Los autores agradecen la asistencia de campo y de laboratorio proporcionados por James Smit y Kurt Thompson. La financiación de los estudios originales para los cuales se ha desarrollado este protocolo fue proporcionada por el lago-Lake Junta Primavera 2,13,18,19, el Michigan Department of Environmental Quality 4, y Jim Duncan, Dave Farhat, y la Oficina del Presidente en el Grand Valley State Universidad 17.

1. Muestreo de campo <ol><li> Llevar a cabo el muestreo de una vez durante cada temporada sin hielo (en su caso) durante 1-2 años, si es posible (es decir, 3 veces / año en un clima templado al norte). Si el tiempo y / o los fondos prohíben el muestreo de temporada, llevar a cabo el muestreo de una vez al año durante mediados y finales del verano. </li><li> Seleccionar los sitios de recolección de sedimentos para cubrir las diferentes regiones geográficas dentro del lago. La elección de los alrededores de la calidad del agua histórica y / o sitios de muestreo de sedimentos, cuando esté disponible, a menudo es deseable tomar ventaja de los datos históricos. De lo contrario, tratar de seleccionar los sitios que representan diferentes tipos de sedimentos en el lago. </li><li> Llevar a cabo un muestreo de calidad del agua antes de sedimentar colección núcleo. <ol><li> Como mínimo, medir la profundidad del agua y de los perfiles verticales de la temperatura del agua y el oxígeno disuelto. Cerca de las mediciones de fondo deben ser tomadas lo más cerca posible de sedimentos superficiales de lo posible, sin perturbar el sedimento. </li><li> Recoja cualquier otro watdatos de calidad er y muestras que se desean para cumplir con los objetivos específicos del estudio. Los ejemplos incluyen perfiles verticales de pH, conductividad y turbidez, profundidad Secchi; (PAR) perfiles de radiación fotosintéticamente activa, la clorofila a, especies y nitrógeno; fósforo soluble reactivo (SRP); fósforo total (PT). </li></ol></li><li> En cada punto de muestreo, llenar una garrafa de 10 litros con agua recogida 1 m por encima de la superficie del sedimento usando un Van Dorn o botella Niskin. Esto se utiliza en la configuración inicial de los núcleos de sedimentos en el laboratorio y para rellenar los núcleos después del muestreo durante la incubación. Coloque la bombona en una hielera con hielo. </li><li> Recoger 6 núcleos de sedimentos por sitio utilizando un 2,20 corer de pistón. <ol><li> Consulte Fisher et al. 20 para obtener instrucciones específicas con respecto a la construcción del dispositivo de extracción de muestras. Brevemente, el dispositivo de extracción de muestras consiste en un tubo graduado 0,6 m de largo policarbonato núcleo (7 cm ID), un cloruro de polivinilo (PVC) conjunto de fijación para el acoplamiento con varillas de accionamiento de aluminio, un pistón construido de dos tapones de goma y un perno de ojo, un cable de pistón recubierto de plástico con un clip giratorio, y varillas de accionamiento de aluminio. Montar el dispositivo de extracción de muestras de acuerdo a los siguientes pasos: <ol><li> Pase el extremo clip giratorio del cable de pistón a través de la parte superior del conjunto de unión de PVC. Orientar un tubo central con orificios de los pernos hacia arriba y extender el cable a través de la longitud del tubo de núcleo. Sujete el cable de pistón para el perno de ojo del perno del pistón. </li><li> Conecte el tubo central de la asamblea de unión de PVC con un alambre pasador de enganche de bloqueo. Tire del cable de pistón para hacer avanzar el pistón 20 cm de la parte inferior del tubo de núcleo para mantener una capa de agua en la parte superior de la superficie de los sedimentos durante la recogida de núcleo. </li><li> Adjuntar una barra de accionamiento de aluminio hasta el otro extremo del conjunto de unión de PVC con un alambre pasador de enganche de bloqueo. Bajo dispositivo de extracción de muestras verticalmente en el agua, añadir secciones adicionales de transmisión de aluminiovarilla según sea necesario. </li></ol></li><li> Coloque el extractor verticalmente en la interfase agua-sedimento y empuje hacia abajo, con el cable restante estacionaria pistón. Para lograr esto, tirar del cable tenso una vez que el pistón corer está en su lugar en la interfase agua-sedimento, adjunte pinzas de presión para cable, pise el cable en el interior de las pinzas de presión, y luego empuje hacia abajo. </li><li> Llevar núcleo a la superficie y sellar con un tapón de goma antes de romper la superficie del agua. Asegure el tapón inferior con cinta adhesiva. </li><li> Atornillar el pistón a la parte superior del tubo de núcleo para mantenerlo inmóvil durante el tránsito. Coloque el tubo central en un bastidor vertical y mantener a temperatura ambiente la temperatura del lago cerca de la parte inferior, el uso del hielo si es necesario. </li></ol></li></ol> 2. Incubación Laboratorio <ol><li> A su regreso del campo, ajuste núcleos para contener la profundidad deseada de los sedimentos y la columna de agua suprayacente. El exceso de sedimento se puede dejar con cuidado la parte inferior del tubo central por removing el tapón inferior; añadir agua de la bombona recolectada en el sitio correspondiente, si es necesario. Profundidades del sedimento y la columna de agua de uso común son 20 cm de sedimento con un 25 cm de columna de agua que cubren 2,4,13,17-19, pero estas cantidades se pueden modificar si lo deseas. </li><li> Colocar los tubos de núcleo de sedimento en una cámara de crecimiento del medio ambiente a oscuras, con la temperatura mantenida para que coincida con las temperaturas del agua inferiores ambiente medida en el campo. </li><li> Exponer los núcleos de redox tratamientos. Para el tratamiento óxica, burbuja columna de agua de 3 núcleos / sitio con el aire. Burbuja de la columna de agua de los tres núcleos restantes por sitio con N 2 (con ~ 350 ppm de CO 2 al tampón de pH) para el tratamiento anóxico. Asegurar una tasa burbuja lenta y consistente que es sin interrupciones a la superficie del sedimento. </li><li> En el día 1 de incubación núcleo, filtrar cada bombona 10 L que contenía agua cerca de la parte inferior-recogidos de cada sitio en el campo. El uso de un cartucho de bomba y el filtro peristálticavivienda, el agua de filtro primero a través de un filtro de 1 m, seguido por un filtro de 0,2 micras. Tienda de agua filtrada a 4 ° C durante la duración de la incubación núcleo. </li><li> Núcleos de muestra para la velocidad de liberación P sobre la duración del período de incubación de 2,3. Debido a que este es un experimento sensible a redox, tome las precauciones necesarias para mantener las condiciones de