Waiting
Login processing...

Trial ends in Request Full Access Tell Your Colleague About Jove
Click here for the English version

Environment

Laboratorie-bestemt Fosfor Flux fra søsedimenter som mål for interne fosforbelastning

Published: March 6, 2014 doi: 10.3791/51617

Summary

Lake eutrofiering er en vandkvalitet problem på verdensplan, hvilket gør behovet for at identificere og kontrollere næringsstofkilder kritisk. Laboratorium bestemmelse af fosfor frigørelseshastigheder fra sedimentkerner er en værdifuld metode til at bestemme den rolle interne fosforbelastning og vejlede ledelsesbeslutninger.

Abstract

Eutrofiering er en vandkvalitet problem i søer i hele verden, og der er et kritisk behov for at identificere og kontrollere næringskilder. Intern fosfor (P) lastning fra søsedimenter kan tegne sig for en væsentlig del af den samlede P-belastning i eutrofe, og nogle mesotrofe, søer. Laboratorium bestemmelse af P-frigivelse satser fra sedimentkerner er én metode til bestemmelse af betydningen af ​​interne P lastning og vejlede ledelsesbeslutninger. To vigtigste alternativer til eksperimentel bestemmelse af sediment P release findes for estimering af intern belastning: in situ målinger af ændringer i hypolimnetic P over tid og P massebalance. Den eksperimenterende tilgang ved hjælp af laboratorie-baserede sediment inkubationer at kvantificere interne P belastning er en direkte metode, der gør det til et værdifuldt værktøj til sø ledelse og restaurering.

Laboratorie inkubationer af sedimentkerner kan hjælpe med at bestemme den relative betydning af interne vs eksterne P belastninger,samt bruges til at besvare en række sø ledelse og forskningsspørgsmål. Vi illustrerer brugen af ​​sedimentkerne inkubationer at vurdere effektiviteten af ​​en aluminium-sulfat (alun) behandling for at reducere sediment P udgivelse. Andre forsknings-spørgsmål, der kan undersøges ved hjælp af denne fremgangsmåde omfatte virkningerne af sediment resuspension og bioturbationen på P-udgivelse.

Den tilgang har også begrænsninger. Forudsætninger skal ske med hensyn til: ekstrapolere resultater fra sedimentkerner til hele søen, der træffes afgørelse om, hvad tid perioder at måle udslip af næringsstoffer og imødegå eventuelle artefakter core tube. En omfattende opløst overvågning ilt strategi til at vurdere tidslige og rumlige redox status i søen giver større tillid årlige P belastninger anslået fra sedimentkerne inkubationer.

Introduction

Som et stigende antal søer i hele verden lider af kulturel eutrofiering, er fastlæggelsen af ​​årsagerne til forringelse af vandkvaliteten bliver stadig vigtigere for sø ledelse og restaurering. Fosfor (P) lastning til søer er generelt impliceret i eutrofiering, da det er oftest det næringsstof begrænser algevækst 1.. Historisk kvantificering af P belastning til søer med fokus på eksterne kilder, eller P oprindelse i vandskellet via-punkt og Nonpoint kilder. Intern belastning fra søsedimenter Imidlertid kan tegne sig for en stor del, hvis ikke flertallet, af den samlede P-belastning i eutrofe søer 2-5. Således kan selv væsentlige reduktioner i ydre belastning til søer undlader at resultere i en forbedring af vandkvaliteten som følge af den overordnede effekt af P frigivelse fra sedimenter 5-8. På grund af de økologiske og samfundsmæssige konsekvenser af P-belastning, herunder omkostningerne og vanskelighederne ved P-kontrol, er det afgørende, at P-belastning værepræcist identificeret forud for at vedtage en ledelsesstrategi.

Mindst to forskellige mekanismer er ansvarlige for frigivelse af fosfor fra sedimenter. 1) I perioder med anoxi eller hypoxi, reducerende betingelser kan resultere i desorption af phosphat fra jern oxyhydroxides på sediment-vand-grænsefladen, hvorved diffusion af opløst phosphat fra sedimentet til vandsøjlen 9-11. 2) Forstyrrelse af sedimentoverfladen gennem vind-induceret resuspension og bioturbationen, kan resultere i frigivelse af P i vandsøjlen ved enten desorption af P fra resuspenderede partikler eller frigivelse af opløst P fra sedimentet sediment til vandsøjlen henholdsvis 11-13.

