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

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

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Les auteurs n&#39;ont rien à révéler.

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

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

<table 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

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

P communiqué interne a été mesurée à partir des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, de déterminer la contribution relative des charges par rapport interne P externes 4. Quatre sites ont été échantillonnés sur trois saisons pour estimer la charge annuelle de P interne, pour expliquer la variation spatiale dans le flux du P. Les carottes de sédiments ont été incubées pendant 20 à 28 jours dans des conditions anoxiques et oxiques, et la colonne d&#39;eau sus-jacente a été échantillonné pour SRP et concentrations de PT à intervalles réguliers au cours de la période d&#39;incubation. Le traitement anoxique déclenché SRP et TP libération des sédiments, mais nous présentons seulement les résultats TP de flux à des fins d&#39;illustration. Concentrations de PT étaient les plus élevés pendant l&#39;été dans les traitements anoxiques, et la variabilité spatiale dans le TP libération était évident pendant toutes les saisons (figure 1). Signifier flux de TP interne était inférieure à 1,4 mg de P / m 2 / jour dans tous les noyaux oxique; valeurs de flux négatifs à trois des quatre sites au cours de chute ont indiqué que les sédiments oxiques ont agi comme un évier plutôt qu&#39;une source de P au cours de cette saison 4 (Tableau 1). TP taux de libération étaient considérablement plus élevés dans les noyaux anoxiques, avec un flux aussi élevé que 15,56 mg P / m 2 / jour en été et aussi bas que 0,80 mg P / m 2 / jour au printemps 4 (Tableau 1). Ces valeurs de flux ont été utilisés pour calculer saisonnière P flux interne en fonction des conditions d&#39;oxygène dissous mesurées au moment de la collecte de base sédiments 4. Saisonnier charge interne de P a été calculé en multipliant les flux sur chaque site pour la superficie de la zone géographique correspondant 4; valeurs saisonnières ont été additionnées pour estimer la charge annuelle de P interne, en supposant 0 flux pendant l&#39;hiver. Charge annuelle interne de P a été estimée à 3,4 tonnes, avec la majorité de la charge se produisant pendant l&#39;été (tableau 2). En comparant ces résultats avec les estimations de charge externe P simultanées, il a été estimé que les sédiments dans le lac Mona contributionte entre 9-82% de la charge annuelle totale de P 4 (Tableau 2). Une série d&#39;expériences a été menée à Spring Lake, Michigan, afin de déterminer 1) l&#39;efficacité potentielle de sulfate d&#39;aluminium (alun) traitement dans la réduction interne P chargement 2 et 2) l&#39;efficacité d&#39;un traitement à l&#39;alun in situ dans 18,19. Des expériences en laboratoire simulant une application d&#39;alun lac échelle ont démontré une baisse spectaculaire de la libération de P interne avec le traitement 2 (figure 2). Comme dans l&#39;exemple ci-dessus, nous présentons seulement TP libération de ces expériences comme des résultats représentatifs. Dans noyaux anoxiques sans traitement à l&#39;alun (simulant les conditions naturelles d&#39;été dans les sédiments Spring Lake), les concentrations moyennes de PT dans la colonne d&#39;eau sus-jacente a atteint plus de 1,2 mg / L (figure 2). En revanche, les noyaux anoxiques dosés avec de l&#39;alun n&#39;ont pratiquement pas la libération de P et les concentrations n&#39;étaient pas différentes de l&#39;une desles traitements de oxiques 2 (figure 2). Un noyau incubation de sédiments réalisée 1 an après l&#39;application du lac à l&#39;échelle de l&#39;alun dans Spring Lake a révélé que le traitement a été très efficace à réduire les sédiments P de presse, avec des taux de libération similaires entre les traitements anoxiques et oxiques 18 (figure 3A). Lorsque l&#39;expérience a été répétée 5 ans après le traitement de l&#39;alun, TP libération est resté sensiblement inférieur prétraitement mais était supérieure à celle mesurée 1 an après le traitement, ce qui suggère une légère diminution de l&#39;efficacité de l&#39;alun 19 (figure 3B). <img alt="Figure 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Figure 1. Phosphore total (TP) des concentrations (mg / L) mesurée lors des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans le lac Mona, Michigan, pendant. ressort (A), été (B), et à l&#39;automne (C) 4 TP a été mesurée dans les carottes de sédiments d&#39;eau recouvrant de 4 sites lacustres sur un 20 - à 28 jours d&#39;incubation. La lettre de la légende se réfère à potentiel redox (A = traitement anoxique; O = traitement oxydant), le nombre se réfère à reproduire nombre (1-3). Notez les différentes échelles sur les axes y entre saisons. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Site </td><td> Flux anoxique, P mg / m 2 / jour </td><td> Flux oxydant, P mg / m 2 / jour </td></tr><tr><td rowspan="4"> Printemps </td><td> 1 </td><td> 2,77 ± 1,53 </td><td> 0,25 ± 0,01 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,82 ± 0,83 </td><td> 0,26 ± 0,23 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 0,80 &amp; #177; 0.07 </td><td> 0,17 ± 0,07 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 1,15 ± 0,71 </td><td> 0,12 ± 0,04 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Été </td><td> 1 </td><td> 7,06 ± 2,57 </td><td> 0,46 ± 0,24 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 9,27 ± 5,99 </td><td> 1,36 ± 0,73 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 15.56 ± 1.00 </td><td> 0,90 ± 0,29 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 13,63 ± 1,82 </td><td> 0,59 ± 0,41 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Tomber </td><td> 1 </td><td> 4,48 ± 1,56 </td><td> -0,66 ± 0,22 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2,87 ± 0,97 </td><td> -1,14 ± 0,93 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 3.10 ± 4.08 </td><td> 0,51 ± 0,13 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 6,46 ± 4,66 </td><td> -0,79 ± 0,23 </td></tr></tbody></table> Tableau 1. Moyenne (± écart-type) maximale<html> flux apparent de TP (mg P / m 2 / jour) dans les carottes de sédiments prélevés Mona Lake, Michigan, et incubés dans des conditions anoxiques et oxiques 4. Flux a été calculé à partir de l&#39;évolution des concentrations TP au fil du temps, de la figure 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Saison </td><td> Interne P Charge, t </td><td> Externe P Charge, t </td><td> Charge interne Contribution,% </td></tr><tr><td> Printemps </td><td> 0,055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Été </td><td> 2.272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Tomber </td><td> 1.127 </td><td> 0,242 </td><td> 82,3% </td></tr><tr><td> Hiver </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Annuel </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>contenu »&gt; Tableau 2. des estimations annuelles et saisonnières internes P charge (tonnes métriques, t) pour Mona Lake, Michigan, calculé sur la base de flux maximum de TP apparent 4 (voir tableau 1). estimations de la charge interne de P saisonniers sont comparés à P externe charge estime pour déterminer la contribution de la charge interne de la charge totale de phosphore. <img alt="Figure 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figure 2. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan, et expérimentalement traitée avec du sulfate d&#39;aluminium (alun) dans des conditions oxiques et anoxiques 2. TP a été mesurée dans le recouvrement de la colonne d&#39;eau carottes sédimentaires sur une période d&#39;incubation de 20 jours. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al. 2 Reproduit avecAutorisation, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a> <img alt="Figure 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> Figure 3. Moyenne (± écart-type) TP concentrations (mg / L) mesurée au cours des incubations de laboratoire des carottes de sédiments prélevés dans Spring Lake, Michigan 1 an après la 18 (A) et 5 ans après 19 (B) une application d&#39;alun lac entier. Carottes de sédiments ont été soumis à des traitements anoxiques et oxiques et la colonne d&#39;eau sus-jacente a été prélevée pour la concentration de PT-dessus d&#39;un 22 jours (A) à 25 jours (B) l&#39;incubation. Ce chiffre a été modifié depuis Steinman et al 18;. Panneau A et Steinman et al 19;. Panneau B </strong&gt;. Reproduit avec permission, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Cliquez ici pour agrandir l&#39;image.</a>

