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

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

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Die Autoren haben nichts zu offenbaren.

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

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

<table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" width="1118">
	<colgroup>
		<col />
		<col />
		<col />
		<col />
	</colgroup>
	<tbody>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Multiparameter sonde</td>
			<td style="width:219px;">YSI</td>
			<td style="width:95px;">YSI 6600</td>
			<td style="width:167px;">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).&#160;</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Niskin bottle</td>
			<td style="width:219px;">General Oceanics</td>
			<td style="width:95px;">101005</td>
			<td>A Van Dorn bottle can also be used.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Carboys, 10 L&#160;</td>
			<td style="width:219px;">Nalgene</td>
			<td>DS2213-0020</td>
			<td>Available from many laboratory supply companies, including Fisher Scientific and VWR.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Piston corer</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Details on construction materials given in Fisher et al. 1992</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Vice grips</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Duct tape</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Vertical rack for holding core tubes</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Custom fabricated on-site.</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Environmental growth chamber</td>
			<td style="width:219px;">Powers Scientific, Inc.</td>
			<td style="width:95px;">DS70SD</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Compressed air with regulator</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Use lab air supply or purchase from local gas supply company.</td>
		</tr>
		<tr height="25">
			<td height="25" style="height:25px;width:639px;">Buffered N2 gas with regulator</td>
			<td style="width:219px;">N/A</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td>Purchase from local gas supply company.&#160;</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Parker Parflex Series E (instrument grade) polyethylene tubing; 1/4&#34; o.d., 0.04&#34; wall, .170&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">E-43-B-0100</td>
			<td>Tubing (from gas to chamber)</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">PEEK Capillary tubing; 1/16&#34; o.d., 1/32&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">3050412</td>
			<td>Tubing (from manifold to cores)</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Union tee</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">164C-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Union tee nut</td>
			<td style="width:219px;">Parker</td>
			<td style="width:95px;">61C-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Nylon tubing; 1/4&#34; o.d., 3/16&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">US Plastics</td>
			<td style="width:95px;">58042</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Ferrule, front and back; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-400-Set</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass nut; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-402-1</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass medium-flow meterings valve; 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-4MG</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Once-piece short finger tight fittings; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Alltech</td>
			<td style="width:95px;">32070</td>
			<td>Half of the sampling port</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Female 10-32 to female luer; 1/4 &#34;</td>
			<td style="width:219px;">Alltech</td>
			<td style="width:95px;">20132</td>
			<td>Half of the sampling port</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Ferrule, front and back; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-100-Set</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Brass nut fittings; 1/16&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-102-1</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Tube fitting reducer; 1/16&#34; x 1/4&#34;</td>
			<td style="width:219px;">Swagelock</td>
			<td style="width:95px;">B-100-R-4</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="22">
			<td height="22" style="height:23px;width:639px;">PTFE tubing; 1/16&#34; o.d., 0.040&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Grace Davison Discovery Sciences</td>
			<td style="width:95px;">2106982</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Low-pressure PTFE tubing; 1/8&#34; o.d., 0.1&#34; i.d.</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">AT3134</td>
			<td>Tubing from sampling port into core</td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">AirTite all-plastic Norm-Ject syringes, 50mL (60mL) luer slip (eccentric), Sterile</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td>14-817-35</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Wheaton HDPE liquid scintillation vials, 20 mL, Poly-Seal cone liner</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td>03-341-72D</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;">Nylon Syringe Filter; 30mm diameter, 0.45 mm</td>
			<td style="width:219px;">Fisher Scientific</td>
			<td style="width:95px;">03-391-1A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Masterflex peristaltic pump, model 755490</td>
			<td>Cole Parmer</td>
			<td>A-77910-20</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Pall Filterite filter housing, model T911257000</td>
			<td style="width:219px;">Pall Corporation</td>
			<td style="width:95px;">SCO 10UP</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Graver QMC 1-10NPCS filter; 10&#34;, 1.0 mm</td>
			<td>Flowtech Corp</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:639px;">Graver Watertec 0.2-10NPCS filter; 10&#34;, 0.2 mm</td>
			<td>Flowtech Corp</td>
			<td style="width:95px;">N/A</td>
			<td></td>
		</tr>
	</tbody>
</table>

laboratory-determined phosphorus flux from lake sediments as a measure of internal phosphorus loading