Tre vigtigste metoder er til rådighed til at kvantificere interne P belastning til søer 14,15. (1) In situ målinger af ændringer i hypolimnetic totalfosfor (TP) over tid kan bruges, når overvågningdata er tilgængelige. Interne belastning skøn baseret på in situ-målinger lider af forhøjet variabilitet forbundet med den iboende rumlige og tidslige variation af miljødata, og kan blive påvirket af utilstrækkelig overvågning frekvens 14. (2) kan bruges Massebalance at estimere intern belastning, når komplet P budgetter kan konstrueres. Men det er sjældent, at der foreligger tilstrækkelige data om P-indgange og eksport til at konstruere en komplet P budget 16. (3) eksperimentelt bestemt sediment P frigivelse satser kan anvendes i kombination med oplysninger om areal omfanget og varigheden af P frigivelse (dvs. iltfrie), til at beregne interne P belastning. Dette er en direkte metode til interne P belastning kvantificering, selvom det har også begrænsninger (se nedenfor).

Fordi ledelsesbeslutninger ofte skal foretages på komprimeret tid skalaer skyldes finansiering restriktioner eller samfundsmæssige pres, eksperimentel bestemmelse af interne Pbelastning kan have større nytte for sø ledelse og restaurering, da det kræver mindre tid og data, end det in situ og massebalanceprincipper tilgange. Laboratorie inkubationer af sedimentkerner, kombineret med overvågning af eksterne belastninger, er blevet anvendt til at bestemme de relative bidrag fra interne og eksterne P belastninger, med det mål at vejlede ledelsesbeslutninger at optimere næringskilde kontrol 2,4,17. I to Michigan søer med omfattende kystlinje udvikling og høje procenter af uigennemtrængelig flade (> 25%) i sub-bassiner støder direkte op til søen, var interne P belastning skønnes at udgøre op til 80% af den samlede P-belastning, hvilket fik henstillinger at fokusere forvaltning indsats om reduktion af sediment P release 2,4. I modsætning eksperimentelle undersøgelser af sediment fra et mindre udviklet sø i samme region, viste, at den interne belastning består kun 7% af den samlede P-belastning, hvilket fik en henstilling om at fokusere P management strategier i watershed 17. Sedimentkerne eksperimenter også have været brugt i en Michigan sø til at bestemme den potentielle effektivitet af aluminium sulfat (alun) behandling for at reducere sediment P frigivelse satser 2, den mest effektive alun dosering koncentration og virkningerne af sediment resuspension 13, og effekten af en in situ alun behandling 1 år 18 og 5 år 19 efter behandlingen. Eksperimentel bestemmelse af interne P belastning er en effektiv metode til at give svar på ledende spørgsmål i eutrofe søer.

Protocol

1.. Field Sampling

  1. Udføre prøvetagning én gang i hver isfri sæson (hvor relevant) i 1-2 år, hvis det er muligt (dvs. 3 gange / år i en nord tempereret klima). Hvis tiden og / eller fonde forbyder sæsonbestemt prøveudtagning, foretage stikprøver en gang om året i midten til slutningen af ​​sommeren.
  2. Vælg sediment indsamlingssteder for at dække forskellige geografiske regioner i søen. Vælge steder tæt på historisk vandkvalitet og / eller sediment prøveudtagningssteder, når de findes, er ofte ønskeligt at drage fordel af historiske data. Ellers forsøger at vælge websteder, der repræsenterer forskellige typer sediment i søen.
  3. Udføre prøvetagning vandkvaliteten før sedimentkerne samling.
    1. På et minimum, måle vanddybde og lodrette profiler af vandets temperatur og opløst ilt. Nær-bund målinger bør træffes så tæt til sediment overflade som muligt, uden at forstyrre bundfaldet.
    2. Saml alle andre watis kvalitetsdata og prøver, der ønskes for at opfylde de specifikke mål for undersøgelsen. Eksempler omfatter lodrette profiler af pH, ledningsevne og turbiditet, sigtdybde, fotosyntetisk aktiv stråling (PAR) profiler; klorofyl, opløseligt reaktivt fosfor (SRP), total fosfor (TP) og kvælstof arter.
  4. På hvert sted prøveudtagning, fylde en 10 L ballon med vand opsamlet 1 m over overfladesedimentet ved hjælp af en Van Dorn eller Niskin flaske. Dette vil blive brugt i den indledende opsætning af sedimentkerner i laboratoriet og til genopfyldning kerner efter prøveudtagningen under inkubation. Placer ballon i en køler med is.
  5. Saml 6 sedimentkerner pr websted ved hjælp af et stempel corer 2,20.
    1. Der henvises til Fisher et al. 20 for specifikke anvisninger vedrørende opførelsen af coring enhed. Kort fortalt udkerningen anordning består af en gradueret 0,6 m lang polycarbonat kernerøret (7 cm id), polyvinylchlorid (PVC) vedhæftet samling til kobling til aluminium plejlstænger, et stempel fremstillet af to gummipropper og et øje bolt, en plast-belagt stempel kabel med en drejelig klip, og aluminium plejlstænger. Saml udkerningen indretning ifølge de følgende trin:
      1. Tråd drejelig klip ende af stemplet kablet gennem toppen af ​​PVC fastgørelse forsamling. Vend et kernerør med boltehuller opad og forlænge kablet gennem længden af ​​kernerøret. Clip stemplet kablet til øjebolt af stemplet prop.
      2. Fastgør kernerøret til PVC vedhæftede samling ved hjælp af en wirelås hitch pin. Træk stemplet kabel til fremme stemplet 20 cm fra bunden af ​​kernerøret at opretholde et vandlag på toppen af ​​sedimentet overflade under centrale samling.
      3. Fastgør en aluminium drivstangen til den anden ende af PVC-fastgørelse samling ved hjælp af en wirelås koblingstappen. Lavere Coring enhed lodret i vandet, tilføjer yderligere afsnit af aluminium drevstang efter behov.
    2. Placer kærneudtageren lodret på sediment-vand-grænsefladen, og skub nedad, med stemplet kabel resterende stationære. For at opnå dette, skal du trække stemplet kablet stramt, når corer er på plads i sediment-vand-grænsefladen, vedhæfte vice greb til kabel, trin på kablet til indersiden af ​​vice greb, og skub nedad.
    3. Bring kerne til overfladen og forsegle med en gummiprop, før bryde vandoverfladen. Fastgør nederste prop med gaffatape.
    4. Bolt stemplet i toppen af ​​kernerøret for at holde det stationært under transit. Placer kernerøret i et lodret stativ og holdes ved omgivelsernes nær bunden sø temperaturer ved hjælp af is, hvis det er nødvendigt.

