Gli autori ringraziano l&#39;assistenza di campo e di laboratorio fornite da James Smit e Kurt Thompson. Finanziamenti per gli studi originali per il quale è stato sviluppato questo protocollo sono state fornite dal Spring Lake-Lake consiglio 2,13,18,19, il Dipartimento del Michigan di Qualità Ambientale 4, e Jim Duncan, Dave Farhat, e l&#39;Ufficio del Presidente al Grand Valley State Università 17.

1. Campo di campionamento <ol><li> Condurre campionamento una volta durante ogni stagione senza ghiaccio (se applicabile) per 1-2 anni, se possibile (cioè 3 volte / anno in un clima temperato del nord). Se il tempo e / o di fondi vietano campionamento stagionale, effettuare il campionamento una volta all&#39;anno durante la metà a fine estate. </li><li> Selezionare siti di raccolta dei sedimenti per coprire le diverse aree geografiche all&#39;interno del lago. La scelta di luoghi vicini alla qualità storica acqua e / o siti di campionamento dei sedimenti, quando disponibile, è spesso opportuno approfittare di dati storici. In caso contrario, cercare di selezionare i siti che rappresentano diversi tipi di sedimenti nel lago. </li><li> Condurre il campionamento della qualità delle acque prima di sedimenti raccolta nucleo. <ol><li> Come minimo, misurare la profondità dell&#39;acqua e profili verticali di temperatura acqua e ossigeno disciolto. Misure Vicino a fondo devono essere prese il più vicino al sedimento superficiale il più possibile, senza disturbare il sedimento. </li><li> Raccogliere qualsiasi altro watdati di qualità er e campioni che sono voluti per raggiungere gli obiettivi specifici dello studio. Gli esempi includono profili verticali di pH, conducibilità e torbidità, profondità di Secchi; radiazione fotosinteticamente attiva (PAR) profili, la clorofilla a, fosforo solubile reattiva (SRP), fosforo totale (TP) e di azoto specie. </li></ol></li><li> In ogni punto di campionamento, riempire una damigiana 10 L con acqua raccolta 1 m sopra la superficie del sedimento utilizzando un Van Dorn o bottiglia Niskin. Questo verrà utilizzato nel set up iniziale di carote di sedimento in laboratorio e per il riempimento anime dopo la campionatura durante l&#39;incubazione. Posizionare la damigiana in un secchiello con ghiaccio. </li><li> Raccogliere 6 carote di sedimento per sito con un 2,20 corer pistone. <ol><li> Fare riferimento a Fisher et al. Del 20 per istruzioni specifiche riguardanti la costruzione del dispositivo di carotaggio. Brevemente, il dispositivo carotaggio consiste di un tubo graduato 0,6 m policarbonato maschio lungo (7 centimetri id), cloruro di polivinile (PVC) gruppo di vincolo per l&#39;accoppiamento con aste di trasmissione in alluminio, un pistone costruito di due tappi di gomma e un bullone a occhio, un pistone cavo plastificato con un gancio girevole, e aste di trasmissione in alluminio. Montare il dispositivo di carotaggio secondo le seguenti fasi: <ol><li> Inserire il fermo girevole estremità del cavo pistone attraverso la parte superiore del gruppo di vincolo PVC. Orientare un tubo centrale con fori rivolti verso l&#39;alto ed estendere il cavo attraverso la lunghezza del tubo centrale. Agganciare il cavo pistone al bullone occhio del tappo del pistone. </li><li> Fissare il tubo centrale per il gruppo di vincolo PVC con un filo perno di blocco intoppo. Estrarre il cavo pistone di avanzare pistone 20 cm dal fondo del tubo centrale di mantenere uno strato d&#39;acqua in cima alla superficie del sedimento durante la raccolta nucleo. </li><li> Attaccare un puntalino alluminio all&#39;altra estremità del gruppo di vincolo PVC con filo perno di bloccaggio gancio. Dispositivo di carotaggio Bassa verticalmente in acqua, l&#39;aggiunta di ulteriori sezioni di azionamento in alluminioasta come necessario. </li></ol></li><li> Posizionare il corer verticale all&#39;interfaccia