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

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

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

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

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

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

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Research

JoVE Journal

Environment

17.2K Aufrufe.  Grand Valley State University.  See Eutrophierung ist eine Frage der Wasserqualität weltweit, so dass die Notwendigkeit zu erkennen und zu steuern Nährstoffquellen kritisch. Laborbestimmung von Phosphor-Freisetzungsraten aus Sedimentkernen ist ein wertvoller Ansatz für die Bestimmung der Rolle der internen Phosphorbelastung und Führungsmanagemententscheidungen. 

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

Determination of Microbial Extracellular Enzyme Activity in Waters, Soils, and Sediments using High Throughput Microplate Assays

Much of the nutrient cycling and carbon processing in natural environments occurs through the activity of extracellular enzymes released by microorganisms. Thus, measurement of the activity of these extracellular enzymes can give insights into the rates of ecosystem level processes, such as organic matter decomposition or nitrogen and phosphorus mineralization. Assays of extracellular enzyme activity in environmental samples typically involve exposing the samples to artificial colorimetric or fluorometric substrates and tracking the rate of substrate hydrolysis. Here we describe microplate based methods for these procedures that allow the analysis of large numbers of samples within a short time frame. Samples are allowed to react with artificial substrates within 96-well microplates or deep well microplate blocks, and enzyme activity is subsequently determined by absorption or fluorescence of the resulting end product using a typical microplate reader or fluorometer. Such high throughput procedures not only facilitate comparisons between spatially separate sites or ecosystems, but also substantially reduce the cost of such assays by reducing overall reagent volumes needed per sample.

Microplate based procedures are described for the colorimetric or fluorometric analysis of extracellular enzyme activity. These procedures allow for the rapid assay of such activity in large numbers of environmental samples within a manageable time frame.

Bestimmung mikrobieller extrazelluläre Enzymaktivität in Wasser, Böden und Sedimente mit hohem Durchsatz Mikrotiterplatten-Assays

Much of the nutrient cycling and carbon  processing in natural environments occurs through the activity of extracellular  enzymes released by ...

Forschung

Umwelt

Laboratory Estimation of Net Trophic Transfer Efficiencies of PCB Congeners to Lake Trout (Salvelinus namaycush) from Its Prey

A technique for laboratory estimation of net trophic transfer efficiency (&#947;) of polychlorinated biphenyl (PCB) congeners to piscivorous fish from their prey is described herein. During a 135-day laboratory experiment, we fed bloater (Coregonus hoyi) that had been caught in Lake Michigan to lake trout (Salvelinus namaycush) kept in eight laboratory tanks. Bloater is a natural prey for lake trout. In four of the tanks, a relatively high flow rate was used to ensure relatively high activity by the lake trout, whereas a low flow rate was used in the other four tanks, allowing for low lake trout activity. On a tank-by-tank basis, the amount of food eaten by the lake trout on each day of the experiment was recorded. Each lake trout was weighed at the start and end of the experiment. Four to nine lake trout from each of the eight tanks were sacrificed at the start of the experiment, and all 10 lake trout remaining in each of the tanks were euthanized at the end of the experiment. We determined concentrations of 75 PCB congeners in the lake trout at the start of the experiment, in the lake trout at the end of the experiment, and in bloaters fed to the lake trout during the experiment. Based on these measurements, &#947; was calculated for each of 75 PCB congeners in each of the eight tanks. Mean &#947; was calculated for each of the 75 PCB congeners for both active and inactive lake trout. Because the experiment was replicated in eight tanks, the standard error about mean &#947; could be estimated. Results from this type of experiment are useful in risk assessment models to predict future risk to humans and wildlife eating contaminated fish under various scenarios of environmental contamination.