tratamiento redox siempre que sea posible. <ol><li> Con una jeringa, extraer una muestra de agua 40 ml a través del puerto de muestreo de cada núcleo de sedimento en los días 0 (es decir, en el momento núcleos se colocan en la cámara de crecimiento), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , y 28 de incubación principal. (Nota:. Si se desean cambios más de marcos de tiempo muy cortos, el régimen de muestreo puede ser modificado para muestrear a 1 h, 2, 4, 8, etc Sin embargo, el sistema es a menudo todavía equilibrar a través de la primera 12 horas, por lo que la liberación de P dinámica puede ser muy variable en el inicio de las incubaciones.) </li><li> Inmediatamente después de la eliminación, dispense a 20 ml0; submuestra en un vial de centelleo y refrigere por análisis de TP. Se filtra la otra submuestra de 20 ml a través de un filtro de membrana de 0,45 micras y en un vial de centelleo y congelar para el análisis de SRP. </li><li> Reemplazar la submuestra 40 ml con un volumen igual de agua filtrada (véase el paso 2.4) desde el sitio correspondiente. </li></ol></li></ol> 3. P Cambio de lanzamiento Cálculo <ol><li> Cálculo de flujo (tasa de liberación) basado en el cambio en la TP columna de agua o de SRP utilizando la siguiente ecuación 2: P rr = (C t - C 0) × V / A donde P rr es la liberación neta de P (valores positivos) o la retención (valores negativos) de tasa por unidad de superficie del sedimento (mg P / m 2 / d), C t es el TP o concentración de SRP en la columna de agua en el tiempo t , C 0 es el TP o concentración de SRP en el tiempo 0, V es el volumen de agua en la columna de agua del núcleo tUbe, y A es el área de superficie plana de los núcleos de sedimentos. Calcular la tasa de liberación P utilizando la parte lineal de la concentración frente a la curva de tiempo para dar la máxima velocidad de liberación aparente 4,13,18,19. Para evitar el posible sesgo de corto plazo, elige las fechas de muestreo no consecutivos para C y C t 0 18,19. </li></ol> 4. Interna Cálculo P Carga <ol><li> Calcule el flujo P anual. <ol><li> Para cada temporada en la que se produjo el muestreo, se multiplica el flujo anóxica y óxica forma individual por el número de días en esa temporada. Sumar los valores estacionales para producir flujo anóxica y óxica anual (mg / m 2 / año). Si se tomaron muestras de varios sitios en el mismo lago, este cálculo se puede realizar ya sea por separado para cada sitio o usando los valores de flujo medias para todos los sitios (véase la Sección 4.2.2). </li><li> P liberación de los sedimentos es generalmente muy baja durante el invierno debido a las bajas temperaturas del agua. Si el muestreo no se llevó a cabo durante el invierno,supongamos que P flujo fue de 0 para esa temporada 14,15. </li><li> Debido a que la mayoría de la liberación interna P se produce durante el verano, el flujo interno P anual puede estimarse groseramente a partir de mediciones de verano solo en la ausencia de datos estacionales 2,15,17. Para este enfoque, calcular el flujo P de acuerdo con la Sección 4.1.1 y asumir 0 flujo para todas las estaciones excepto en verano. Reconocer que esta será una estimación conservadora de la liberación de P anual. </li><li> Si está disponible, los datos de oxígeno disuelto se pueden usar para refinar el cálculo 2,4 anual P flujo. Estos datos pueden revelar que un lago experimenta hipoxia o anoxia por un determinado porcentaje del año, o durante temporadas específicas. En esos casos, utilice fundente anóxica y óxica acuerdo a la proporción o la estación apropiada y sumar los valores para el cálculo de flujo P interna anual. <ol><li> Por ejemplo, si la hipoxia o anoxia se midió sólo durante el verano, el cálculo de la sección 4.1.1 usando flujo anóxico para el verano y el flujo óxica paralas estaciones restantes. Sumar los valores para obtener flujo P interna anual. Del mismo modo, si los datos de monitoreo de oxígeno disuelto de rutina indican que el lago experimenta hipoxia o anoxia 35% del año, se multiplica el flujo anóxica anual de la Sección 4.1.1 del 0,35 y el flujo óxica anual de la Sección 4.1.1 por 0,65 y sumar los valores para calcular flujo anual de P interna. </li></ol></li><li> Lagos polimícticas plantean un reto particular al cálculo de la carga interna de P, debido a su mezcla frecuente y la variabilidad espacial y temporal en la condición redox 14. Nürnberg et al. 16 se desarrolló un modelo para calcular el número de días de anoxia un lago polimíctica puede experimentar durante una temporada o año. El área activa de liberación de sedimentos y el tiempo (AA), que representa la longitud de tiempo (día / temporada) que un área similar a la zona de la superficie del lago es la liberación de P activamente, se pueden calcular de la siguiente manera: AA = -36,2 + 50,2 log (temporada P) + 0.762 z / D 00.5 donde P es la concentración media de TP columna de agua durante una estación dada, z es la profundidad media, y A es el área de la superficie del lago. Para el cálculo de flujo P interna anual, multiplique AA por el flujo anóxica y el número de días óxicas por flujo óxica para cada temporada, y luego sumar todos los valores. </li></ol></li><li> Ampliar la escala de flujo interno P a toda la zona del lago. <ol><li> Multiplique el flujo anual de P desde el paso 4.1 por toda el área de la superficie del lago para calcular la carga P interna anual. A menos que el flujo anual de P se calculó de acuerdo a las secciones 4.1.4 o 4.1.5, utilice el flujo anual anóxico para calcular la carga P interna anual. De lo contrario, utilice el flujo calculada en las secciones 4.1.4 o 4.1.5. </li><li> Si se tomaron muestras de varios sitios en el mismo lago, el lago se puede dividir en zonas geográficas asociadas con cada sitio. Multiplicar el flujo anual anóxica P (o flujo anual de las Secciones 4.1.4 o 4.1.5) para cada sitio por el área de superficie de la zona, a continuación, sumar los valores para obtener Annual carga P interna para todo el 4,17 lago. Alternativamente, la media anual de flujo P de todos los sitios se puede utilizar en la Sección 4.2.1. </li><li> Datos detallados de oxígeno disuelto pueden indicar que las áreas específicas de la hipoxia experiencia lago o condiciones anóxicas (por ejemplo, zonas de profundidad), mientras que otras zonas se mantienen todo el año óxica. Si está disponible, utilice esta información para refinar el cálculo del área × flujo (Steinman et al., En preparación). Multiplique la superficie anóxica por el flujo anóxica anual y multiplicar la superficie óxica por el flujo anual óxica, y sumar los dos valores para calcular la carga P interna anual. </li></ol></li></ol>