2. Laboratory Inkubation

  1. Ved tilbagekomst fra marken, justere kerner til at indeholde den ønskede dybde af sediment og overliggende vandsøjle. Overskydende sediment kan forsigtigt sluppet ud i bunden af ​​kernerøret af removing bunden prop, tilsæt vand fra syreballonen opsamlet på det tilsvarende sted, hvis det er nødvendigt. Almindeligt anvendte sediment og vandsøjle dybder er 20 cm sediment med en 25 cm overliggende vandsøjle 2,4,13,17-19, men disse beløb kan ændres efter ønske.
  2. Placer sedimentkerne rør ind i en formørket miljømæssig vækst kammer, med temperaturen opretholdes for at matche de omgivende bund vandtemperaturer målt i marken.
  3. Udsætte kernerne redox behandlinger. Til oxiske behandling, boble vandsøjlen på 3 kerner / Site med luft. Bubble vandsøjlen af de resterende tre kerner per site med N2 (med ~ 350 ppm CO 2 til pH) for den anoxiske behandling. Sikre en langsom og ensartet boble sats, der er uforstyrret til sedimentet overflade.
  4. , Filtrere på dag 1 i kerne inkubation hver 10 L ballon indeholder nær-bundvand opsamlet fra hvert sted i marken. Ved hjælp af en peristaltisk pumpe og filterpatronenboliger, vandfilter først gennem et 1 um filter efterfulgt af et 0,2 um filter. Store filtreret vand ved 4 ° C for varigheden af ​​kernen inkubation.
  5. Sample kerner til P frigivelseshastighed over varigheden af inkubationstiden 2,3. Da dette er en redox-følsomme eksperiment, tage forholdsregler for at opretholde redox behandling betingelser når det er muligt.
    1. Med en sprøjte, fjerne en 40 ml vandprøve gennem prøvetagning port hver sediment kerne på dage 0 (dvs. på det tidspunkt kerner er placeret i kammeret vækst), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , og 28 i kernen inkubation. (Bemærk:. Hvis der ønskes ændringer over meget korte tidsrammer, kan regimet prøvetagning modificeres til at prøve på hr 1, 2, 4, 8, osv. Dog er systemet ofte stadig equilibrating gennem de første 12 timer, så P frigivelse dynamik kan være ganske variabel i starten af ​​inkubationer.)
    2. Umiddelbart efter fjernelse, dispensere en 20 ml0; delprøve i en scintillationsflaske og opbevares i køleskab til analyse af TP. Filtreres de andre 20 ml delprøve gennem et 0,45 um membranfilter og ind i en scintillationsflaske og fryse til analyse af SRP.
    3. Sæt 40 ​​ml delprøve med et lige volumen af ​​filtreret vand (se trin 2.4) fra det tilsvarende site.