Laboratory Estimation of Net Trophic Transfer Efficiencies of PCB Congeners to Lake Trout Salvelinus namaycush from Its Prey

A technique for laboratory estimation of net trophic transfer efficiency of polychlorinated biphenyl (PCB) congeners to piscivorous fish from their prey is presented. To maximize applicability of the laboratory results to the field, the piscivorous fish should be fed prey fish that are typically eaten in the field.

Labor Schätzung der Netto Trophic Transfereffizienz von PCB auf Seeforelle (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) Von seiner Beute

A technique for laboratory estimation of net trophic transfer efficiency (&#947;) of polychlorinated biphenyl (PCB) congeners to piscivorous fish from ...

Measurement of Greenhouse Gas Flux from Agricultural Soils Using Static Chambers

Measurement of greenhouse gas (GHG) fluxes between the soil and the atmosphere, in both managed and unmanaged ecosystems, is critical to understanding the biogeochemical drivers of climate change and to the development and evaluation of GHG mitigation strategies based on modulation of landscape management practices. The static chamber-based method described here is based on trapping gases emitted from the soil surface within a chamber and collecting samples from the chamber headspace at regular intervals for analysis by gas chromatography. Change in gas concentration over time is used to calculate flux. This method can be utilized to measure landscape-based flux of carbon dioxide, nitrous oxide, and methane, and to estimate differences between treatments or explore system dynamics over seasons or years. Infrastructure requirements are modest, but a comprehensive experimental design is essential. This method is easily deployed in the field, conforms to established guidelines, and produces data suitable to large-scale GHG emissions studies.

This article showcases the static chamber-based method for measurement of greenhouse gas flux from soil systems. With relatively modest infrastructure investments, measurements may be obtained from multiple treatments/locations and over timeframes ranging from hours to years.

Messung der Treibhausgas-Flux aus landwirtschaftlichen Böden mit statischer Chambers

Measurement of greenhouse gas (GHG) fluxes between the soil and the atmosphere, in both managed and unmanaged ecosystems, is critical to understanding the ...

Development of Sulfidogenic Sludge from Marine Sediments and Trichloroethylene Reduction in an Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor

The importance of microbial sulfate reduction relies on the various applications that it offers in environmental biotechnology. Engineered sulfate reduction is used in industrial wastewater treatment to remove large concentrations of sulfate along with the chemical oxygen demand (COD) and heavy metals. The most common approach to the process is with anaerobic bioreactors in which sulfidogenic sludge is obtained through adaptation of predominantly methanogenic granular sludge to sulfidogenesis. This process may take a long time and does not always eliminate the competition for substrate due to the presence of methanogens in the sludge. In this work, we propose a novel approach to obtain sulfidogenic sludge in which hydrothermal vents sediments are the original source of microorganisms. The microbial community developed in the presence of sulfate and volatile fatty acids is wide enough to sustain sulfate reduction over a long period of time without exhibiting inhibition due to sulfide. 
This protocol describes the procedure to generate the sludge from the sediments in an upflow anaerobic sludge blanket (UASB) type of reactor. Furthermore, the protocol presents the procedure to demonstrate the capability of the sludge to remove by reductive dechlorination a model of a highly toxic organic pollutant such as trichloroethylene (TCE). The protocol is divided in three stages: (1) the formation of the sludge and the determination of its sulfate reducing activity in the UASB, (2) the experiment to remove the TCE by the sludge, and (3) the identification of microorganisms in the sludge after the TCE reduction. Although in this case the sediments were taken from a site located in Mexico, the generation of a sulfidogenic sludge by using this procedure may work if a different source of sediments is taken since marine sediments are a natural pool of microorganisms that may be enriched in sulfate reducing bacteria.

Microbial sulfate reduction is a process of great importance in environmental biotechnology. The success of the sulfidogenic reactors depends among other factors on the microbial composition of the sludge. Here, we present a protocol to develop sulfidogenic sludge from hydrothermal vents sediments in a UASB reactor for reductive dechlorination purposes.

Entwicklung sulfidogenen Schlamm aus marinen Sedimenten und Trichlorethylen Reduction in einer Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor

The importance of microbial sulfate reduction relies on the various applications that it offers in environmental biotechnology. Engineered sulfate ...