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	<li>Schindler, D. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+dilemma+of+controlling+cultural+eutrophication+of+lakes.">The dilemma of controlling cultural eutrophication of lakes.</a> Proc. Royal Soc. B. 279, 4322-4333 (2012).</li><li>Steinman, A. D., Rediske, R., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+reduction+of+internal+phosphorus+loading+using+alum+in+Spring+Lake.">The reduction of internal phosphorus loading using alum in Spring Lake.</a> Michigan. J. Env. Qual. 33, 2040-2048 (2004).</li><li>Moore, P. A., Reddy, K. R., Fisher, M. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Phosphorus+flux+between+sediment+and+overlying+water+in+Lake+Okeechobee,+Florida:+spatial+and+temporal+variations.">Phosphorus flux between sediment and overlying water in Lake Okeechobee, Florida: spatial and temporal variations.</a> J. Env. Qual. 27, 1428-1439 (1998).</li><li>Steinman, A. D., Chu, X., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Spatial+and+temporal+variability+of+internal+and+external+phosphorus+loads+in+an+urbanizing+watershed.">Spatial and temporal variability of internal and external phosphorus loads in an urbanizing watershed.</a> Aquatic Ecol. 43, 1-18 (2009).</li><li>S&#248;ndergaard, M., Bjerring, R., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Persistent+internal+phosphorus+loading+during+summer+in+shallow+eutrophic+lakes.">Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes.</a> Hydrobiologia. 710, 95-110 (2013).</li><li>Bj&#246;rk, S. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Lake+restoration+techniques.+In:+Lake+pollution+and+recovery.">Lake restoration techniques. In: Lake pollution and recovery.</a> International Congress of European Water Pollution Control Association. , 293-301 (1985).</li><li>Graneli, W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Internal+phosphorus+loading+in+Lake+Ringsjon.">Internal phosphorus loading in Lake Ringsjon.</a> Hydrobiologia. 404, 19-26 (1999).</li><li>Steinman, A. D., Reddy, K. R., O&#8217;Connor, G. A., Schelske, C. L., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> Phosphorus in Lake Okeechobee: sources, sinks, and strategies. In: Phosphorus Biogeochemistry of Subtropical Ecosystems: Florida as a case example. , 527-544 (1999).</li><li>Mortimer, C. H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=The+exchange+of+dissolved+substances+between+mud+and+water+in+lakes.">The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes.</a> J. Ecol. 29, 280-329 (1941).</li><li>Marsden, M. W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Lake+restoration+by+reducing+external+phosphorus+loading:+the+influence+of+sediment+phosphorus+release.">Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release.</a> Freshwater Biol. 21, 139-162 (1989).</li><li>S&#248;ndergaard, M., Jensen, J. P., Jeppesen, E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Role+of+sediment+and+internal+loading+of+phosphorus+in+shallow+lakes.">Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 506-509, 135-145 (2003).</li><li>Selig, U. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Particle+size-related+phosphate+binding+and+P-release+at+the+sediment-water+interface+in+a+shallow+German+lake.">Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake.</a> Hydrobiologia. 492, 107-118 (2003).</li><li>Steinman, A. D., Nemeth, L., Nemeth, E., Rediske, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Factors+influencing+internal+P+loading+in+a+western+Michigan,+drowned+river-mouth+lake.">Factors influencing internal P loading in a western Michigan, drowned river-mouth lake.</a> J. N. Am. Benthol. Soc. 25, 304-312 (2006).</li><li>N&#252;rnberg, G. K. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Assessing+internal+phosphorus+load&#8212;problems+to+be+solved.">Assessing internal phosphorus load&#8212;problems to be solved.</a> Lake Reservoir Manag. 25, 419-432 (2009).</li><li>N&#252;rnberg, G. K., LaZerte, B. D., Loh, P. S., Molot, L. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Quantification+of+internal+phosphorus+load+in+a+large,+partially+polymictic+and+mesotrophic+Lake+Simcoe,+Ontario.">Quantification of internal phosphorus load in a large, partially polymictic and mesotrophic Lake Simcoe, Ontario.</a> J. Great Lakes Res. 39, 271-279 (2013).</li><li>N&#252;rnberg, G. K., Tarvainen, M., Ventell&#228;, A. -. M., Sarvala, J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Internal+phosphorus+load+estimation+during+biomanipulation+in+a+large+polymictic+and+mesotrophic+lake.">Internal phosphorus load estimation during biomanipulation in a large polymictic and mesotrophic lake.</a> Inland Waters. 2, 147-132 (2012).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M., Luttenton, M., Miranda, F. R., Bernard, L. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> An analysis of internal phosphorus loading in White Lake Michigan. In: Lake Pollution Research Progress. , 311-325 (2008).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ecological+effects+after+an+alum+treatment+in+Spring+Lake+Michigan.">Ecological effects after an alum treatment in Spring Lake Michigan.</a> J. Env. Qual. 37, 22-29 (2008).</li><li>Steinman, A. D., Ogdahl, M. E. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Macroinvertebrate+response+and+internal+phosphorus+loading+in+a+Michigan+Lake+after+alum+treatment.">Macroinvertebrate response and internal phosphorus loading in a Michigan Lake after alum treatment.</a> J. Env. Qual. 41, 1540-1548 (2012).</li><li>Fisher, M. M., Brenner, M., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=A+simple,+inexpensive+piston+corer+for+collecting+undisturbed+sediment/water+interface+profiles.">A simple, inexpensive piston corer for collecting undisturbed sediment/water interface profiles.</a> J. Paleolimnol. 7, 157-161 (1992).</li><li>Carpenter, S. R., Bolgrien, D., Lathrop, R. C., Stow, C. A., Reed, T., Wilson, M. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ecological+and+economic+analysis+of+lake+eutrophication+by+nonpoint+pollution.">Ecological and economic analysis of lake eutrophication by nonpoint pollution.</a> Aus. J. Ecol. 23, 68-79 (1998).</li><li>Smith, V. H., Pace, M. L., Groffman, P. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=.">.</a> Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In: Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science. , 7-49 (1998).</li><li>Pretty, J. N., Mason, C. F., Nedwell, D. B., Hine, R. E., Leaf, S., Dils, R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Environmental+costs+of+freshwater+eutrophication+in+England+and+Wales.">Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales.</a> Env. Sci. Technol. 37, 201-208 (2003).</li><li>Carpenter, S. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Eutrophication+of+aquatic+ecosystems:+Bistability+and+soil+phosphorus.">Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus.</a> Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 102, 10002-10005 (2005).</li><li>Hansson, L. -. A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Biomanipulation+as+an+application+of+food+chain+theory:+constraints,+synthesis+and+recommendations+for+temperate+lakes.">Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes.</a> Ecosystems. 1, 558-574 (1998).</li><li>Moore, P. A., Reddy, K. R. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Role+of+Eh+and+pH+on+phosphorus+geochemistry+in+sediments+of+Lake+Okeechobee,+Florida.">Role of Eh and pH on phosphorus geochemistry in sediments of Lake Okeechobee, Florida.</a> J. Env. Qual. 23, 955-964 (1994).</li><li>Jensen, H. S., Kristensen, P., Jeppesen, E., Skytthe, A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Iron:phosphorus+ratio+in+surface+sediment+as+an+indicator+of+phosphate+release+from+aerobic+sediments+in+shallow+lakes.">Iron:phosphorus ratio in surface sediment as an indicator of phosphate release from aerobic sediments in shallow lakes.</a> Hydrobiologia. 235-236, 731-743 (1992).</li><li>Roychoudhury, A. N., Viollier, E., Van Cappellen, P. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=A+plug+flow-through+reactor+for+studying+biogeochemical+reactions+in+undisturbed+aquatic+sediments.">A plug flow-through reactor for studying biogeochemical reactions in undisturbed aquatic sediments.</a> App. Geochem. 13, 269-280 (1998).</li></ol>