acqua-sedimento e spingere verso il basso, mentre il restante ferma cavo pistone. Per fare questo, tirare il cavo pistone tesa una volta che il carotiere è a posto all&#39;interfaccia acqua-sedimento, allegare morse al cavo, passo il cavo all&#39;interno delle prese vice, e quindi spingere verso il basso. </li><li> Portare nucleo alla superficie e sigillare con un tappo di gomma prima di rompere la superficie dell&#39;acqua. Fissare il tappo di fondo con del nastro adesivo. </li><li> Fissare il pistone all&#39;inizio del cannotto di mantenerlo fermo durante il transito. Posizionare il tubo centrale in un rack verticale e mantenere a temperatura ambiente lago vicino sotto, utilizzando il ghiaccio se necessario. </li></ol></li></ol> 2. Laboratorio di incubazione <ol><li> Al ritorno dal campo, regolare core a contenere la profondità desiderata dei sedimenti e della colonna d&#39;acqua sovrastante. Sedimento in eccesso può essere lasciato attentamente il fondo del tubo centrale con removing il tappo inferiore; aggiungere acqua dal fermentatore raccolti presso il sito corrispondente, se necessario. Comunemente utilizzati sedimenti e della colonna d&#39;acqua fondali sono 20 cm di sedimento con un 25 centimetri sovrastante colonna d&#39;acqua 2,4,13,17-19, ma tali importi possono essere modificati, se lo desideri. </li><li> Posizionare tubi interni sedimento in una camera di crescita ambientale buia, con la temperatura mantenuta a corrispondere temperature dell&#39;acqua peggiori ambiente rilevata nel campo. </li><li> Esporre i nuclei di redox trattamenti. Per il trattamento ossico, bolla la colonna d&#39;acqua di 3 core / portale con l&#39;aria. Bolla la colonna d&#39;acqua dei restanti tre core per sito con N 2 (con ~ 350 ppm di CO 2 di buffer pH) per il trattamento anossico. Garantire un tasso bolla lento e costante che è senza interruzioni alla superficie del sedimento. </li><li> Il giorno 1 del core di incubazione, filtrare ogni damigiana 10 litri contenente acqua nei pressi del fondo raccolto da ciascun sito nel campo. Utilizzando una cartuccia pompa peristaltica e filtroabitazioni, acqua primo filtro per filtro 1 micron, seguito da un filtro da 0,2 micron. Conservare acqua filtrata a 4 ° C per tutta la durata dell&#39;incubazione nucleo. </li><li> Nuclei di esempio per P tasso di rilascio per tutta la durata del periodo di incubazione 2,3. Perché questo è un esperimento redox-sensibili, prendere le dovute precauzioni per mantenere le condizioni di trattamento redox, quando possibile. <ol><li> Con una siringa, rimuovere un campione di acqua 40 ml attraverso la porta di campionamento di ciascuna anima sedimento nei giorni 0 (cioè nel momento nuclei sono collocati nella camera di crescita), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , e 28 del nucleo incubazione. (Nota:. Se si desiderano variazioni nel tempi molto brevi, il regime di campionamento può essere modificato per campionare a hr 1, 2, 4, 8, ecc Tuttavia, il sistema è spesso ancora equilibrante attraverso il primo 12 hr, così P rilascio dinamiche possono essere molto variabile all&#39;inizio di incubazioni.) </li><li> Subito dopo la rimozione, rinunciare a 20 ml0; sottocampione in una fiala di scintillazione e conservare in frigorifero per l&#39;analisi dei TP. Filtrare il restante 20 ml sottocampione attraverso un filtro a membrana 0,45 micron e in una fiala di scintillazione e congelare per l&#39;analisi di SRP. </li><li> Sostituire sottocampione 40 ml con un uguale volume di acqua filtrata (vedere fase 2.4) dal sito corrispondente. </li></ol></li></ol> 3. P Release Rate Calcolo <ol><li> Calcola flusso (velocità di rilascio) basato sul cambiamento di colonna d&#39;acqua TP o SRP utilizzando la seguente equazione 2: P rr = (C t - C 0) x V / A dove P rr è il P rilascio netto (valori positivi) o di conservazione (valori negativi) dei tassi