המחברים בתודה להכיר את סיוע השדה ומעבדה הניתן על ידי ג&#39;יימס סמית וקורט תומפסון. מימון למחקרים מקוריים שעבורו פרוטוקול זה פותח סופק על ידי Spring Lake-Lake המועצה 2,13,18,19; מחלקת מישיגן הסביבה 4 איכות; וג&#39;ים דאנקן, דייב פרחאת, ולשכת הנשיא בגרנד עמק המדינה אוניברסיטת 17.

1. דגימת שדה <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לנהל דגימת פעם אחת במהלך כל עונה ללא קרח (לפי עניין) ל1-2 שנים, אם זה אפשרי (3 פעמים כלומר / שנה באקלים ממוזג בצפון). אם זמן ו / או קופות לאסור דגימה עונתית, לנהל דגימה אחת לשנה באמצע עד סוף הקיץ. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> בחרו אתרי איסוף משקעים כדי לכסות אזורים גיאוגרפיים שונים בתוך האגם. מיקומי בחירה קרובים לאיכות היסטורית מים ו / או באתרי דגימת משקעים, כאשר זמינה, הוא לעתים קרובות רצויים לנצל נתונים היסטוריים. אחרת, תנסה לבחור באתרים המייצגים סוגי משקעים שונים באגם. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לנהל דגימת איכות מים לפני משקעי אוסף ליבה. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לכל הפחות, למדוד עומק מים ופרופילים אנכיים של טמפרטורת מים וחמצן מומס. מדידות קרוב תחתונה צריכים לקחת כמה שיותר קרובה למשקעי פני השטח ככל האפשר, מבלי להפריע למשקעים. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לאסוף כל ואט אחרנתוני איכות אה ודגימות שרצויות למלא את המטרות הספציפיות של המחקר. דוגמאות כוללות פרופילים אנכיים של pH, מוליכות ועכירות; עומק Secchi; קרינה פעילה photosynthetically פרופילים (PAR); כלורופיל; מינים וחנקן; זרחן המסיסים בתגובתי (SRP); זרחן הכולל (TP). </li></ol></li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> במיקום כל דגימה, למלא בקבוק 10 L עם מים שנאספו מ &#39;1 מעל פני השטח המשקעים באמצעות דורן ואן או בקבוק Niskin. זה ישמש בהגדרה הראשונית של ליבות משקעים במעבדה ועבור מילוי ליבות לאחר הדגימה במהלך דגירה. מניחים את הבקבוק בצידנית עם קרח. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לאסוף 6 ליבות משקעים לאתר באמצעות 2,20 corer בוכנה. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> עיין פישר et al. 20 לקבלת הוראות ספציפיות בנוגע לבנייה של מכשיר coring. בקצרה, מכשיר coring מורכב מצינור סיים 0.6 מ פוליקרבונט ארוך ליבה (7 id סנטימטר), פוליוויניל כלוריד (PVהרכבה מצורף C) לצימוד למוטות כונן אלומיניום, בוכנה הבנויה משני פקקי גומי ובורג עין, כבל בוכנה מצופה פלסטיק עם קליפ מסתובב, ומוטות כונן אלומיניום. להרכיב את מכשיר coring בהתאם לשלבים הבאים: <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> השחל את סוף הסרטון המסתובב של כבל הבוכנה דרך החלק העליון של ההרכבה המצורף PVC. לכוון את צינור ליבה עם חורי בורג פונים כלפי מעלה ולהאריך את הכבל דרך האורך של צינור הליבה. קליפ כבל הבוכנה לבורג עין פקק הבוכנה. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> צרף את צינור הליבה להרכבה המצורף PVC באמצעות פין מרכזי מנעול תיל. משוך את כבל הבוכנה לקדם 20 סנטימטר הבוכנה מהחלק התחתון של צינור הליבה כדי לשמור על שכבת מים על גבי פני שטח המשקעים במהלך איסוף ליבה. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> צרף מוט כונן אלומיניום לקצה השני של אסיפת הקובץ המצורף PVC באמצעות פין מרכזי מנעול תיל. מכשיר נמוך coring אנכית אל תוך המים, והוסיף קטעים נוספים של כונן אלומיניוםמוט בהתאם לצורך. </li></ol></li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> מקם את corer אנכי בממשק משקעי המים ולדחוף כלפי מטה, עם נייח שנותרו כבל בוכנה. כדי להשיג זאת, למשוך את הכבל מתוח בוכנה אחת corer הוא במקום בממשק משקעי המים, חבר אוחז סגן לכבלים, צעד שעל הכבל לחלק הפנימי של אוחז סגן, ולאחר מכן דחף כלפי מטה. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> תביא ליבה אל פני השטח ולאטום עם פקק גומי לפני שבירת פני המים. Secure פקק תחתון עם סרט דביק. