, a z leżącego nad nimi słupa wody pobrano próbki pod kątem stężenia TP w ciągu 22-dniowej (A) do 25-dniowej (B) inkubacji. Rysunek ten został zmodyfikowany na podstawie Steinman et al.18; panel A oraz Steinman i wsp.Rozdział 19; panel B. Przedruk za zgodą, ASA, CSSA, SSSA. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większy obraz.

Dyskusja

Ładowanie składników odżywczych do jezior może powodować zarówno szkody środowiskowe, jak i ekonomiczne21-23; Dlatego tak ważne jest, aby społeczeństwo rozumiało naturę źródeł składników odżywczych i sposób zarządzania nimi. Kosztowne próby zmniejszenia obciążenia zbiornikami biogennymi mogą nie poprawić jakości wody, jeśli odpowiednie źródło przyczyniające się do tego (tj. osady jeziorne lub dopływy do zlewni) nie jest objęte działaniami w zakresie zarządzania, co skutkuje komplikacjami w odbudowie jezior i frustracją ze strony zainteresowanych stron. Szczególnie w płytkich jeziorach eutroficznych kwantyfikacja wewnętrznego ładunku fosforu jest kluczowym krokiem w określeniu strategii zarządzania w celu poprawy warunków jakości wody. Nawet jeśli osady są zaangażowane jako główne źródło składników odżywczych, zmniejszenie zewnętrznego ładunku P musi być uwzględnione w każdej strategii zarządzania jeziorami w celu złagodzenia eutrofizacji, ponieważ zewnętrzne wkłady P ostatecznie gromadzą się w osadach i napędzają przyszłe obciążenie wewnętrzne24,25.

Chociaż istnieją inne podejścia do szacowania wewnętrznego obciążenia P, eksperymentalne określanie szybkości uwalniania P jest bezpośrednią metodą, którą można dostosować, aby odpowiedzieć na różne pytania dotyczące zarządzania i badań. Inkubacje laboratoryjne rdzeni osadów pobranych z Spring Lake w stanie Michigan wykorzystano do określenia potencjalnej skuteczności zabiegu alunem2 i najbardziej efektywnego stężenia aplikacji13. W wyniku wyników tych badań laboratoryjnych zainteresowane strony nabrały pewności, że obróbka ałunem może kontrolować uwalnianie fosforu w osadach Spring Lake. W związku z tym zatwierdzili 10-letnią ocenę w celu sfinansowania leczenia ałunem; Kolejne inkubacje rdzenia osadu wykazały, że zabieg był skuteczny w zmniejszaniu strumienia P osadu 1 rok18 i 5 lat19 po zabiegu. Inkubacje rdzeni osadów wykorzystano również do oceny wpływu ponownego zawieszenia osadów13 i bioturbacji (G. Nogaro i A. Harris, dane niepublikowane) na uwalnianie P.

W połączeniu z inkubacją rdzenia można przeprowadzić kilka dodatkowych analiz osadów, aby uzyskać informacje przydatne w interpretacji wyników uwalniania osadu P. Górne 5 lub 10 cm osadu można wytłoczyć z rdzeni w celu analizy osadu TP, SRP w wodach porowych, sekwencyjnego frakcjonowania P i metali4,18,19. Przykład sekwencyjnego frakcjonowania P26 , który może być przydatny w badaniach obciążenia wewnętrznego, obejmuje określenie ilości P związanego z 1) aluminium (Al-P) lub żelazem (Fe-P), które reprezentuje niewrażliwe na redoks (Al-P) i wrażliwe na redoks (Fe-P) asocjacje mineralne, które mogą stać się rozpuszczalne w warunkach beztlenowych, oraz 2) wapń (Ca-P) lub magnez (Mg-P), które są stabilnymi asocjacjami mineralnymi. Co więcej, można obliczyć proporcje Fe:P w osadach, aby uzyskać wgląd w potencjalną zdolność osadów do wiązania P. Wykazano, że osady bogate w żelazo, które pozostają utlenione, uwalniają bardzo mało P, gdy stosunek Fe:P przekracza 15 (wagowo)27. Te dodatkowe analizy osadów mogą być przeprowadzane na rdzeniach po inkubacji obciążenia wewnętrznego4,18,19 lub na rdzeniach replik pobranych w czasie pobierania rdzenia z obciążeniem wewnętrznym, ale niewykorzystywanych do pomiarów szybkości uwalniania.