per unità di superficie di sedimento (mg P / m 2 / d), C t è il TP o la concentrazione SRP nella colonna d&#39;acqua al tempo t , C 0 è il TP o SRP concentrazione al tempo 0, V è il volume di acqua nella colonna d&#39;acqua del nucleo tube, e A è l&#39;area della superficie planare dei sedimenti. Calcola P tasso di rilascio utilizzando la parte lineare della curva concentrazione vs tempo per dare la massima velocità di rilascio apparente 4,13,18,19. Per evitare distorsioni potenziali a breve termine, scegli le date di prelievo non consecutivi per t C e C 0 18,19. </li></ol> 4. Interno di calcolo del carico P <ol><li> Calcolo del flusso annuale P. <ol><li> Per ogni stagione durante la quale si è verificato il campionamento, moltiplicare il flusso anossica e ossico individuale per il numero di giorni in quella stagione. Sommare i valori stagionali per produrre il flusso anossica e ossico annuale (mg / m 2 / anno). Se sono stati campionati più siti nello stesso lago, questo calcolo può essere eseguita separatamente per ogni sito o utilizzando i valori medi di flusso per tutti i siti (cfr. sezione 4.2.2). </li><li> P rilascio da sedimenti è generalmente molto basso durante l&#39;inverno a causa di basse temperature dell&#39;acqua. Se il campionamento non è stato condotto durante l&#39;inverno,supporre che P flusso era 0 per quella stagione 14,15. </li><li> Poiché la maggior parte del rilascio P interno si verifica durante l&#39;estate, il flusso P annuale interna può essere grossolanamente stimato da sole misure estive in assenza di dati stagionali 2,15,17. Per questo approccio, calcolare il flusso P secondo il punto 4.1.1 e assumere 0 di flusso per tutte le stagioni tranne l&#39;estate. Riconoscere che questa sarà una stima conservativa di rilascio annuale P. </li><li> Se disponibile, ossigeno disciolto dati possono essere utilizzati per limitare il flusso P 2,4 calcolo annuale. Tali dati possono rivelare che un lago sperimenta ipossia o anossia per una certa percentuale dell&#39;anno o durante le stagioni specifiche. In questi casi, utilizzare il flusso anossica e ossico secondo la proporzione o la stagione appropriata e sommare i valori per calcolare il flusso interno P annuale. <ol><li> Ad esempio, se l&#39;ipossia o anossia è stata misurata solo durante l&#39;estate, calcolare la sezione 4.1.1 utilizzando flusso anossica per l&#39;estate e il flusso ossico perle restanti stagioni. Sommare i valori per ottenere il flusso interno P annuale. Allo stesso modo, se i dati di monitoraggio di routine ossigeno disciolto indicano che il lago sperimenta ipossia o anossia il 35% l&#39;anno, moltiplicare il flusso anossica annuale della Sezione 4.1.1 per 0.35 e il flusso ossico annuale dal capitolo 4.1.1 da 0,65 e sommare i valori per calcolare flusso P interna annuale. </li></ol></li><li> Laghi Polymictic rappresentano una sfida particolare per il calcolo del carico P interna, a causa della loro mescolanza frequenti e variabilità spaziale e temporale in condizioni redox 14. Norimberga et al. 16 ha sviluppato un modello per calcolare il numero di giorni anossiche un lago polymictic può sperimentare durante una stagione o un anno. L&#39;area attiva di rilascio del sedimento e tempo (AA), che rappresenta la lunghezza di tempo (giorni / stagione) che un&#39;area simile alla superficie lago distribuisce attivamente P, può essere calcolata come segue: AA = -36,2 + 50,2 log (P stagione) + 0,762 z / A 0.5 dove P è la concentrazione media TP colonna d&#39;acqua durante una determinata stagione, z è la profondità media, e A è l&#39;area della superficie del lago. Per calcolare il flusso P interna annuale, moltiplicare AA dal flusso anossico e il numero di giorni ossico dal flusso ossico per ogni stagione, e poi sommare tutti i valori. </li></ol></li><li> Scale up flusso P interno a tutta la zona del lago. <ol><li> Moltiplicare