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> הבריח את הבוכנה לחלק העליון של צינור הליבה כדי לשמור אותו נייח בזמן המעבר. מניחים את צינור הליבה במעמד אנכי ולשמור בטמפרטורת אגם ליד תחתון הסביבה, תוך שימוש בקרח במידת צורך. </li></ol></li></ol> 2. דגירה מעבדה <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> עם שובו מהשדה, להתאים ליבות להכיל את העומק הרצוי של משקעים ועמודה מים שמעליה. משקעים עודפים יכולים להשתחרר בזהירות את החלק התחתון של צינור הליבה על ידי removing הפקק התחתון, להוסיף מים מהבקבוק שנאסף באתר המקביל, במידת צורך. מעמקי משקעים ועמודה מים נפוצים בשימוש הם 20 ס&quot;מ של משקעים עם 25 ס&quot;מ שמעל עמודת מים 2,4,13,17-19, אבל ניתן לשנות את הסכומים הללו כרצונכם. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> הנח צינורות ליבת משקעים לתוך תא צמיחה סביבתית חשוך, עם הטמפרטורה נשמרת כדי להתאים טמפרטורות מים תחתונה סביבה נמדדו בתחום. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לחשוף את הליבות לחיזור טיפולים. לטיפול oxic, הבועה עמודת המים של 3 ליבות / אתר עם אוויר. בועת עמודת המים של שלוש ליבות שנותרו לכל אתר עם ​​N 2 (עם ~ 350 ppm CO 2 לחיץ pH) לטיפול anoxic. ודא שיעור בועה איטי ועקבי שהוא ללא הפרעה על פני השטח המשקעים. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> ביום 1 של דגירה ליבה, לסנן כל בקבוק 10 L מכיל מים כמעט תחתון שנאספו מכל אתר בתחום. שימוש במחסנית משאבה ומסנן peristalticדיור, מים מסנן ראשון דרך מסנן 1 מיקרומטר, ואחריו מסנן 0.2 מיקרומטר. חנות מים מסוננת על 4 מעלות צלזיוס למשך הדגירה הליבה. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> ליבות מדגם לקצב שחרור P על משך תקופת הדגירה 2,3. כיוון שמדובר בניסוי חיזור רגיש, לנקוט אמצעי זהירות כדי לשמור על תנאי טיפול חיזור בכל ההזדמנות אפשרית. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> עם מזרק, להסיר דגימת מים 40 מיליליטר דרך נמל הדגימה של כל אחת מליבות משקעים בימים 0 (כלומר בזמן ליבות ממוקמות בתא הגידול), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , ו28 של דגירה ליבה. (הערה:. אם שינויים על פני טווחי זמן קצרים מאוד הם רצויים, משטר הדגימה יכול להיות שונה במדגם בשעה 1, 2, 4, 8, וכו &#39;עם זאת, המערכת לעתים קרובות עדיין equilibrating דרך 12 שעות הראשונות, ולכן שחרור P דינמיקה יכולה להיות די משתנה בתחילת incubations.) </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> מייד לאחר ההסרה, לוותר 20 מיליליטר0; subsample לתוך בקבוקון נצנץ ושומר במקרר לניתוח של TP. סנן את subsample 20 מיליליטר האחר דרך מסנן קרום 0.45 מיקרומטר ולתוך בקבוקון נצנץ ולהקפיא לניתוח SRP. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> החלף את subsample 40 מיליליטר עם נפח שווה של מים מסוננים (ראה שלב 2.4) מהאתר המקביל. </li></ol></li></ol> 3. חישוב P שחרור דרג <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> חישוב שטף (קצב שחרור) המבוסס על השינוי בTP עמודת מים או SRP באמצעות המשוואה 2 הבאה: RR = P (t C - C 0) × V / בי RR P הוא המהדורה P נטו (ערכים חיוביים) או שימור (ערכים שליליים) שיעור ליחידת שטח משטח של משקעים (מ&quot;ג P / m 2 / ד), לא C הוא TP או ריכוז SRP בעמודת המים בזמן t , C 0 הוא TP או ריכוז SRP בזמן 0, V הוא נפח מים בעמודת המים של t הליבהאופה, והוא אזור משטח מישורי של ליבות המשקעים. לחשב את שיעור שחרור P באמצעות החלק ליניארי של הריכוז לעומת עקומת זמן לתת את קצב השחרור לכאורה המרבי 4,13,18,19. כדי למנוע הטיה לטווח קצר פוטנציאלית, לבחור את תאריכי דגימה לא רצופות לt C ו-C 0 18,19. </li></ol> 4. חישוב עומס P פנימי <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> חישוב שטף P שנתי. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לכל עונה שבמהלכו הדגימה התרחשה, להכפיל שטף anoxic וoxic בנפרד במספר הימים באותה עונה. לסכם את הערכים העונתיים להניב שטף שנתי anoxic וoxic (מ&quot;ג / מ 2 / שנה). אם מספר אתרים באותו האגם נדגמו, חישוב זה יכול להתבצע גם בנפרד לכל אתר או באמצעות ערכי השטף הממוצעים לכל האתרים (ראה סעיף 4.2.2). </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> שחרור P ממשקעים הוא בדרך כלל נמוך מאוד בחורף עקב טמפרטורות מים נמוכות. אם הדגימה לא נערכה בחורף,להניח כי שטף P היה 0 לעונה ש14,15. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> מכיוון שרוב שחרור P הפנימי מתרחש במהלך הקיץ, שטף P הפנימי שנתי ניתן להעריך בגסות ממדידות הקיץ לבדו בהיעדר נתונים עונתיים 2,15,17. לגישה זו, לחשב את שטף P לפי סעיף 4.1.1, ותניח 0 שטף לכל העונות מלבד הקיץ. להכיר בכך שזו תהיה הערכה שמרנית של שחרור P השנתי. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> אם זמין, נתוני חמצן מומסים ניתן להשתמש כדי לחדד את 2,4 חישוב שטף P השנתי. נתונים אלה עשויים לחשוף כי אגם חווה היפוקסיה או אנוקסיה עבור אחוז מסוים של השנה, או בעונות מסוימות. במקרים אלה, השתמשו שטף anoxic וoxic בהתאם ליחס או העונה המתאים ולסכם את הערכים לחישוב שטף P פנימי שנתי. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לדוגמא, אם היפוקסיה או אנוקסיה נמדדה רק במהלך הקיץ, לחשב סעיף 4.1.1 באמצעות שטף anoxic לקיץ ושטף oxic עבורהעונות שנותרו. לסכם את הערכים כדי להשיג שטף P הפנימי שנתי. באופן דומה, אם נתוני ניטור חמצן מומסים שגרה מצביעים על כך שהאגם ​​חווה היפוקסיה או אנוקסיה 35% מהשנה, להכפיל שטף anoxic שנתי מסעיף 4.1.1 על ידי 0.35 ושטף oxic שנתי מסעיף 4.1.1 על ידי 0.65 ולסכם את הערכים כדי לחשב שטף P פנימי שנתי. </li></ol></li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> אגמי Polymictic מהווים אתגר מיוחד לחישוב עומס P הפנימי, בשל ערבובם התכוף והשתנות מרחב ובזמן במצב חיזור 14. נירנברג et al. 16 פיתח מודל כדי לחשב את מספר ימי anoxic אגם polymictic עלול להיתקל במהלך עונה או שנה. האזור הפעיל שחרור משקעים והזמן (AA), המייצג את משך הזמן (ימים / עונה) ששטח דומה לשטח אגם הוא פעיל בשחרור P, יכולים להיות מחושבים באופן הבא: AA = -36.2 + 50.2 יומן (עונת P) + .762 z / 0.5 כאשר P הוא ריכוז TP עמודת מים הממוצע בעונת נתונה, z הוא עומק ממוצע, והנו שטח פנים של אגם. כדי לחשב את שטף P הפנימי שנתי, להכפיל AA על ידי שטף anoxic ואת מספר ימי oxic ידי שטף oxic לכל עונה, ולאחר מכן לסכם את כל הערכים. </li></ol></li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> בהיקף של עד שטף P הפנימי לאזור האגם כולו. <ol style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> הכפל את שטף P השנתי משלב 4.1 על ידי שטח הפנים של אגם כולו לחישוב עומס P הפנימי שנתי. אלא אם כן שטף P שנתי חושב לפי סעיפים 4.1.4 או 4.1.5, השתמש בשטף השנתי anoxic לחשב עומס P הפנימי שנתי. אחרת, השתמש בשטף מחושב בסעיפי 4.1.4 או 4.1.5. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> אם מספר אתרים באותו האגם נדגמו, האגם יכול להיות מחולק לאזורים גיאוגרפיים הקשורים בכל אתר. הכפל את השטף השנתי anoxic P (או שטף שנתי מסעיפים 4.1.4 או 4.1.5) עבור כל אתר על ידי שטח הפנים של האזור, ולאחר מכן לסכם את הערכים כדי להשיג אןעומס רע&quot;מ הפנימי P לכל 4,17 האגם. לחלופין, שטף P השנתי הממוצע של כל האתרים ניתן להשתמש בסעיף 4.2.1. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> נתוני חמצן מומסים מפורטים עשויים להצביע על כך באזורים מסוימים של חוסר חמצן החוויה אגם או תנאי anoxic (למשל אזורים עמוקים), ואילו אזורים אחרים יישארו ימות השנה oxic. אם זמין, להשתמש במידע זה כדי לחדד את חישוב שטף אזור × (שטיינמן et al., בהכנה). תכפיל את שטח פן anoxic ידי שטף anoxic השנתי ורבו את שטח פן oxic ידי שטף oxic השנתי, ולסכם את שני ערכים לחישוב עומס P פנימי שנתי. </li></ol></li></ol>