Los autores no tienen nada que revelar.

La carga de nutrientes a los lagos puede resultar en ambos deterioros ambientales y económicos 21-23, por lo tanto, es crucial que la sociedad entienda la naturaleza de las fuentes de nutrientes y cómo manejarlos. Tentativas costosas para reducir la carga de nutrientes no pueden mejorar la calidad del agua si la fuente que contribuye apropiada (es decir, sedimentos lacustres o entradas de cuencas) no está destinada a la acción de manejo, lo que resulta en retrasos en la restauración del lago y la frustración por parte de los interesados. Particularmente en los lagos eutróficos poco profundas, la cuantificación de la carga de fósforo interno es un paso crítico en la identificación de una estrategia de gestión para mejorar las condiciones de calidad del agua. Incluso cuando los sedimentos están implicadas como una fuente importante de nutrientes, la reducción de la carga externa P deben ser incluidos en cualquier estrategia de gestión del lago para el alivio de la eutrofización, ya que las entradas externas de P acumulan en última instancia, en los sedimentos y el combustible futuro de carga interna 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Aunque existen otros enfoques para estimar la carga interna P, determinación experimental de las velocidades de liberación P es un método directo que se puede ajustar para responder a una variedad de cuestiones de gestión y de investigación. Incubaciones de laboratorio de muestras de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan, se utilizaron para determinar la eficacia potencial de un tratamiento de alumbre 2 y la concentración de aplicación más eficiente 13. Como resultado de los hallazgos de estos estudios basados ​​en laboratorio, los interesados ​​desarrollaron su confianza en que el tratamiento de alumbre puede controlar la liberación de P en sedimentos en Spring Lake. En consecuencia, aprobaron una evaluación de 10 años para financiar un tratamiento alumbre; posteriores incubaciones núcleo de sedimentos revelaron que el tratamiento fue eficaz en la reducción de sedimentos P flujo 1 año 18 y 5 años 19 después del tratamiento. Incubaciones núcleo de sedimento también se han utilizado para evaluar los efectos de la resuspensión de sedimentos 13 </sup&gt; y bioturbación (G. Nogaro y A. Harris, datos no publicados) sobre la liberación de P. Varios análisis de sedimentos adicionales se pueden realizar en conjunto con las incubaciones núcleo para proporcionar información que sea útil en la interpretación de resultados de liberación de sedimentos P. Los 5 o 10 cm superiores de los sedimentos se pueden extruir a partir de núcleos de análisis de TP sedimentos, SRP intersticial, P fraccionamiento secuencial y metales 4,18,19. Un ejemplo de P fraccionamiento secuencial 26 que puede ser útil en los estudios de carga internos implica determinar la cantidad de P unido al 1) de aluminio (Al-P) o hierro (Fe-P), que representa un redox insensible (Al-P) y un sensible a redox (Fe-P) asociación mineral que puede llegar a ser soluble en condiciones anóxicas, y 2) de calcio (Ca-P) o magnesio (Mg-P), que son ambas asociaciones minerales estables. Además, los sedimentos Fe: P se pueden calcular para proporcionar una visión sobre el potencial de capacidad de unión P-de sedimentos. Sedimentos ricos en hierro que quedanoxidado han demostrado que la liberación muy poco cuando P Fe: P están por encima de 15 (en peso) 27. Estos análisis de sedimentos adicionales se pueden realizar en los núcleos después de la incubación de carga interna 4,18,19, o en núcleos replicadas tomadas en el momento de la recogida del núcleo de carga interna, pero no se utilizan para las mediciones de la velocidad de liberación. A pesar de los beneficios de la determinación experimental de los sedimentos P de flujo, el enfoque no es sin limitaciones. Una serie de hipótesis a menudo debe hacerse que puede añadir incertidumbre a los resultados: <ul><li> Una de las hipótesis es que las tasas de liberación de los núcleos de sedimentos son representativos de las condiciones en el lago de estudio. Para minimizar el impacto de este supuesto, las estrategias de muestreo deben ser diseñados para representar a la mayor cantidad de la variabilidad espacial y temporal de lo posible en la liberación de P de sedimento. Sitios de muestreo deben abarcar tanto rango geográfico posible dentro de un lago para capturar la variación espacial de characterist sedimentosics 2. Si está disponible, los mapas batimétricos se pueden utilizar para seleccionar los sitios que son representativos de la gama de profundidades inferiores en el lago. Otras consideraciones para la captura de la variación espacial incluyen la ubicación de las principales entradas tributarias y la presencia de cuencas lacustres distintas. Cuando sea posible, las incubaciones de laboratorio deben llevarse a cabo durante cada temporada sin hielo y durante varios años para capturar la variación temporal de las tasas de liberación. </li><li> Un segundo supuesto es que las condiciones de incubación son representativos de las condiciones naturales. Una condición anóxica constante crea una situación óptima para la liberación de P, el cual puede no ocurrir de forma natural en el lago estudio. Por lo tanto, los tratamientos anóxicos puede sobreestimar la liberación de P de sedimento, por lo tanto, puede que sea mejor pensar en las tasas de liberación medidos en tratamientos anóxicos como las tasas potenciales máximos. </li><li> Para el cálculo de la carga P interna anual, se deben hacer suposiciones acerca de la fecha, la duración y el alcance espacial de anoxia hipolimnética.Por ejemplo, en lagos fuertemente estratificadas con profundidad de agua relativamente consistente y confirmados anoxia hipolimnética, algunos estudios han supuesto que toda la zona del lago es anóxico durante los períodos de estratificación con el propósito de estimar la carga P interna anual de 2,4. Sin embargo, esto puede dar lugar a una sobreestimación de la carga debido a los sedimentos óxicas en las zonas someras litorales 4. Por lo tanto, una estrategia de monitoreo de oxígeno disuelto integral que captura diel, estacional y variabilidad espacial en estado redox es muy recomendable para la estimación exacta de carga interna anual. </li><li> Por último, las incubaciones de laboratorio pueden introducir artefactos experimentales debido a la incapacidad para simular completamente condiciones naturales. Por ejemplo, debido a que los sedimentos están encerrados en tubos centrales, el intercambio de agua a través de los sedimentos permeables se excluye, sin embargo, es posible diseñar tubos centrales de flujo a través que mitigan este problema 28. Otros artefactos incluyen la incapacidad para imitar importantemezclando eventos o acción de olas de viento, lo que podría alterar la integridad de los sedimentos en los sistemas naturales. </li></ul> Dado que el enfoque de incubación núcleo de sedimento puede ser utilizado para generar las estimaciones de carga interno P razonables en tan sólo un año (aunque varios años de datos proporcionan información más robusta), que es una valiosa herramienta para informar las decisiones de gestión lago. Cuando se utiliza para desarrollar planes de manejo lago o de restauración, puede ayudar a asegurar el uso racional de los recursos financieros. En los lagos, donde ya se ha producido la gestión de carga interno P, incubaciones núcleo de sedimento pueden comprobar la eficacia del tratamiento y se utiliza para modificar la trayectoria de la gestión, si se justifica.