il flusso annuale di P dal punto 4.1 per l&#39;intera area di superficie del lago per calcolare il carico P interna annuale. A meno che il flusso annuo P è stato calcolato in base ai punti 4.1.4 o 4.1.5, utilizzare il flusso annuale anossica per calcolare il carico P interna annuale. In caso contrario, utilizzare il flusso calcolata nelle sezioni 4.1.4 o 4.1.5. </li><li> Se sono stati campionati diversi siti stesso lago, lago può essere diviso in zone geografiche associate a ciascun sito. Moltiplicare il flusso annuale anossico P (o flusso annuale alle sezioni 4.1.4 o 4.1.5) per ogni sito per la superficie della zona, poi sommare i valori avere Annmanuale carico P interno per tutto il lago 4,17. In alternativa, il flusso medio P annuale di tutti i siti può essere utilizzato in sezione 4.2.1. </li><li> Dati dettagliati di ossigeno disciolto possono indicare che le aree specifiche del ipossico esperienza lago o condizioni anossiche (ad esempio, aree di profondità), mentre altre aree rimangono tutto l&#39;anno ossico. Se disponibile, utilizzare queste informazioni per definire il flusso di calcolo dell&#39;area × (Steinman et al., In preparazione). Moltiplicare la superficie anossico dal flusso anossico annuale e moltiplicare la superficie ossico dal flusso annuale ossico, e sommare i due valori per calcolare il carico P interna annuale. </li></ol></li></ol>

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Gli autori non hanno nulla da rivelare.

Nutriente carico ai laghi può provocare sia danni ambientali ed economici 21-23, quindi, è fondamentale che la società capisce la natura delle fonti di nutrienti e di come gestirli. Tentativi costosi per ridurre il carico di nutrienti non possono migliorare la qualità dell&#39;acqua se la fonte che contribuisce appropriata (ad esempio sedimenti lacustri o ingressi spartiacque), non è prevista per azione di gestione, ottenendo in tal modo battute d&#39;arresto nel restauro lago e frustrazione da parte dei soggetti interessati. In particolare in Laghi eutrofici poco profondi, quantificazione del carico di fosforo interno è un passo fondamentale per identificare una strategia di gestione per migliorare le condizioni di qualità delle acque. Anche quando i sedimenti sono implicati come una fonte importante di nutrienti, riduzione del carico P esterno devono essere inclusi in qualsiasi strategia di gestione del lago per alleviare l&#39;eutrofizzazione, dal momento che gli ingressi esterni di P in ultima analisi, si accumulano nei sedimenti e combustibile del futuro carico interno 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Anche se esistono altri metodi per stimare il carico P interna, determinazione sperimentale della P velocità di rilascio è un metodo diretto che può essere regolato per rispondere a una serie di domande di gestione e di ricerca. Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan, sono stati utilizzati per determinare la potenziale efficacia di un trattamento allume 2 e la concentrazione applicazione più efficiente 13. Come conseguenza dei risultati di questi studi di laboratorio, i soggetti hanno sviluppato la fiducia che il trattamento allume poteva controllare P rilascio nei sedimenti Spring Lake. Di conseguenza, hanno approvato una valutazione di 10 anni per finanziare un trattamento allume; successive incubazioni nucleo di sedimenti hanno rivelato che il trattamento è stato efficace nel ridurre P flusso di sedimenti 1 anno 18 e 5 anni 19 dopo il trattamento. Incubazioni nucleo di sedimenti sono stati utilizzati anche per valutare gli effetti della risospensione dei sedimenti 13 </sup&gt; e bioturbazione (G. Nogaro e A. Harris, dati non pubblicati) sul rilascio P. Diverse analisi dei sedimenti aggiuntivi possono essere eseguite in collaborazione con incubazioni fondamentali per fornire informazioni utili per