<ol>
	<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>

יש המחברים אין לחשוף.

עומסי חומרי הזנה לאגמים יכולים לגרום לשני ליקויים סביבתיים וכלכליים 21-23, ולכן, חשוב שהחברה מבינה את הטבע של המקורות התזונתיים וכיצד לנהל אותם. ניסיונות יקרים מנת להפחית את העומס תזונתי לא יכולים לשפר את איכות מים אם מקור התורם המתאים (כלומר משקעי אגם או תשומות קו פרשת מים) אינו ממוקד לפעולת ניהול, ובכך וכתוצאה מכך עיכובים בשיקום אגם ותסכול מצד בעלי העניין. במיוחד באגמים רדודים eutrophic, כימות של עומס זרחן הפנימי היא שלב קריטי בזיהוי וניהול אסטרטגיה לשיפור תנאי איכות מים. גם כאשר משקעים הם מעורבים כמקור עיקרי של חומרים מזינים, ירידה בעומס P חיצוני חייבת להיות כלולה בכל אסטרטגית ניהול אגם להקלת אאוטריפיקציה, שכן תשומות חיצוניות של P לצבור סופו של דבר במשקעים וטעינה פנימית עתיד דלק 24,25 &lt;/ Sup&gt;. למרות גישות אחרות קיימות כדי להעריך עומס P פנימי, נחישות ניסיוני של שיעורי שחרור P היא שיטה ישירה שיכול להיות מותאם כדי לענות על מגוון רחב של שאלות ניהול ומחקר. incubations מעבדה של ליבות משקעים שנאספו מSpring Lake, מישיגן, שימש כדי לקבוע את היעילות הפוטנציאלית של טיפול אלום 2 וריכוז היישום יעיל ביותר 13. כתוצאה מהממצאים ממחקרים מבוסס מעבדה אלה, בעלי העניין פיתחו ביטחון כי טיפול אלום יכל לשלוט בשחרור P במשקעי Spring Lake. כתוצאה מכך, הם אישרו הערכת -10 שנים כדי לממן את טיפול אלום; incubations ליבת משקעים שלאחר מכן גילה כי הטיפול היה יעיל בהפחתת שטף P משקעים 1 שנה 18 ו5 שנים 19 לאחר טיפול. incubations ליבת משקעים יש גם שימש כדי להעריך את ההשפעות של resuspension המשקעים 13 </sup&gt; וbioturbation (ג&#39;Nogaro וא &#39;האריס, נתונים שלא פורסמו) על שחרור P. ניתן לבצע כמה ניתוחי משקעים נוספים בשיתוף עם incubations ליבה על מנת לספק מידע שהוא שימושי לפרש את תוצאות שחרור P משקעים. 5 או 10 סנטימטר העליון של משקעים ניתן נמתח מליבות לניתוח של TP משקעים, SRP porewater, חלוקה P רציפה, ומתכות 4,18,19. דוגמא לחלוקת P רציפה 26 שיכולים להיות שימושיות במחקרי טעינה פנימיים כרוכה בקביעת סכום P המאוגד) אלומיניום 1 (Al-P) או ברזל (Fe-P), המייצג (Al-P לא רגיש חיזור) ו עמותת מינרלי חיזור רגיש (Fe-P) שיכול להיות מסיסים בתנאי anoxic, ו2) סידן (Ca-P) או מגנזיום (Mg-P), אשר שניהם עמותות מינרלים יציבים. יתר על כן, משקעים פה: ניתן לחשב יחס P לספק תובנות על קיבולת מחייב-P הפוטנציאל של משקעים. משקעים עשירים בברזל שנותרוחמצון הוכח לשחרר P מעט מאוד כאשר פה: יחס P נמצא מעל 15 (לפי משקל) 27. ניתן לבצע ניתוחי משקעים נוספים אלה על ליבות הבאות דגירה עומס פנימית 4,18,19, או על ליבות לשכפל צולמו בזמן איסוף ליבת עומס הפנימי אך אינו משמשות למדידות קצב שחרור. למרות היתרונות של קביעה הניסיונית של שטף P משקעים, הגישה היא לא בלי מגבלות. מספר ההנחות חייב להיות לעתים קרובות נעשה שיכולה להוסיף ודאות לתוצאות: <ul style=";text-align:right;direction:rtl"><li style=";text-align:right;direction:rtl"> אחת השערות היא ששיעורי שחרור מליבות המשקעים הם נציג של תנאים באגם המחקר. כדי למזער את ההשפעה של הנחה זו, צריכה להיות מתוכננות אסטרטגיות דגימה לייצג כמה שיותר מהשתנות מרחב ובזמן ככל האפשר בשחרור P משקעים. צריכה דגימת אתרים לכסות כמה שיותר מגוון גיאוגרפי ככל האפשר בתוך אגם כדי ללכוד וריאציה מרחבית בcharacterist משקעיםICS 2. אם זמין, ניתן להשתמש במפות מדידת עומק כדי לבחור אתרים שמייצגים מגוון רחב של מעמקים תחתון באגם. שיקולים נוספים ללכידת וריאציה מרחבית כוללים את המיקום של תשומות יובל גדולות ואת הנוכחות של אגני אגם מובחנים. במידת האפשר, צריך להתנהל incubations המעבדה במהלך כל עונה ללא קרח ועל פני שנים מרובות כדי ללכוד וריאציה זמנית בשיעורי שחרורו. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> הנחה שנייה היא שתנאי הדגירה הם נציג של תנאים טבעיים. מצב anoxic קבוע יוצר מצב אופטימלי לשחרורו של P, שלא יכול להתרחש באופן טבעי באגם המחקר. לפיכך, טיפולי anoxic יכולים להעריך שחרור P משקעים, ולכן, זה עשוי להיות הטוב ביותר לחשוב על שיעורי שחרור נמדדו בטיפולי anoxic שיעורי פוטנציאל מרביים. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> על מנת לחשב את עומס P הפנימי שנתי, הנחות לגבי העיתוי, משך והיקף המרחבי של אנוקסיה hypolimnetic חייבות להיעשות.לדוגמא, באגמים מאוד מרובדת עם עומק מים עקבי יחסית ואישר אנוקסיה hypolimnetic, כמה מחקרים הניחו כי אזור האגם כולו הוא anoxic בתקופות מרובדת לצורך הערכת עומס P הפנימי השנתית 2,4. עם זאת, זה עלול לגרום להערכת יתר של עומס עקב משקעי oxic באזורי חוף ים רדודים 4. לפיכך, אסטרטגית ניטור חמצן מומסת מקיפה הלוכדת דיל, עונתי, ושונות מרחבית במצב חיזור מומלץ ביותר להערכת עומס הפנימי שנתית מדויקת. </li><li style=";text-align:right;direction:rtl"> לבסוף, incubations המעבדה עשוי להציג את ממצאי ניסויים בשל חוסר היכולת לדמות תנאים טבעיים לחלוטין. לדוגמא, בגלל המשקעים מוקפים בצינורות ליבה, החלפת מים דרך משקעים חדירים מנועה, עם זאת, זה אפשרי לעצב צינורות ליבת זרימה דרך שלמתן את הבעיה 28. ממצאים אחרים כוללים חוסר היכולת לחקות גדולערבוב אירועים או פעולת רוח בגלים, מה שעלול לשבש את שלמות משקעים במערכות טבעיות. </li></ul> בהתחשב בכך שגישת הדגירה ליבת המשקעים יכולה לשמש ליצירת הערכות עומס P הפנימי סבירות בקטן כמו אחד שנה (אם כי שנים רבות של נתונים לספק מידע חזק יותר), הוא כלי רב ערך עבור ליידע את החלטות ניהול אגם. כאשר נעשה שימוש כדי לפתח תוכניות ניהול אגם או שיקום, זה יכול לעזור להבטיח שימוש מושכל במשאבים כספיים. באגמים שבו ניהול עומס P הפנימי כבר התרחש, incubations ליבת משקעים יכול לאמת את יעילות טיפול ולהשתמש בם כדי לשנות את המסלול של ניהול, אם מוצדק.