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

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

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

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

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17.2K vues.  Grand Valley State University.  L'eutrophisation des lacs est une question de qualité de l'eau dans le monde entier, faisant de la nécessité d'identifier et de contrôler les sources de nutriments essentiels. Détermination en laboratoire de phosphore à partir de carottes de sédiments de libération est une approche utile pour déterminer le rôle de la charge interne de phosphore et d'orienter les décisions de gestion. 

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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.

Détermination de l&#39;activité enzymatique microbienne extracellulaire dans les eaux, les sols et les sédiments de haut débit microplaques dosages

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

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Environnement

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.

Laboratoire Estimation des gains en efficience de transfert net trophiques des congénères de PCB dans le lac Trout (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) De sa proie

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.

Mesure du flux de gaz à effet de serre provenant des sols agricoles utilisant statiques 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.

Développement de sulfurogènes boues de sédiments marins et la réduction de trichloroéthylène dans une couverture Réacteur à refoulement de boue anaérobie

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.

ARN-ADN Extraction simultanée de sédiments côtiers et Quantification de 16S ARNr et Transcriptions par PCR en temps réel

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.

Protocole expérimental pour la production de biodiesel avec Isolement de alkénones comme coproduits de Commercial<em&gt; Isochrysis</em&gt; Biomasse algale

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 système d&#39;exposition accréditives pour l&#39;évaluation de suspension Sédiments effets sur la vie aquatique

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.

Développement de<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; En tant que myco-insecticide: de l&#39;isolement au rendement sur le terrain

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.

Préparatifs de Pyrite authigènes de méthane-sédiments In Situ analyse isotopique du soufre à l’aide de 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.

Procédure optimisée pour la détermination de l’Adsorption de Phosphonates sur hydroxyde ferrique granulaire, en utilisant une méthode de dosage de phosphore miniaturisé

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