Pomimo korzyści płynących z eksperymentalnego oznaczania strumienia P w osadzie, podejście to nie jest pozbawione ograniczeń. Często konieczne jest przyjęcie szeregu założeń, które mogą zwiększyć niepewność wyników:

  • Jednym z założeń jest to, że tempo uwalniania z rdzeni osadów jest reprezentatywne dla warunków panujących w badanym jeziorze. Aby zminimalizować wpływ tego założenia, strategie pobierania próbek powinny być zaprojektowane tak, aby odzwierciedlały jak największą przestrzenną i czasową zmienność w uwalnianiu osadu P. Miejsca pobierania próbek powinny obejmować jak największy zasięg geograficzny w obrębie jeziora, aby uchwycić przestrzenną zmienność charakterystyki osadów2. Mapy batymetryczne, jeśli są dostępne, mogą być używane do wybierania miejsc, które są reprezentatywne dla zakresu głębokości dna jeziora. Inne kwestie związane z uchwyceniem zmienności przestrzennej obejmują lokalizację głównych dopływów i obecność odrębnych basenów jeziornych. Jeśli to możliwe, inkubacje laboratoryjne powinny być przeprowadzane podczas każdego sezonu wolnego od lodu i przez wiele lat, aby uchwycić czasowe różnice w szybkości uwalniania.
  • Drugim założeniem jest to, że warunki inkubacji są reprezentatywne dla warunków naturalnych. Stały stan beztlenowy stwarza optymalną sytuację do uwolnienia P, który może nie wystąpić naturalnie w badanym jeziorze. W związku z tym zabiegi beztlenowe mogą przeszacować uwalnianie osadu P; Dlatego najlepiej jest myśleć o szybkościach uwalniania mierzonych w leczeniu beztlenowym jako o maksymalnych potencjalnych wskaźnikach.
  • Aby obliczyć roczne wewnętrzne obciążenie P, należy przyjąć założenia dotyczące czasu, czasu trwania i zasięgu przestrzennego anoksji hypolimnetycznej. Na przykład w silnie rozwarstwionych jeziorach o stosunkowo stałej głębokości wody i potwierdzonym anoksji hipolimnetycznej niektóre badania przyjęły, że cały obszar jeziora jest beztlenowy w okresach stratyfikacji dla celów rocznego wewnętrznego oszacowania obciążenia P2,4. Może to jednak prowadzić do przeszacowania obciążenia spowodowanego osadami tlenowymi w płytkich obszarach przybrzeżnych4. W związku z tym wysoce zalecana jest kompleksowa strategia monitorowania tlenu rozpuszczonego, która rejestruje dwusezonową i przestrzenną zmienność warunków redoks w celu dokładnego oszacowania rocznego obciążenia wewnętrznego.
  • Wreszcie, inkubacje laboratoryjne mogą wprowadzać artefakty eksperymentalne ze względu na niemożność pełnej symulacji warunków naturalnych. Na przykład, ponieważ osady są zamknięte w rurach rdzeniowych, wymiana wody przez przepuszczalne osady jest wykluczona; Możliwe jest jednak zaprojektowanie przepływowych rur rdzeniowych, które łagodzą ten problem28. Inne artefakty obejmują niezdolność do naśladowania głównych zdarzeń mieszania lub działania fal wiatrowych, które mogą zakłócić integralność osadów w systemach naturalnych.

Biorąc pod uwagę, że podejście oparte na inkubacji rdzenia osadu można wykorzystać do wygenerowania rozsądnych wewnętrznych szacunków obciążenia P w ciągu zaledwie jednego roku (chociaż dane z wielu lat dostarczają bardziej wiarygodnych informacji), jest to cenne narzędzie do informowania o decyzjach dotyczących zarządzania jeziorem. Wykorzystanie do opracowania planów zarządzania jeziorami lub ich odbudowy może pomóc w zapewnieniu mądrego wykorzystania zasobów finansowych. W jeziorach, w których zaszło już wewnętrzne zarządzanie ładunkiem P, inkubacja rdzenia osadu może zweryfikować skuteczność leczenia i może być wykorzystana do modyfikacji trajektorii zarządzania, jeśli jest to uzasadnione.

Oświadczenia

Autorzy nie mają nic do ujawnienia.

Podziękowania

Autorzy dziękują za pomoc terenową i laboratoryjną udzieloną przez Jamesa Smita i Kurta Thompsona. Finansowanie oryginalnych badań, dla których opracowano ten protokół, zostało zapewnione przez Spring Lake-Lake Board2,13,18,19; Departament Jakości Środowiska stanu Michigan4; oraz Jim Duncan, Dave Farhat i Biuro Prezydenta na Uniwersytecie StanowymGrand Valley 17.