כמו מספר גדל והולך של אגמים ברחבי העולם סובל מאאוטריפיקציה התרבותית, קביעת הסיבות להידרדרות איכות מים הופכת חשובה יותר ויותר עבור ניהול אגם ושיקום. טעינת זרחן (P) לאגמים בדרך כלל מעורבת באאוטריפיקציה, כפי שהיא לרוב מזין הגבלת צמיחת אצות 1. מבחינה היסטורית, כימות של טעינת P לאגמים התמקדה במקורות חיצוניים, או שמקור P בפרשת המים ונקודת ביניים ומקורות Nonpoint. עם זאת, טעינה פנימית ממשקעי אגם יכולה להסביר חלק גדול, אם לא רובם, בסך הכל עומס P באגמי eutrophic 2-5. כך, גם הפחתה משמעותית בטעינה חיצונית לאגמים יכולה שלא לגרום לשיפור באיכות מים בשל ההשפעה המכרעת של שחרור P ממשקעי 5-8. בשל ההשלכות האקולוגיות וחברתיות של העמסת P, הכוללים את העלות וקושי בשליטת P, זה קריטי, כי המון P להיותבמדויק זיהה לקראת קביעת אסטרטגיה וניהול. לפחות שני מנגנונים שונים אחראים לשחרור זרחן ממשקעים. 1) בתקופות של אנוקסיה או היפוקסיה, הפחתת תנאים יכולים לגרום desorption של פוספט מoxyhydroxides הברזל בממשק משקעי המים, וגרמו לדיפוזיה של פוספט המומס מהמשקעים בעמודת המים 9-11. 2) הפרעה של פני השטח המשקע, דרך resuspension-Induced רוח וbioturbation, יכולה לגרום לשחרורו של P לעמודת מים או על ידי desorption של P מחלקיקי משקעים מושעים או שחרור של P המומס מהמים הנקבוביות משקעים לעמודת המים , בהתאמה 11-13. שלוש גישות עיקריות זמינות לכימות טעינת P פנימית לאגמים 14,15. (1) במדידות באתר של שינויים בזרחן הכולל hypolimnetic (TP) לאורך זמן יכול לשמש בעת ניטורהנתונים זמינים. הערכות עומס פנימיות המבוססות על במדידות באתר סובלות משונות גבוהות קשורות עם השתנות מרחב ובזמן הטבועות של נתונים סביבתיים ויכולות להיות מושפעת מתדירות ניטור לקויה 14. (2) מאזן מסה ניתן להשתמש כדי להעריך טעינה פנימית, כאשר ניתן לבנות תקציבי P מלאים. עם זאת, זה נדיר שמספיק נתונים זמינים על תשומות P ויצוא לבניית תקציב P מלא 16. (3) ניתן להשתמש בו שיעורי שחרור P משקעים בניסוי שנקבעו, בשילוב עם מידע על היקף ומשך האזורי של שחרור P (כלומר תקופה anoxic), כדי לחשב עומס P פנימי. זוהי שיטה ישירה של כימות עומס P הפנימיות, למרות שזה גם יש מגבלות (ראה להלן). מכיוון שהחלטות ניהול לעתים קרובות חייבים להיעשות בזמן דחוס מאזניים בשל מגבלות מימון או לחצים חברתיים, באופן ניסויי P הפנימיעומס יכול להיות כלי רב יותר לניהול אגם ושיקום שכן היא דורשת פחות זמן ונתונים מאשר באתרו ומסת גישות איזון. incubations המעבדה של ליבות משקעים, בשילוב עם ניטור של עומסים חיצוניים, היה בשימוש כדי לקבוע את התרומות היחסית של המון P הפנימי וחיצוניים, במטרה מנחה החלטות ניהוליות כדי לייעל את שליטת מקור תזונתית 2,4,17. בשני אגמים מישיגן עם פיתוח נרחב קו החוף ובאחוזים גבוהים של פני השטח אטומים (&gt; 25%) בתת האגנים ישירות בסמוך לאגם, עומס P הפנימי נאמד כדי להסביר עד 80% בסך הכל עומס P, מה שגרם המלצות למקד את מאמצי ניהול בהפחתת 2,4 שחרור P משקעים. לעומת זאת, מחקרים ניסיוניים של משקעים מאגם פחות מפותח באותו האזור הראו כי העמסה פנימית מורכבת רק 7% מכלל עומס P, מה שגרם המלצה להתמקד אסטרטגיות ניהול P בwatershed 17. ניסויי ליבת משקעים יש גם שימשו באגם מישיגן כדי לקבוע את היעילות הפוטנציאלית של האלומיניום סולפט (אלום) לטיפול כדי להפחית את שיעורי שחרור P משקעים 2, אלום יעיל ביותר מינון ריכוז ואת ההשפעות של resuspension המשקעים 13, ואת היעילות של בטיפול אלום אתר 1 שנה 18 ו5 שנים 19 לאחר טיפול. קביעה ניסיונית של עומס P הפנימי היא גישה יעילה למתן תשובות לשאלות מפתח ניהולי באגמי eutrophic.