Simultaneous DNA-RNA Extraction from Coastal Sediments and Quantification of 16S rRNA Genes and Transcripts by Real-time PCR

Real Time Polymerase Chain Reaction also known as quantitative PCR (q-PCR) is a widely used tool in microbial ecology to quantify gene abundances of taxonomic and functional groups in environmental samples. Used in combination with a reverse transcriptase reaction (RT-q-PCR), it can also be employed to quantify gene transcripts. q-PCR makes use of highly sensitive fluorescent detection chemistries that allow quantification of PCR amplicons during the exponential phase of the reaction. Therefore, the biases associated with &#39;end-point&#39; PCR detected in the plateau phase of the PCR reaction are avoided. A protocol to quantify bacterial 16S rRNA genes and transcripts from coastal sediments via real-time PCR is provided. First, a method for the co-extraction of DNA and RNA from coastal sediments, including the additional steps required for the preparation of DNA-free RNA, is outlined. Second, a step-by-step guide for the quantification of 16S rRNA genes and transcripts from the extracted nucleic acids via q-PCR and RT-q-PCR is outlined. This includes details for the construction of DNA and RNA standard curves. Key considerations for the use of RT-q-PCR assays in microbial ecology are included.

A protocol to quantify bacterial 16S rRNA genes and transcripts from coastal sediments via real-time PCR is provided. The methodology includes the co-extraction of DNA and RNA; preparation of DNA-free RNA; and 16S rRNA gene and transcript quantification via RT-q-PCR, including standard curve construction.

Gleichzeitige DNA-RNA-Extraktion aus Küstensedimenten und Quantifizierung von 16S rRNA-Gene und Transkripte von Real-time PCR

Real Time Polymerase Chain Reaction also known as quantitative PCR (q-PCR) is a widely used tool in microbial ecology to quantify gene abundances of ...

Experimental Protocol for Biodiesel Production with Isolation of Alkenones as Coproducts from Commercial Isochrysis Algal Biomass

The need to replace petroleum fuels with alternatives from renewable and more environmentally sustainable sources is of growing importance. Biomass-derived biofuels have gained considerable attention in this regard, however first generation biofuels from edible crops like corn ethanol or soybean biodiesel have generally fallen out of favor. There is thus great interest in the development of methods for the production of liquid fuels from domestic and superior non-edible sources. Here we describe a detailed procedure for the production of a purified biodiesel from the marine microalgae Isochrysis. Additionally, a unique suite of lipids known as polyunsaturated long-chain alkenones are isolated in parallel as potentially valuable coproducts to offset the cost of biodiesel production. Multi-kilogram quantities of Isochrysis are purchased from two commercial sources, one as a wet paste (80% water) that is first dried prior to processing, and the other a dry milled powder (95% dry). Lipids are extracted with hexanes in a Soxhlet apparatus to produce an algal oil (&#34;hexane algal oil&#34;) containing both traditional fats (i.e., triglycerides, 46-60% w/w) and alkenones (16-25% w/w). Saponification of the triglycerides in the algal oil allows for separation of the resulting free fatty acids (FFAs) from alkenone-containing neutral lipids. FFAs are then converted to biodiesel (i.e., fatty acid methyl esters, FAMEs) by acid-catalyzed esterification while alkenones are isolated and purified from the neutral lipids by crystallization. We demonstrate that biodiesel from both commercial Isochrysis biomasses have similar but not identical FAME profiles, characterized by elevated polyunsaturated fatty acid contents (approximately 40% w/w). Yields of biodiesel were consistently higher when starting from the Isochrysis wet paste (12% w/w vs. 7% w/w), which can be traced to lower amounts of hexane algal oil obtained from the powdered Isochrysis product.

Experimental Protocol for Biodiesel Production with Isolation of Alkenones as Coproducts from Commercial Isochrysis Algal Biomass

Detailed methods are presented for the production of biodiesel along with the co-isolation of alkenones as valuable coproducts from commercial Isochrysis microalgae.