Materiały

Lista materiałów użytych w tym artykule
NazwaFirmaNumer katalogowyKomentarze
Sonda wieloparametrowaYSIYSI 6600Kluczowymi parametrami będącymi przedmiotem zainteresowania są temperatura i tlen rozpuszczony, chociaż w zależności od celów badania mogą być pożądane inne pomiary. Innym znaczącym producentem sond wieloparametrowych jest Hach (Hydrolab). 
butelki NiskinGeneral Oceanics101005Można również użyć butelki Van Dorn.
Balony, 10 L NalgeneDS2213-0020Dostępny w wielu firmach zajmujących się zaopatrzeniem laboratoriów, w tym Fisher Scientific i VWR.
Rdzeń tłokowyN/AN/ASzczegóły dotyczące materiałów budowlanych podane w Fisher et al.20
Vice UchwytyN/AN/A
Taśma klejącaN/AN/A
Pionowy stojak do mocowania rur rdzeniowychN/AN/AProdukowane na zamówienie na miejscu.
Środowiskowa izba wzrostuPowers Scientific, Inc.DS70SD
Sprężone powietrze z regulatoremNieUżyj laboratoryjnego dopływu powietrza lub kup w lokalnej firmie dostarczającej gaz.
Buforowany gaz N2 z reduktoremN/AN/AZakup od lokalnej firmy dostarczającej gaz. 
Rurki polietylenowe Parker Parflex serii E (klasy instrumentalnej); średnica zewnętrzna 1/4 cala, ścianka 0,04 cala, średnica wewnętrzna 0,170 calaParkerE-43-B-0100Rurka (od gazu do komory)
Rurka kapilarna PEEK; 1/16 cala średnicy zewnętrznej, 1/32 cala średnicy wewnętrznejRurki Fisher Scientific3050412(od kolektora do rdzeni)
Trójnik łączącyParker164C-4
Nakrętka trójnika Parker61C-4
Rurka nylonowa; 1/4 cala średnicy zewnętrznej, 3/16 cala średnicy wewnętrznejUS Plastics58042
Skuwka, przód i tył; 1/4 calaSwagelockB-400-Set
Nakrętka mosiężna; 1/4 calaSwagelockB-402-1
Mosiężny zawór dozujący średniego przepływu; 1/4 calaSwagelockB-4MG
Jednoczęściowe złączki z krótkimi palcami; 1/16 calaAlltech32070Połowa portu pobierania próbek
Żeńskie 10-32 do żeński luer; 1/4 calaAlltech20132Połowa portu pobierania próbek
Tulejka, przód i tył; 1/16 calaSwagelockB-100-Set
Mosiężne złączki nakrętkowe; 1/16 calaSwagelockB-102-1
Reduktor do rur; 1/16 cala x 1/4 calaSwagelockB-100-R-4
Rurka PTFE; 1/16 cala średnica zewnętrzna, 0,040 cala średnicy wewnętrznejGrace Davison Discovery Sciences2106982
Niskociśnieniowe rurki PTFE; 1/8 cala średnicy, 0,1 cala średnicy wewnętrznejFisher ScientificAT3134Rurka od portu do rdzenia
Całkowicie plastikowe strzykawki Norm-Ject AirTite, 50 ml (60 ml) Luer slip (mimośrodowy), sterylneFisher Scientific14-817-35
Fiolki do płynnego scyntylacji HDPE Wheaton, 20 ml, wkładka stożkowa Poly-SealFisher Scientific03-341-72D
Nylonowy filtr strzykawkowy; Średnica 30 mm, 0,45 μ mPompa03-391-1A
Masterflex, model 755490Cole ParmerA-77910-20
Obudowa filtra Pall Filterite, model T911257000Pall CorporationSCO 10UP
Graver Filtr QMC 1-10NPCS; 10 cali, 1,0 i mu; mFlowtech CorpN/A Graver
Watertec 0.2-10NPCS filtr; 10 cali, 0,2 i mu; mFlowtech CorpN/A
Można również użyć dotyczy perystaltyczna Fisher Scientific

Bibliografia

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

Przedruki i uprawnienia

Tagi

Rdzenie osadówinkubacje laboratoryjnetraktowanie redoksszybkości uwalniania fosforutraktowanie ałuneminkubacje rdzeni osadówpobieranie próbek z kolumny wodyanaliza stężenia fosforu
Wyznaczony laboratoryjnie strumień fosforu z osadów jeziornych jako miara wewnętrznego obciążenia fosforem
Skontaktuj się z nami
Poleć bibliotece

Prywatność

Warunki korzystania z usługi

Zasady

Prawa autorskie © 2026 MyJoVE Corporation. Wszelkie prawa zastrzeżone.