<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

Eutrophication הוא נושא איכות מים באגמים ברחבי העולם, ויש צורך קריטי לזהות ולשלוט במקורות תזונתיים. טעינת זרחן הפנימי (P) ממשקעי אגם יכולה להסביר חלק משמעותי מסך עומס P בeutrophic, ו, אגמי mesotrophic מסוימים. קביעת מעבדה של שיעורי שחרור P מליבות משקעים היא גישה אחת לקביעת התפקיד של העמסת P הפנימית ומנחה את החלטות הנהלה. שתי חלופות עיקריות לקביעה ניסיונית של שחרור P משקעים קיימות להערכת עומס פנימי: במדידות באתר של שינויים בP hypolimnetic לאורך זמן ומאזן מסת P. הגישה הניסויית באמצעות incubations משקעי מעבדה מבוסס לכמת עומס P הפנימי היא שיטה ישירה, מה שהופך אותו לכלי רב ערך לניהול אגם ושיקום. incubations המעבדה של ליבות משקעים יכול לעזור לקבוע את החשיבות היחסית של המון P החיצוני לעומת פנימי,כמו גם לשמש כדי לענות על מגוון שאלות ניהול אגם ומחקר. אנו מדגימים את השימוש בincubations ליבת משקעים כדי להעריך את האפקטיביות של אלומיניום סולפט (אלום) לטיפול להפחתת שחרור P משקעים. שאלות מחקר אחרות שניתן לחקור שימוש בגישה זו כוללות את ההשפעות של resuspension המשקעים וbioturbation על שחרור P. הגישה יש גם מגבלות. הנחות חייבות להיעשות ביחס ל: תוצאות חיוץ מליבות משקעים לאגם כולו; להחליט על מה זמן תקופות למדוד שחרורו התזונתי, וטיפול בחפצי צינור ליבה אפשריים. אסטרטגית ניטור חמצן מומסת מקיפה כדי להעריך את מצב חיזור של זמן ומרחב באגם מספקת ביטחון רב יותר בעומסי P שנתי מוערכים מincubations ליבת משקעים.