3. P Udgivelse Rate Beregning

  1. Beregn flux (release rate) baseret på ændringen i kolonne TP eller SRP vand ved hjælp af følgende ligning 2:

    P rr = (C t - C 0) × V / A

    hvor P rr er netto P frigivelse (positive værdier) eller tilbageholdelse (negative værdier) Pris pr enhed overfladeareal af sediment (mg P / m 2 / d), C t er TP eller SRP koncentration i vandsøjlen på tidspunkt t C 0 er TP eller SRP koncentration til tiden 0, V er den mængde vand i vandsøjlen af kernen tUbe, og A er den plane overflade sedimentkernerne. Beregning af P frigivelseshastighed ved hjælp af den lineære del af koncentration vs tid-kurven til at give den maksimale tilsyneladende frigivelseshastighed 4,13,18,19. For at undgå potentiel kortsigtet bias, vælge ikke-fortløbende datoerne for prøvetagningen for C t og C 0 18,19.

4.. Intern P Load Beregning

  1. Beregn årlig P flux.
    1. For hver sæson, hvorunder prøveudtagningen fandt sted, formere iltfattige og oxiske flux individuelt af det antal dage i denne sæson. Sum de sæsonbestemte værdier for at klare en årlig iltfattige og oxiske flux (mg / m 2 / år). Hvis der blev udtaget prøver flere steder i samme sø, kan denne beregning udføres enten separat for hvert websted eller ved hjælp af de gennemsnitlige flux værdier for alle websteder (se afsnit 4.2.2).
    2. P frigivelse fra sedimenter er generelt meget lav om vinteren på grund af lave vandtemperaturer. Hvis prøveudtagning ikke blev gennemført i løbet af vinteren,antage, at P flux var 0 for denne sæson 14,15.
    3. Fordi størstedelen af interne P frigivelse sker i løbet af sommeren, kan den årlige interne P flux være groft estimeres ud fra sommerens målinger alene i mangel af årstidens data 2,15,17. For denne fremgangsmåde, beregne P flux i henhold til punkt 4.1.1 og påtage 0 flux til alle årstider undtagen sommer. Erkend, at dette vil være et konservativt skøn over den årlige P udgivelse.
    4. Hvis muligt kan opløst ilt data anvendes til at raffinere den årlige P flux beregning 2,4. Sådanne data kan afsløre, at en sø oplever hypoxi eller iltmangel til en vis procentdel af året, eller på bestemte årstider. I disse tilfælde skal du bruge iltfattige og oxiske flux i henhold til den passende andel eller sæsonen og summere de værdier til at beregne årlige interne P flux.
      1. For eksempel, hvis hypoxi eller iltmangel kun blev målt i løbet af sommeren, beregne afsnit 4.1.1 hjælp anoxisk flux til sommer og oxic flux tilde resterende årstider. Opsummere værdier for at opnå årlige interne P flux. Tilsvarende, hvis rutinemæssige opløste overvågning ilt data indikerer, at søen oplever hypoxi eller iltmangel 35% af året, formere årlig anoxisk flux fra afsnit 4.1.1 med 0,35 og den årlige oxiske flux fra afsnit 4.1.1 med 0,65 og summere de værdier til at beregne årlige interne P flux.
    5. Polymiktisk søer udgør en særlig udfordring for beregning interne P belastning, på grund af deres hyppige blanding og rumlige og tidsmæssige variation i stand redox 14. Nürnberg et al. 16 udviklet en model til at beregne antallet af iltfrie dage polymiktisk sø kan opleve i løbet af en sæson eller år. Det aktive release sediment område og tid (AA), som repræsenterer den tid (dage / sæson), som et område svarende til søen areal aktivt frigiver P, kan beregnes på følgende måde:

      AA = -36,2 + 50,2 log (P sæson) + 0,762 z / A 0.5

      hvor P er den gennemsnitlige vandsøjle TP koncentration i en given vækstsæson, z er gennemsnitlig dybde, og A er sø overfladeareal. For at beregne den årlige interne P flux, formere AA ved anoxisk flux og antallet af iltede dage ved oxiske flux for hver sæson, og derefter summere alle værdier.
  2. Skalere op interne P flux til hele sø-området.
    1. Multiplicer den årlige P flux fra trin 4.1 ved hele søen areal til at beregne den årlige interne P belastning. Medmindre årlig P flux blev beregnet efter § § 4.1.4 eller 4.1.5, skal du bruge den anoxiske årlige flux til at beregne årlige interne P belastning. Ellers brug flux beregnet i afsnit 4.1.4 eller 4.1.5.
    2. Hvis der blev udtaget prøver flere steder i samme sø, kan søen opdeles i geografiske områder, der er forbundet med hvert websted. Multiplicer den årlige anoxiske P flux (eller årlig flux fra afsnit 4.1.4 eller 4.1.5) for hvert sted af overfladearealet af zonen, så summere værdierne for at få annUAL interne P belastning for hele søen 4,17. Alternativt kan den gennemsnitlige årlige P flux af alle websteder bruges i afsnit 4.2.1.
    3. Detaljerede opløst ilt data kan indikere, at bestemte områder af søen erfaring hypoxiske eller iltfrie forhold (f.eks dybe områder), mens andre områder forbliver oxiske året rundt. Hvis den er tilgængelig, kan du bruge disse oplysninger til at forfine flux beregningen × område (Steinman et al., I prep). Multiplicer den anoxiske areal med den årlige anoxiske flux og formere oxiske areal med den årlige oxiske flux, og opsummere de to værdier til at beregne årlige interne P belastning.