Como un número cada vez mayor de los lagos de todo el mundo sufren de eutrofización cultural, la determinación de las causas de la degradación de la calidad del agua es cada vez más importante para la gestión del lago y la restauración. El fósforo (P) de carga a los lagos está generalmente implicado en la eutrofización, ya que es más a menudo el nutriente que limita el crecimiento de las algas 1. Históricamente, la cuantificación de la carga P a los lagos se centró en fuentes externas, o P originarios de la cuenca a través de fuentes puntuales y no puntuales. Sin embargo, la carga interna de los sedimentos lacustres puede dar cuenta de una gran parte, si no la mayoría, de la carga total de P en lagos eutróficos 2-5. Así, incluso las reducciones sustanciales en la carga externa a los lagos pueden dejar de dar lugar a la mejora de calidad del agua debido al efecto primordial de P liberación de sedimentos 5-8. Debido a las implicaciones ecológicas y sociales de P la carga, incluidos el costo y la dificultad de control de P, es fundamental que las cargas de P seanidentificado con precisión antes de la promulgación de una estrategia de gestión. Por lo menos dos mecanismos diferentes son responsables de la liberación de fósforo de los sedimentos. 1) Durante los períodos de anoxia o hipoxia, condiciones reductoras pueden dar lugar a la desorción de fosfato de oxihidróxidos de hierro en la interfase agua-sedimento, causando difusión de fosfato disuelto de los sedimentos en la columna de agua 9-11. 2) La perturbación de la superficie del sedimento, a través de la resuspensión y bioturbación inducida por el viento, puede dar lugar a la liberación de P en la columna de agua por cualquiera de desorción de P a partir de partículas de sedimentos resuspendidos o liberación de P disuelto del agua intersticial de sedimentos a la columna de agua , respectivamente 11-13. Tres enfoques principales se encuentran disponibles para la cuantificación de carga interna de P a los lagos 14,15. (1) En mediciones in situ de los cambios en la concentración de fósforo total hipolimnética (TP) con el tiempo se puede utilizar cuando la vigilanciase dispone de datos. Estimaciones de carga interna a base de las mediciones in situ sufren de alta variabilidad asociada con la variabilidad espacial y temporal inherente de los datos ambientales y pueden ser afectados por inadecuada frecuencia de monitoreo 14. (2) Balance de masa se puede utilizar para estimar la carga interna, cuando los presupuestos P completos se pueden construir. Sin embargo, es raro que se dispone de datos suficientes sobre los insumos de P y las exportaciones para la construcción de un presupuesto completo P 16. (3) las tasas de liberación de sedimentos P determinado experimentalmente-se pueden usar, en combinación con la información sobre la extensión del área y la duración de la liberación de P (es decir, período anóxico), para calcular la carga P interna. Este es un método directo de cuantificación de carga interno P, aunque también tiene limitaciones (ver más abajo). Debido a que las decisiones de gestión a menudo se deben hacer en el tiempo comprimido escalas debido a las restricciones de financiación o las presiones sociales, la determinación experimental de P internacarga puede tener mayor utilidad para una administración lago y la restauración, ya que requiere menos tiempo y los datos de la enfoques in situ y de balance de masa. Incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos, junto con el seguimiento de las cargas externas, se han utilizado para determinar las contribuciones relativas de las cargas de P internos y externos, con el objetivo de orientar las decisiones de gestión para optimizar el control de la fuente de nutrientes 2,4,17. En dos lagos de Michigan con un amplio desarrollo del litoral y altos porcentajes de superficie impermeable (&gt; 25%) en las subcuencas directamente adyacentes al lago, carga P interna se calcula que representa hasta el 80% de la carga total de P, lo que provocó recomendaciones para enfocar los esfuerzos de gestión en la reducción de sedimentos 2,4 liberación P. Por el contrario, los estudios experimentales de sedimentos de un lago de menor desarrollo en la misma región mostraron que la carga interna compuesta sólo el 7% de la carga total de P, lo que provocó una recomendación de centrar las estrategias de gestión de P en el watershed 17. Experimentos núcleo de sedimento también se han utilizado en un lago de Michigan para determinar la eficacia potencial de sulfato de aluminio (alumbre) de tratamiento para reducir las tasas de liberación de sedimentos P 2, el alumbre más eficiente dosificación y la concentración de los efectos de la resuspensión de sedimentos 13, y la eficacia de un en el tratamiento de alumbre situ 1 año 18 y 5 años 19 después del tratamiento. Determinación experimental de la carga P interna es un método eficaz para proporcionar respuestas a las preguntas clave de la gerencia en los lagos eutróficos.