שחרור P פנימי נמדד מליבות משקעים שנאספו במונה אגם, מישיגן, כדי לזהות את תרומתו היחסית של פנימי מול המון P חיצוני 4. ארבעה אתרים נדגמו בשלוש עונות להעריך עומס P הפנימי שנתי, והיוו וריאציה מרחבית בשטף P. ליבות משקעים הודגרו ל20-28 ימים בתנאי anoxic וoxic, ועמודת המים שמעל נדגמה לSRP וריכוזי TP במרווחי זמן קבוע בתקופת הדגירה. טיפול anoxic מופעל SRP ושחרור TP מהמשקעים, עם זאת, אנו מביאים את תוצאות שטף TP רק לשם המחשה. ריכוזי TP היו הגבוהים ביותר במהלך הקיץ בטיפולי anoxic, ושונות מרחבית בשחרור TP היו ברורה במהלך כל העונה (איור 1). אומר שטף TP הפנימי היה P מ &#39;פחות מ1.4 מ&quot;ג / 2 יום / בכל ליבות oxic; ערכי שטף שליליים ב3 של 4 אתרים בעת הנפילה הצביעו על כך שמשקעי oxicים היה מתנהג כמו כיור ולא מקור של P בעונה ש4 (טבלת 1). שיעורי שחרור TP היו גבוהים באופן משמעותי בליבות anoxic, עם שטף גבוה ככל P 15.56 מ&quot;ג / מ 2 / יום בקיץ ונמוך כמו P מ &#39;0.80 מ&quot;ג / 2 / יום באביב 4 (טבלת 1). ערכי שטף אלה שימשו לחישוב שטף P הפנימי עונתי המבוסס על תנאי חמצן מומסים שנמדדו בזמן איסוף ליבת משקעי 4. עומס P הפנימי עונתית מחושב על ידי דרוג את השטף בכל אתר לאזור פני השטח של האזור הגיאוגרפי המקבילה 4; ערכים עונתיים סיכמו להעריך עומס P הפנימי שנתי, בהנחת 0 שטף במהלך החורף. עומס P הפנימי שנתי נאמד להיות 3.4 טון, עם רוב העומס המתרחש בחודשי הקיץ (טבלה 2). השוואה בין תוצאות אלו להערכות עומס P החיצוני בו זמנית, הוערך כי המשקעים בcontribu מונה האגםte בין 9-82% מעומס P השנתי הכולל 4 (טבלה 2). סדרת הניסויים שנערכה בספרינג לייק, מישיגן, כדי לקבוע 1) את האפקטיביות הפוטנציאליות של טיפול האלומיניום סולפט (אלום) בהפחתת עומס P הפנימי 2 ו 2) את היעילות של הטיפול באלום האתר 18,19. ניסויי מעבדה מדמה יישום אגם רחב של אלום הפגינו ירידה דרמטית בשחרור P הפנימי עם טיפול 2 (איור 2). בדומה לדוגמא לעיל, אנו מביאים רק שחרור TP מניסויים אלה כתוצאות מייצגות. בליבות anoxic ללא טיפול אלום (הדמיית מצבי קיץ טבעיים במשקעי Spring Lake), אומר ריכוזי TP בעמודת המים שמעליה הגיעו יותר מ 1.2 מ&quot;ג / ליטר (איור 2). לעומת זאת, ליבות anoxic במינון עם אלום היו כמעט שום שחרור P וריכוזים לא היו שונים מכל אחדטיפולי oxic 2 (איור 2). דגירה ליבת משקעים נערכה 1 שנה שלאחר מכן יישום אגם רחב של אלום בספרינג לייק חשפה כי הטיפול היה יעיל מאוד בהפחתת שחרור P משקעים, עם שחרורו שיעורים דומים בין טיפולי anoxic וoxic (איור 3 א) 18. כאשר הניסוי חזר על עצמו 5 שנים לאחר טיפול אלום, שחרור TP נשאר נמוך באופן משמעותי מאשר לפני הטיפול, אך היה גדול יותר מזה שנמדד 1 שנה לאחר טיפול, דבר המצביע על ירידה קלה ביעילות אלום 19 (איור 3 ב). <img alt="איור 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> איור 1. זרחן סה&quot;כ ריכוזים (TP) (מ&quot;ג / ליטר) נמדד במהלך incubations מעבדה של ליבות משקעים שנאספו ממונה אגם, מישיגן, במהלך. האביב (), הקיץ (ב &#39;), ובסתיו (C) 4 TP נמדד בליבות משקעי מים שמעל מ 4 אתרי אגם על 20 - לדגירת 28 יום. המכתב במקרא מתייחס לחיזור מדינה (= טיפול anoxic; = טיפול oxic O); המספר מתייחס ללשכפל מספר (1-3). שים לב לקני המידה השונים על ה-Y צירים בין עונות. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">לחץ כאן לצפייה בתמונה גדולה יותר.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329" style=";text-align:right;direction:rtl"><tbody><tr><td> עונה </td><td> אתר </td><td> שטף anoxic, מ&quot;ג P / מ 2 / יום </td><td> שטף Oxic, מ&quot;ג P / מ 2 / יום </td></tr><tr><td rowspan="4"> האביב </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"> קיץ </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"> סתיו </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> טבלת 1. ממוצע (± סטיית תקן) מרבי<html> שטף לכאורה TP (מ&quot;ג P / m 2 ביום /) בליבות משקעים שנאספו ממונה אגם, מישיגן, וטופחו בתנאי anoxic וoxic 4. השטף חושב מהשינוי בריכוזי TP לאורך זמן, מוצג באיור 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308" style=";text-align:right;direction:rtl"><tbody><tr><td> עונה </td><td> P הפנימי עומס, לא </td><td> החיצוני P עומס, לא </td><td> עומס פנימי תרומה,% </td></tr><tr><td> האביב </td><td> 0.055 </td><td> 0.557 </td><td> .9.0% </td></tr><tr><td> קיץ </td><td> 2.272 </td><td> .862 </td><td> 72.5% </td></tr><tr><td> סתיו </td><td> 1.127 </td><td> 0.242 </td><td> 82.3% </td></tr><tr><td> חורף </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> שנתי </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>תוכן &quot;&gt; טבלה 2. הערכות השנתיות ועונתיות פנימיות עומס P (טון, t) למונת אגם, מישיגן, המחושבת על בסיס שטף מרבי TP לכאורה 4 (מוצג בטבלה 1). הערכות עומס P הפנימי עונתיות בהשוואה לP החיצוני עומס מעריך לקבוע את התרומה של עומס הפנימי לסך עומס P. <img alt="איור 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> איור 2. ממוצע (± סטיית תקן) TP ריכוזים (מ&quot;ג / ליטר) נמדד במהלך incubations מעבדה של ליבות משקעים שנאספו מSpring Lake, מישיגן, וניסוי שטופלו באלומיניום סולפט (אלום) בתנאי oxic וanoxic 2. TP נמדד בשמעליה עמודת מים ליבות משקעים על פני תקופה דגירה 20 יום. נתון זה שונה משטיינמן et al. 2 הודפס מחדש על ידיהרשאה, אס&quot;א, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">לחץ כאן לצפייה בתמונה גדולה יותר.</a> <img alt="איור 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> איור 3. ממוצע (± סטיית תקן) TP ריכוזים (מ&quot;ג / ליטר) נמדד במהלך incubations מעבדה של ליבות משקעים שנאספו מSpring Lake, מישיגן 1 שנה לאחר 18 (א) ו 5 שנים אחרי 19 יישום אגם רחב של אלום (ב &#39;). ליבות משקעים היו נתונים לטיפולי oxic וanoxic ועמודת המים שמעל נדגמה לריכוז TP מעל 22 יום (א &#39;) לדגירת 25 יום (ב&#39;). נתון זה שונה משטיינמן ואח&#39; 18;. פנל ושטיינמן ואח&#39; 19;. לוח ב &#39; </strong&gt;. נדפס על ידי הרשאה, אס&quot;א, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">לחץ כאן לצפייה בתמונה גדולה יותר.</a>