Representative Results

Intern P frigivelse blev målt fra sedimentkerner indsamlet i Mona Lake, Michigan, at identificere den relative bidrag interne versus eksterne P belastninger 4. Fire steder blev opsamlet gennem tre sæsoner til at estimere den årlige interne P belastning, der tegner sig for rumlig variation i P-flux. Sedimentkerner blev inkuberet i 20-28 dage under anoxiske og iltede forhold, og den overliggende vandsøjle blev udtaget til SRP og TP-koncentrationer med jævne mellemrum i løbet af inkubationstiden. Den anoxiske behandling udløste SRP og TP frigivelse fra sedimenter, men præsenterer vi kun TP flux resultater for illustrative formål. TP-koncentrationerne var højest i løbet af sommeren i iltfrie behandlinger, og rumlig variation i TP udgivelse var tydelig i alle sæsoner (Figur 1). Mean indre TP flux var mindre end 1,4 mg P / m 2 / dag i alle iltede støbekerner; negative fluxværdierne på 3 af de 4 steder i løbet af efteråret viste, at iltholdige sediments optrådte som en vask snarere end en kilde P under sæsonen 4 (tabel 1). TP frigivelse satser var betydeligt højere i iltfrie kerner, med flux så højt som 15,56 mg P / m 2 / dag i sommeren og så lavt som 0,80 mg P / m 2 / dag i foråret 4 (tabel 1). Disse flux værdier blev brugt til at beregne sæsonmæssige interne P flux baseret på opløst iltforhold målt på tidspunktet for sedimentkerne kollektion 4. Seasonal interne P belastning blev beregnet ved at opskalere den flux på hvert site til overfladen af den pågældende geografiske zone 4, sæsonmæssige værdier blev summeret at estimere den årlige interne P belastning, under forudsætning 0 flux vinteren. Årlig interne P belastning blev anslået til 3,4 tons, med hovedparten af belastningen opstår i løbet af sommeren (tabel 2). Sammenligner disse resultater med samtidige ekstern P belastning skøn, blev det anslået, at sedimenterne i Mona Lake bidragte mellem 9-82% af den samlede årlige P belastning 4 (Tabel 2).

En række forsøg blev gennemført i Spring Lake, Michigan, til at afgøre 1) den potentielle effektivitet af aluminium sulfat (alun) behandling til at reducere interne P belastning 2 og 2) effektiviteten af en in situ alun behandling 18,19. Laboratorieforsøg, der simulerer en sø-bred anvendelse af alun viste en dramatisk nedgang i interne P udgivelse med behandling 2 (Figur 2). Svarende til ovenstående eksempel, præsenterer vi kun TP løsladelse fra disse eksperimenter som repræsentative resultater. I iltfrie kerner uden alun behandling (simulere naturlig sommer forhold i Spring Lake sedimenter), betyder TP koncentrationer i overliggende vandsøjle nåede mere end 1,2 mg / l (figur 2). I modsætning hertil iltfattige kerner doseret med alun havde næsten ingen P-frigivelse og koncentrationer ikke var forskellig fra en afilt-behandlinger 2 (figur 2). En sedimentkerne inkubation gennemført 1 år efter sø-bred anvendelse af alun i Spring Lake viste, at behandlingen var meget effektiv til at reducere sediment P udgivelse, med frigivelse satser lignende mellem anoxiske og iltede behandlinger 18 (figur 3A). Da eksperimentet blev gentaget 5 år efter alun behandling, TP frigivelse forblev væsentligt lavere end forbehandling, men var større end målt 1 år efter behandling, hvilket tyder på et lille fald i alun effekt 19 (figur 3B).

Figur 1
Figur 1. Total fosfor (TP) koncentrationer (mg / l) målt under laboratorie inkubationer af sedimentkerner indsamlet fra Mona Lake, Michigan, i løbet af. fjederen (A), sommer (B) og efteråret (C) 4. TP blev målt i sedimentkerner vand overliggende fra 4 sø sites over en 20 - til 28-dages inkubation. Brevet i legenden refererer til redoxtrin (A = anoxisk behandling O = oxic behandling), nummeret refererer til replikere nummer (1-3). Bemærk de forskellige skalaer på y-akserne blandt sæsoner. Klik her for at se større billede.