<table 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

La eutrofización es un problema de la calidad del agua en los lagos de todo el mundo, y hay una necesidad crítica para identificar y controlar las fuentes de nutrientes. Fósforo Interna (P) la carga de sedimentos lacustres puede dar cuenta de una parte sustancial de la carga total de P en eutróficos y algunos mesotróficas, lagos. Determinación de laboratorio de las tasas de liberación de P de los núcleos de sedimentos es un método para determinar el papel de la carga interna de P y orientar las decisiones de gestión. Existen dos principales alternativas a la determinación experimental de la liberación de P de sedimento para la estimación de la carga interna: mediciones in situ de los cambios en P hipolimnética más de tiempo y balance de masa P. El enfoque experimental utilizando las incubaciones de sedimentos en laboratorio para cuantificar la carga P interna es un método directo, por lo que es una valiosa herramienta para la gestión del lago y de la restauración. Incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos pueden ayudar a determinar la importancia relativa de frente interno cargas P externos,así como ser utilizada para responder a una variedad de preguntas sobre la gestión del lago y de investigación. Se ilustra el uso de las incubaciones núcleo de sedimento para evaluar la eficacia de un sulfato de aluminio (alumbre) de tratamiento para reducir la liberación de P sedimentos. Otras preguntas de investigación que pueden ser investigados utilizando este enfoque incluyen los efectos de la resuspensión de sedimentos y bioturbación sobre la liberación de P. El enfoque también tiene limitaciones. Hay que hacer hipótesis con respecto a: la extrapolación de los resultados de los núcleos de sedimentos en todo el lago, decidir sobre qué periodos de tiempo para medir la liberación de nutrientes, y hacer frente a posibles artefactos tubo central. Una estrategia de monitoreo de oxígeno disuelto integral para evaluar el estado redox temporal y espacial en el lago proporciona una mayor confianza en la carga anual de P estimados a partir de las incubaciones núcleo de sedimentos.

P liberación interna se midió a partir de núcleos de sedimento recolectadas en Mona Lake, Michigan, para identificar la contribución relativa de los internos frente a las cargas de P externos 4. Cuatro sitios fueron muestreados durante tres temporadas para estimar la carga P interna anual, lo que representa la variación espacial de P flujo. Núcleos de sedimento fueron incubados durante 20-28 días en condiciones anóxicas y óxicas, y la columna de agua suprayacente se tomaron muestras de las concentraciones de TP SRP ya intervalos regulares durante el período de incubación. El tratamiento anóxico desencadenó SRP y la liberación TP de los sedimentos, sin embargo, estamos presentando sólo los resultados de flujo TP con fines ilustrativos. Concentraciones de TP fueron más altas durante el verano en los tratamientos anóxicos, y la variabilidad espacial en la liberación de TP fue evidente en todas las estaciones (Figura 1). La media de flujo de TP interna fue menos de 1,4 mg de P / m 2 / día en todos los núcleos óxicas; valores de flujo negativas en 3 de los 4 sitios durante el otoño indicaron que los sedimentos óxicas estaban actuando como un sumidero en lugar de una fuente de P durante esa temporada 4 (Tabla 1). Las tasas de liberación de TP fueron considerablemente más altos en los núcleos de anoxia, con flujo tan alto como 15,56 mg P / m 2 / día durante el verano y tan bajas como 0,80 mg P / m 2 / día en el muelle 4 (Tabla 1). Se utilizaron estos valores de flujo para calcular el flujo estacional P interno basado en las condiciones de oxígeno disuelto medido en el momento de la recogida de núcleo de sedimento 4. Estacional carga interna P se calculó mediante la ampliación del flujo en cada sitio a la zona de superficie de la zona geográfica correspondiente 4; valores estacionales se sumaron para estimar la carga interna P anual, asumiendo 0 flujo durante el invierno. Carga P interna anual se estimó en 3,4 toneladas métricas, con la mayoría de la carga que ocurren durante el verano (Tabla 2). Comparando estos resultados con las estimaciones de carga externa P concurrentes, se estimó que los sedimentos en Mona Lake contribuciónte entre el 9-82% de la carga P total anual 4 (Tabla 2). Se realizó una serie de experimentos en Spring Lake, Michigan, para determinar 1) la eficacia potencial del tratamiento de sulfato de aluminio (alumbre) en la reducción de carga interna de P 2 y 2) la eficacia de un tratamiento en alumbre in situ 18,19. Los experimentos de laboratorio que simulan una aplicación a nivel del lago de alumbre demostraron una disminución dramática en la liberación de P interno con el tratamiento 2 (Figura 2). Al igual que en el ejemplo anterior, presentamos único lanzamiento TP de estos experimentos como resultados representativos. En núcleos anóxicas sin tratamiento alumbre (simulando condiciones de verano naturales en los sedimentos del lago spring), las concentraciones medias de TP en la columna de agua llegó a más de 1,2 mg / L (Figura 2). En contraste, los núcleos anóxicas dosificados con alumbre tenían virtualmente ninguna