Watch this Scientific Journal Video about Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading at JoVE.com

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

אאוטריפיקציה האגם היא נושא איכות מים ברחבי העולם, מה שהופך את הצורך לזהות ולשלוט במקורות תזונתיים קריטיים. קביעת מעבדה של שיעורי שחרור זרחן מליבות משקעים היא גישה יקרת ערך לקביעת התפקיד של העמסת זרחן הפנימית ומנחה את החלטות הנהלה.

נקבע מעבדה זרחן שטף מאגם המשקעים כמדד לטעינה הפנימית זרחן

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

laboratory-determined-phosphorus-flux-from-lake-sediments-as-measure

Google

Research

JoVE Journal

Environment

17.2K Views.  Grand Valley State University.  אאוטריפיקציה האגם היא נושא איכות מים ברחבי העולם, מה שהופך את הצורך לזהות ולשלוט במקורות תזונתיים קריטיים. קביעת מעבדה של שיעורי שחרור זרחן מליבות משקעים היא גישה יקרת ערך לקביעת התפקיד של העמסת זרחן הפנימית ומנחה את החלטות הנהלה. 

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

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

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

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

קביעת מיקרוביאלית התאית אנזים הפעילות במים, קרקעות, ומשקעים באמצעות מבחני Microplate תפוקה גבוהה

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

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.

הערכת מעבדה של יעילות העברה הנקי התזונתית של קרוב בPCB לאגם פורל (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) מטרפו

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.

מדידה של שטף גזי חממה מקרקעות חקלאיות באמצעות לשכות סטטי

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.

פיתוח של Sulfidogenic בוצה מים משקעים וטריכלוריטן הפחתה בכור שמיכת Upflow אנאירובית בוצה

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.

הפקת DNA-RNA סימולטני החוף משקעים וכימות של 16S rRNA גנים תעתיקי ידי בזמן אמת PCR

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

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

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

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

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

פרוטוקול ניסויי עבור ייצור ביודיזל עם בידוד של Alkenones כמו קו-מכפלה מ מסחרי<em&gt; Isochrysis</em&gt; ביומסה אצות

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.

מערכת חשיפת זרימה דרך להערכת מושעה משקעים השפעות על חיים ימיים

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.

פיתוח של<em&gt; מטריציום anisopliae</em&gt; כמקוטלת חיידקים: מהבידוד לביצועי שדה

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.

הכנה של פיריט Authigenic ממשקעים מתאן מניבי בחיי עיר גופרית איזוטופ ניתוח באמצעות סימס

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.

אופטימיזציה הליך לקביעת ספיחה של Phosphonates על גבי הידרוקסיד Ferric פרטנית באמצעות שיטה נחישות זרחן מיניאטורי

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