Årstid Webstedet Iltfrie flux,
mg P / m 2 / dag
Oxiske flux,
mg P / m 2 / dag
Forår 1 2,77 ± 1,53 0,25 ± 0,01
2 2,82 ± 0,83 0,26 ± 0,23
3 0,80 & #177, 0,07 0,17 ± 0,07
4. 1,15 ± 0,71 0,12 ± 0,04
Sommer 1 7,06 ± 2,57 0,46 ± 0,24
2 9,27 ± 5,99 1,36 ± 0,73
3 15,56 ± 1,00 0,90 ± 0,29
4. 13,63 ± 1,82 0,59 ± 0,41
Efterår 1 4,48 ± 1,56 -0.66 ± 0,22
2 2,87 ± 0,97 -1.14 ± 0,93
3 3,10 ± 4,08 0,51 ± 0,13
4. 6,46 ± 4,66 -0.79 ± 0,23

Tabel 1.. Middel (± SD) maksimum tilsyneladende TP flux (mg P / m 2 / dag) i sedimentkerner indsamlet fra Mona Lake, Michigan, og inkuberet under anoxiske og iltede forhold 4. Flux blev beregnet ud fra ændringen i TP-koncentrationer over tid er vist i figur 1.

Årstid Intern P
Belastning, t
Ekstern P
Belastning, t
Interne belastning
Bidrag,%
Forår 0.055 0.557 9,0%
Sommer 2,272 0.862 72,5%
Efterår 1.127 0.242 82,3%
Vinter 0.000
Årlig 3,454
indhold "> Tabel 2. Årlige og sæsonbetonede interne P belastning skøn (tons, T) for Mona Lake, Michigan, beregnet baseret på maksimal tilsyneladende TP flux 4 (vist i tabel 1). Seasonal interne P belastning skøn i forhold til ekstern P belastning anslår at bestemme bidrag interne belastning til den samlede P-belastning.

Figur 2
Figur 2. Middel (± SD) TP-koncentrationer (mg / L) målt under laboratorie inkubationer af sedimentkerner indsamlet fra Spring Lake, Michigan, og eksperimentelt behandlet med aluminiumsulfat (alun) under iltede og iltfrie forhold 2. TP blev målt i vandsøjlen overliggende sedimentkerner over en 20-dages inkubationstid. Dette tal er blevet ændret fra Steinman et al. 2 genoptrykt afTilladelse, ASA, CSSA, SSSA. Klik her for at se større billede.

Figur 3
Figur 3. Middel (± SD) TP-koncentrationer (mg / L) målt under laboratorie inkubationer af sedimentkerner indsamlet fra Spring Lake, Michigan 1 år efter 18 (A) og 5 år efter 19 (B) en sø-bred anvendelse af alun. Sedimentkerner blev underkastet iltede og anoxiske behandlinger, og den overliggende vandsøjle blev samplet i TP koncentration over en 22-dages (A) til 25 dage (B) inkubation. Dette tal er blevet ændret fra Steinman m.fl. 18,. Panel A og Steinman m.fl. 19,. Panel B Klik her for at se større billede.

Discussion

Næringsstofbelastningen til søer kan resultere i både miljømæssige og økonomiske nedskrivninger 21-23, og derfor er det afgørende, at samfundet forstår karakteren af de næringsstoffer, og hvordan de skal håndtere dem. Kostbare forsøg på at reducere næringsstofbelastningen kan ikke forbedre vandkvaliteten hvis den korrekte bidragende kilden (dvs. søsedimenter eller afvandingsområder indgange) ikke er målrettet til ledelsen handling, hvilket resulterer i tilbageslag i sørestaurering og frustration på den del af interessenter. Især i lavvandede eutrofe søer, kvantificering af interne belastning fosfor er et afgørende skridt i at identificere en ledelsesstrategi at forbedre vandkvaliteten forhold. Selv når sedimenter impliceret som en vigtig kilde til næringsstoffer, skal reduktioner i ydre P belastning indgå i enhver sø management strategi til at lindre eutrofiering, da eksterne input P sidst ophobes i sedimenter og brændstof fremtidig intern belastning 24,25 </ Sup>.