Versuchsprotokoll für die Biodieselproduktion mit Isolierung von Alkenone als Co-Produkte von der Commercial<em&gt; Isochrysis</em&gt; Algenbiomasse

The need to replace petroleum fuels with alternatives from renewable and more environmentally sustainable sources is of growing importance. ...

A Flow-through Exposure System for Evaluating Suspended Sediments Effects on Aquatic Life

This paper describes the Fish Larvae and Egg Exposure System (FLEES). The flow-through exposure system is used to investigate the effects of suspended sediment on various aquatic species and life stages in the laboratory by using pumps and automating delivery of sediment and water to simulate suspension of sediment. FLEES data are used to develop exposure-response curves between the effects on aquatic organisms and suspended sediment concentrations at the desired exposure duration. The effects data are used to evaluate management practices used to reduce the interactions between aquatic organisms and anthropogenic causes of suspended sediments. The FLEES is capable of generating total suspended solids (TSS) concentrations as low as 30 to as high as 800 mg/L, making this system an ideal choice for evaluating the effects of TSS resulting from many activities including simulating low ambient levels of TSS to evaluating sources of suspended sediments from dredging operations, vessel traffic, freshets, and storms.

A robust and flexible flow-through exposure system designed to maintain sediment in suspension is presented. The system is used to investigate the effects of suspended sediment on various aquatic species and life stages in the laboratory.

Ein Durchflussbelichtungssystem für die Bewertung Schwebstoffe Auswirkungen auf Leben im Wasser

This paper describes the Fish Larvae and Egg Exposure System (FLEES). The flow-through exposure system is used to investigate the effects of suspended ...

Development of Metarhizium anisopliae as a Mycoinsecticide: From Isolation to Field Performance

A major concern when developing commercial mycoinsecticides is the kill speed compared to that of chemical insecticides. Therefore, isolation and screening for the selection of a fast-acting, highly virulent entomopathogenic fungus are important steps. Entomopathogenic fungi, such as Metarhizium, Beauveria, and Nomurea, which act by contact, are better suited than Bacillus thuringiensis or nucleopolyhedrosis virus (NPV), which must be ingested by the insect pest. In the present work, we isolated 68 Metarhizium strains from infected insects using a soil dilution and bait method. The isolates were identified by the amplification and sequencing of the ITS1-5.8S-ITS2 and 26S rDNA region. The most virulent strain of Metarhizium anisopliae was selected based on the median lethal concentration (LC50) and time (LT50) obtained in insect bioassays against III-instar larvae of Helicoverpa armigera. The mass production of spores by the selected strain was carried out with solid-state fermentation (SSF) using rice as a substrate for 14 days. Spores were extracted from the sporulated biomass using 0.1% tween-80, and different formulations of the spores were prepared. Field trials of the formulations for the control of an H. armigera infestation in pigeon peas were carried out by randomized block design. The infestation control levels obtained with oil and aqueous formulations (78.0% and 70.9%, respectively) were better than the 63.4% obtained with chemical pesticide.

Development of Metarhizium anisopliae as a Mycoinsecticide: From Isolation to Field Performance

Here, we report the different stages involved in the knowledge-based development of an effective mycoinsecticide, including the isolation, identification, screening, and selection of the "best-fit" entomopathogenic fungus, Metarhizium anisopliae, for the control of insect pests in agriculture.

Entwicklung von<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Als Mycoinsektizid: Von der Isolation bis zur Field Performance

A major concern when developing commercial mycoinsecticides is the kill speed compared to that of chemical insecticides. Therefore, isolation and ...