liberación P y concentraciones no fueron diferentes de cualquiera delos tratamientos óxicas 2 (Figura 2). Una incubación núcleo de sedimento realizado 1 año después de la aplicación de todo el lago de alumbre en Spring Lake reveló que el tratamiento fue muy eficaz en la reducción de la liberación de P de sedimento, con tasas de liberación similares entre los tratamientos anóxicos y óxicas 18 (Figura 3). Cuando el experimento se repitió 5 años después del tratamiento con alumbre, liberación TP mantuvo sustancialmente más bajo que el tratamiento previo, pero fue mayor que mide 1 año después del tratamiento, lo que sugiere un ligero descenso en la eficacia del alumbre 19 (Figura 3B). <img alt="Figura 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Figura 1. (TP) concentraciones (mg / L) de fósforo total medido durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Mona Lake, Michigan, durante. muelle (A), verano (B), y la caída (C) 4 TP se midió en las aguas que la bañan los núcleos de sedimentos de 4 sitios lacustres más de un 20 - a 28 días de incubación. La carta en la leyenda se refiere al estado de óxido-reducción (A = tratamiento anóxico; O = tratamiento óxica), el número se refiere a replicar el número (1-3). Tenga en cuenta las diferentes escalas en los ejes-y entre temporadas. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Haz clic aquí para ver la imagen más grande.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> Sitio </td><td> Flujo anóxico, mg P / m 2 / día </td><td> Flujo Oxic, mg P / m 2 / día </td></tr><tr><td rowspan="4"> Primavera </td><td> 1 </td><td> 2,77 ± 1,53 </td><td> 0,25 ± 0,01 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,82 ± 0,83 </td><td> 0,26 ± 0,23 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 0,80 &amp; #177; 0,07 </td><td> 0,17 ± 0,07 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 1,15 ± 0,71 </td><td> 0,12 ± 0,04 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Verano </td><td> 1 </td><td> 7,06 ± 2,57 </td><td> 0,46 ± 0,24 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 9,27 ± 5,99 </td><td> 1,36 ± 0,73 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 15.56 ± 1.00 </td><td> 0,90 ± 0,29 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 13,63 ± 1,82 </td><td> 0,59 ± 0,41 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Caer </td><td> 1 </td><td> 4,48 ± 1,56 </td><td> -0.66 ± 0.22 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,87 ± 0,97 </td><td> -1.14 ± 0.93 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 3,10 ± 4,08 </td><td> 0,51 ± 0,13 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 6,46 ± 4,66 </td><td> -0,79 ± 0,23 </td></tr></tbody></table> Tabla 1. Media (± DE) máximo<html> flujo aparente TP (mg de P / m 2 / día) en los núcleos de sedimentos recogidos de Mona Lake, Michigan, y se incubaron en condiciones anóxicas y óxicas 4. flujo se calculó a partir del cambio en las concentraciones de TP con el tiempo, que se muestra en la Figura 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> P Interna Carga, t </td><td> P externo Carga, t </td><td> Carga interna Contribución,% </td></tr><tr><td> Primavera </td><td> 0.055 </td><td> 0.557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Verano </td><td> 2.272 </td><td> 0.862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Caer </td><td> 1.127 </td><td> 0.242 </td><td> 82.3% </td></tr><tr><td> Invierno </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Anual </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>contenido &quot;&gt; Cuadro 2. Las estimaciones anuales y estacionales internos de carga P (toneladas métricas, t) para Mona Lake, Michigan, calculado con base en el flujo máximo aparente TP 4 (que se muestra en la Tabla 1). estimaciones de carga interno P estacionales son comparados con P externo carga estima para determinar la contribución de la carga interna de la carga P total. <img alt="Figura 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figura 2. La media (± DE) TP concentraciones (mg / L) mide durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan, y experimentalmente trató con sulfato de aluminio (alumbre) mediante procesos aeróbicos y anóxicos 2. TP se midió en la columna de agua suprayacente núcleos de sedimentos más de un período de incubación de 20 días. Esta cifra ha sido modificado de Steinman et al. 2 reimpreso porPermiso, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Haga clic aquí para ver la imagen más grande.</a> <img alt="Figura 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> Figura 3. La media (± DE) TP concentraciones (mg / L), medido durante las incubaciones de laboratorio de núcleos de sedimentos recogidos de Spring Lake, Michigan 1 año después de 18 (A) y 5 años después del 19 (B) una aplicación a nivel del lago de alumbre. Núcleos de sedimento fueron sometidos a tratamientos óxicas y anóxicas y la columna de agua que recubre Se tomaron muestras para la concentración de TP en un 22-día (A) a 25 días (B) de incubación. Esta cifra ha sido modificado de Steinman et al 18;. Panel A y Steinman et al 19;. Panel B </strong&gt;. Reproducido con permiso, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Haga clic aquí para ver la imagen más grande.</a>