Skønt der findes andre metoder til at estimere interne P belastning, eksperimentel bestemmelse af P frigivelse satser er en direkte metode, der kan justeres til at besvare en række ledelses-og forskningsspørgsmål. Laboratorie inkubationer af sedimentkerner indsamlet fra Spring Lake, Michigan, blev brugt til at bestemme effektiviteten af en alun behandling 2 og den mest effektive anvendelse koncentration 13. Som et resultat af resultaterne fra disse laboratorie-baserede studier, interessenterne udviklet tillid til, at alun behandling kunne styre P-udgivelse i Spring Lake sedimenter. Derfor er de godkendt en 10-årig vurdering for at finansiere en alun behandling efterfølgende sedimentkerne inkubationer viste, at behandlingen var effektiv til at reducere sediment P flux 1 år 18 og 5 år 19 efter behandlingen. Sedimentkerne inkubationer er også blevet anvendt til at vurdere virkningerne af sediment resuspension 13

Adskillige yderligere analyser sediment kan udføres i forbindelse med centrale inkubationer at give oplysninger, der er nyttige for fortolkningen af ​​sediment P frigivelse resultater. De øverste 5 eller 10 cm af sediment kan ekstruderes fra kerner til analyse af sediment TP, porevandet SRP, sekventiel P fraktionering og metaller 4,18,19. Et eksempel på sekventiel P fraktionering 26, der kan være nyttige i interne belastning studier indebærer fastsættelsen af P bundet til 1) aluminium (Al-P) eller jern (Fe-P), som repræsenterer en redox ufølsom (Al-P) og en redox-følsomme (Fe-P) mineralsk forening, der kan blive opløselige under anoxiske betingelser, og 2) calcium (Ca-P) eller magnesium (Mg-P), der begge er stabile mineralske sammenslutninger. Endvidere sediment Fe: P-forhold kan beregnes til at give indsigt i den potentielle P-bindingskapacitet af sedimenter. Jern-rige sedimenter, der forbliveroxideret har vist sig at frigive meget lidt P, når Fe: P-forhold er på over 15 (efter vægt) 27. Disse yderligere analyser sediment kan udføres på kerner efter interne belastning inkubation 4,18,19 eller på replikate borekerner på tidspunktet for interne belastning kerne samling, men ikke anvendes til frigivelse sats målinger.

På trods af fordelene ved eksperimentel bestemmelse af sediment P flux, den tilgang er ikke uden begrænsninger. En række forudsætninger skal ofte foretages der kan tilføje usikkerhed til resultaterne:

  • En antagelse er, at frigivelse satser fra sedimentkerner er repræsentative for forholdene i undersøgelsen søen. For at minimere konsekvenserne af denne antagelse, skal prøveudtagningsstrategierne være designet til at repræsentere så meget af den rumlige og tidsmæssige variation som muligt i sediment P udgivelse. Sampling sites skal dække så meget geografisk område som muligt inden for en sø for at fange rumlig variation i sediment characteristics 2. Hvis det er tilgængeligt, kan bathymetriske kort bruges til at vælge steder, der er repræsentative for den række af bottom dybder i søen. Andre overvejelser til at opfange rumlige variation omfatter placering af større biflod inputs og tilstedeværelsen af ​​forskellige sø bassiner. Når det er muligt, bør der udføres laboratorie inkubationer under hver isfri sæson, og over flere år for at fange tidsmæssige variation i release satser.
  • En anden forudsætning er, at inkubationsbetingelserne er repræsentative for naturlige forhold. En konstant anoxisk tilstand skaber en optimal situation for frigivelse af P, som måske ikke forekommer naturligt i studiet søen. Således kan iltfattige behandlinger overvurdere sediment P udgivelse, og derfor kan det være bedst at tænke på frigivelse satser målt i anoxiske behandlinger som maksimale potentielle satser.
  • For at beregne den årlige interne P belastning, skal antagelser om timing, varighed og rumlige udstrækning hypolimnetic iltmangel gøres.For eksempel i stærkt stratificeret søer med relativt ensartet vanddybde og bekræftede hypolimnetic iltmangel, har nogle undersøgelser antaget, at hele søen området er anoxisk under lagdelte perioder med henblik på den årlige interne P belastning estimering 2,4. Dog kan dette resultere i en overvurdering af belastning på grund af iltede sedimenter i lavvandede kystområderne 4. Således er en omfattende opløst overvågning ilt strategi, der fanger Diel, sæsonbestemte og rumlig variation i redox tilstand anbefales til præcise årlige interne belastning skøn.
  • Endelig kan laboratorie inkubationer indføre eksperimentelle artefakter på grund af den manglende evne til helt at simulere naturlige forhold. For eksempel, fordi sedimenter er omgivet kernerør, er vandudveksling gennem permeable sedimenter udelukket, men er det muligt at designe flow-through kernerør, der mindsker dette problem 28. Andre artefakter omfatter den manglende evne til at efterligne størreblande begivenheder eller vind-bølger, som kan forstyrre sediment integritet i naturlige systemer.