Preparation of Authigenic Pyrite from Methane-bearing Sediments for In Situ Sulfur Isotope Analysis Using SIMS

Different sulfur isotope compositions of authigenic pyrite typically result from the sulfate-driven anaerobic oxidation of methane (SO4-AOM) and organiclastic sulfate reduction (OSR) in marine sediments. However, unravelling the complex pyritization sequence is a challenge because of the coexistence of different sequentially formed pyrite phases. This manuscript describes a sample preparation procedure that enables the use of secondary ion mass spectroscopy (SIMS) to obtain in situ &#948;34S values of various pyrite generations. This allows researchers to constrain how SO4-AOM affects pyritization in methane-bearing sediments. SIMS analysis revealed an extreme range in &#948;34S values, spanning from -41.6 to +114.8&#8240;, which is much wider than the range of &#948;34S values obtained by the traditional bulk sulfur isotope analysis of the same samples. Pyrite in the shallow sediment mainly consists of 34S-depleted framboids, suggesting early diagenetic formation by OSR. Deeper in the sediment, more pyrite occurs as overgrowths and euhedral crystals, which display much higher SIMS &#948;34S values than the framboids. Such 34S-enriched pyrite is related to enhanced SO4-AOM at the sulfate-methane transition zone, postdating OSR. High-resolution in situ SIMS sulfur isotope analyses allow for the reconstruction of the pyritization processes, which cannot be resolved by bulk sulfur isotope analysis.

Preparation of Authigenic Pyrite from Methane-bearing Sediments for In Situ Sulfur Isotope Analysis Using SIMS

Analyses of the sulfur isotopic composition (&#948;34S) of pyrite from methane-bearing sediments have typically focused on bulk samples. Here, we applied secondary ion mass spectroscopy to analyze the &#948;34S values of various pyrite generations to understand the diagenetic history of pyritization.

Vorbereitung der Authigenic Pyrit aus Methan-Bearing Sedimenten In Situ Schwefel Isotopenanalyse mit SIMS

Different sulfur isotope compositions of authigenic pyrite typically result from the sulfate-driven anaerobic oxidation of methane (SO4-AOM) and ...

Optimized Procedure for Determining the Adsorption of Phosphonates onto Granular Ferric Hydroxide using a Miniaturized Phosphorus Determination Method

This paper introduces a procedure to investigate the adsorption of phosphonates onto iron-containing filter materials, particularly granular ferric hydroxide (GFH), with little effort and high reliability. The phosphonate, e.g., nitrilotrimethylphosphonic acid (NTMP), is brought into contact with the GFH in a rotator in a solution buffered by an organic acid (e.g., acetic acid) or Good buffer (e.g., 2-(N-morpholino)ethanesulfonic acid) [MES] and N-cyclohexyl-2-hydroxyl-3-aminopropanesulfonic acid [CAPSO]) in a concentration of 10 mM for a specific time in 50 mL centrifuge tubes. Subsequently, after membrane filtration (0.45 &#181;m pore size), the total phosphorus (total P) concentration is measured using a specifically developed determination method (ISOmini). This method is a modification and simplification of the ISO 6878 method: a 4 mL sample is mixed with H2SO4 and K2S2O8 in a screw cap vial, heated to 148-150 &#176;C for 1 h and then mixed with NaOH, ascorbic acid and acidified molybdate with antimony(III) (final volume of 10 mL) to produce a blue complex. The color intensity, which is linearly proportional to the phosphorus concentration, is measured spectrophotometrically (880 nm). It is demonstrated that the buffer concentration used has no significant effect on the adsorption of phosphonate between pH 4 and 12. The buffers, therefore, do not compete with the phosphonate for adsorption sites. Furthermore, the relatively high concentration of the buffer requires a higher dosage concentration of oxidizing agent (K2S2O8) for digestion than that specified in ISO 6878, which, together with the NaOH dosage, is matched to each buffer. Despite the simplification, the ISOmini method does not lose any of its accuracy compared to the standardized method.

This paper introduces a procedure to investigate the adsorption of phosphonates onto iron-containing filter materials, particularly granular ferric hydroxide, with little effort and high reliability. In a buffered solution, the phosphonate is brought into contact with the adsorbent using a rotator and then analyzed via a miniaturized phosphorus determination method.

Optimierte Verfahren zur Bestimmung der Adsorption von Phosphonaten auf Granular Ferric Hydroxid mit einer miniaturisierten Phosphor Entschlossenheit Methode

This paper introduces a procedure to investigate the adsorption of phosphonates onto iron-containing filter materials, particularly granular ferric ...