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

Lago eutrofización es un problema de la calidad del agua en todo el mundo, por lo que la necesidad de identificar y controlar las fuentes de nutrientes críticos. Determinación de laboratorio de las tasas de liberación de fósforo de los núcleos de sedimentos es un enfoque valioso para determinar el papel de la carga de fósforo interno y orientar las decisiones de gestión.

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

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

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17.2K vistas.  Grand Valley State University.  Lago eutrofización es un problema de la calidad del agua en todo el mundo, por lo que la necesidad de identificar y controlar las fuentes de nutrientes críticos. Determinación de laboratorio de las tasas de liberación de fósforo de los núcleos de sedimentos es un enfoque valioso para determinar el papel de la carga de fósforo interno y orientar las decisiones de gestión. 

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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.

Determinación de la actividad enzimática extracelular microbiana en aguas, suelos y sedimentos de los que utilizan y alto rendimiento de microplacas Ensayos

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

Investigación

Medio ambiente

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.

Estimación Laboratorio de red trófica eficiencias de transferencia de los congéneres de PCB a la trucha de lago (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) Desde Su Presa

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.

Medición de Flujo de Gas de efecto invernadero procedentes de los suelos agrícolas Usando cámaras estáticas

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.

Desarrollo de sulfidogénicos lodos de sedimentos marinos y tricloroetileno Reducción en un reactor anaerobio de flujo ascendente Manta lodos

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.

ADN-ARN simultánea extracción de los sedimentos costeros y cuantificación de 16S rRNA genes y las transcripciones de PCR en tiempo real

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.

Protocolo experimental para la producción de biodiesel con Aislamiento de alquenonas como Coproductos de Comercial<em&gt; Isochrysis</em&gt; La biomasa de algas

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.

Un sistema de exposición de flujo continuo para la evaluación de sedimentos suspendidos efectos sobre la vida acuática

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.

Desarrollo de<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Como Mycoinsecticide: Del aislamiento al funcionamiento del campo

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.

Preparación de pirita autígena de sedimentos de metano-cojinete para In Situ las análisis de isótopos de azufre en usar 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.

Procedimiento optimizado para la determinación de la adsorción de los fosfonatos en hidróxido férrico Granular utilizando un método de determinación de fósforo miniaturizados

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