Eftersom sedimentkerne inkubation tilgang kan bruges til at generere fornuftige interne P belastning skøn i så lidt som et år (selvom flere års data give mere robust information), er det et værdifuldt værktøj til at informere beslutninger sø management. Når det bruges til at udvikle sø management eller restaurering planer, kan det hjælpe med at sikre fornuftig anvendelse af de finansielle ressourcer. I søer, hvor interne P load management allerede har fundet sted, kan sedimentkerne inkubationer kontrollere effekten af ​​behandlingen og bruges til at ændre bane af ledelsen, hvis dette er berettiget.

Disclosures

Forfatterne har ikke noget at afsløre.

Acknowledgments

Forfatterne takker marken og lab bistand fra James Smit og Kurt Thompson. Finansieringen originale undersøgelser, som denne protokol blev udviklet blev leveret af Spring Lake-Lake Board 2,13,18,19, Michigan Department of Environmental Quality 4, og Jim Duncan, Dave Farhat, og præsidentens kontor på Grand Valley State University 17.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
Multiparameter sonde YSI YSI 6600 The key parameters of interest are temperature and dissolved oxygen, although other measurements may be desired depending on the goals of the study. The other major manufacturer of multiparameter sondes is Hach (Hydrolab). 
Niskin bottle General Oceanics 101005 A Van Dorn bottle can also be used.
Carboys, 10 L  Nalgene DS2213-0020 Available from many laboratory supply companies, including Fisher Scientific and VWR.
Piston corer N/A N/A Details on construction materials given in Fisher et al.20
Vice grips N/A N/A
Duct tape N/A N/A
Vertical rack for holding core tubes N/A N/A Custom fabricated onsite.
Environmental growth chamber Powers Scientific, Inc. DS70SD
Compressed air with regulator N/A N/A Use lab air supply or purchase from local gas supply company.
Buffered N2 gas with regulator N/A N/A Purchase from local gas supply company. 
Parker Parflex Series E (instrument grade) polyethylene tubing; 1/4 in o.d., 0.04 in wall, 0.170 in i.d. Parker E-43-B-0100 Tubing (from gas to chamber)
PEEK Capillary tubing; 1/16 in o.d., 1/32 in i.d. Fisher Scientific 3050412 Tubing (from manifold to cores)
Union tee Parker 164C-4
Union tee nut Parker 61C-4
Nylon tubing; 1/4 in o.d., 3/16 in i.d. US Plastics 58042
Ferrule, front and back; 1/4 in Swagelock B-400-Set
Brass nut; 1/4 in Swagelock B-402-1
Brass medium-flow meterings valve; 1/4 in Swagelock B-4MG
Once-piece short finger tight fittings; 1/16 in Alltech 32070 Half of the sampling port
Female 10-32 to female luer; 1/4 in Alltech 20132 Half of the sampling port
Ferrule, front and back; 1/16 in Swagelock B-100-Set
Brass nut fittings; 1/16 in Swagelock B-102-1
Tube fitting reducer; 1/16 in x 1/4 in Swagelock B-100-R-4
PTFE tubing; 1/16 in o.d., 0.040 in i.d. Grace Davison Discovery Sciences 2106982
Low-pressure PTFE tubing; 1/8 in o.d., 0.1 in i.d. Fisher Scientific AT3134 Tubing from sampling port into core
AirTite all-plastic Norm-Ject syringes, 50 ml (60 ml) Luer slip (eccentric), Sterile Fisher Scientific 14-817-35
Wheaton HDPE liquid scintillation vials, 20 ml, Poly-Seal cone liner Fisher Scientific 03-341-72D
Nylon Syringe Filter; 30 mm diameter, 0.45 μm Fisher Scientific 03-391-1A
Masterflex peristaltic pump, model 755490 Cole Parmer A-77910-20
Pall Filterite filter housing, model T911257000 Pall Corporation SCO 10UP
Graver QMC 1-10NPCS filter; 10 in, 1.0 μm Flowtech Corp N/A
Graver Watertec 0.2-10NPCS filter; 10 in, 0.2 μm Flowtech Corp N/A

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  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).

Tags

Miljøvidenskab Limnology intern belastning eutrofiering næringsstof flux sediment coring fosfor søer
Laboratorie-bestemt Fosfor Flux fra søsedimenter som mål for interne fosforbelastning
Play Video
PDF DOI DOWNLOAD MATERIALS LIST

Cite this Article

Ogdahl, M. E., Steinman, A. D.,More

Ogdahl, M. E., Steinman, A. D., Weinert, M. E. Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading. J. Vis. Exp. (85), e51617, doi:10.3791/51617 (2014).

Less
Copy Citation Download Citation Reprints and Permissions
View Video

Get cutting-edge science videos from JoVE sent straight to your inbox every month.

Waiting X
Simple Hit Counter