interpretare sedimenti risultati rilascio P. I primi 5 o 10 cm di sedimento possono essere estrusi da nuclei per l&#39;analisi dei sedimenti TP, porewater SRP, sequenziale P frazionamento e metalli 4,18,19. Un esempio di frazionamento sequenziale P 26 che possono essere utili in studi carico interno consiste nel determinare la quantità di P vincolato a 1) alluminio (Al-P) o ferro (Fe-P), che rappresenta una redox insensibile (Al-P) e un redox-sensibili (Fe-P) associazione minerale che può diventare solubile in condizioni anossiche, e 2) di calcio (Ca-P) o magnesio (Mg-P), che sono entrambi associazioni minerali stabili. Inoltre, i sedimenti Fe: rapporti P possono essere calcolati in modo da fornire indicazioni sul potenziale P vincolante capacità di sedimenti. Sedimenti ricchi di ferro che rimangonoossidato hanno dimostrato di rilasciare molto poco P quando Fe: i rapporti P sono sopra i 15 (in peso) 27. Queste analisi di sedimenti aggiuntivi possono essere eseguite su anime seguente carico di incubazione interna 4,18,19, o su anime ripetute prese al momento della raccolta nucleo carico interno, ma non utilizzati per la misurazione del tasso di rilascio. Nonostante i vantaggi di determinazione sperimentale di flusso P sedimenti, l&#39;approccio non è senza limitazioni. Un certo numero di ipotesi spesso deve essere fatta che può aggiungere l&#39;incertezza dei risultati: <ul><li> Una ipotesi è che i tassi di rilascio dei sedimenti sono rappresentativi delle condizioni nel lago studio. Per ridurre al minimo l&#39;impatto di questa ipotesi, strategie di campionamento devono essere progettati per rappresentare come gran parte della variabilità spaziale e temporale possibile nel P rilascio del sedimento. Campionamento siti dovrebbe coprire tanto distribuzione geografica possibile all&#39;interno di un lago per catturare variazione spaziale nei sedimenti characteristics 2. Se disponibile, mappe batimetriche possono essere usati per selezionare i siti che sono rappresentativi della gamma di profondità di fondo nel lago. Altre considerazioni per l&#39;acquisizione di variazione spaziale comprendono la posizione dei principali ingressi tributari e la presenza di bacini lacustri distinti. Quando possibile, incubazioni di laboratorio devono essere effettuate nel corso di ogni stagione senza ghiaccio e su più anni per catturare variazione temporale dei tassi di rilascio. </li><li> Una seconda ipotesi è che le condizioni di incubazione sono rappresentative delle condizioni naturali. Una condizione anossica costante crea una situazione ottimale per il rilascio di P, che non possono instaurarsi nel lago studio. Così, i trattamenti anossici possono sovrastimare P rilascio del sedimento, quindi, può essere meglio pensare a tassi di rilascio misurati in trattamenti anossici come i tassi massimi potenziali. </li><li> Per calcolare il carico P interna annuale, ipotesi circa i tempi, la durata e l&#39;estensione territoriale di anossia hypolimnetic devono essere fatte.Ad esempio, nei laghi fortemente stratificato con profondità dell&#39;acqua relativamente costante e confermati anossia hypolimnetic, alcuni studi hanno ipotizzato che l&#39;intera zona del lago è anossico durante i periodi stratificate ai fini del carico P interna annuale stima 2,4. Tuttavia, questo può portare a una sovrastima del carico dovuto ai sedimenti ossico nelle basse zone litoranee 4. Così, una strategia globale di monitoraggio dell&#39;ossigeno disciolto che cattura diel, stagionale, e la variabilità spaziale in condizioni redox è altamente raccomandato per la stima del carico interno annuale accurate. </li><li> Infine, incubazione di laboratorio possono introdurre artefatti sperimentali a causa della incapacità di simulare completamente condizioni naturali. Ad esempio, poiché i sedimenti sono racchiusi in tubi interni, scambio acqua attraverso sedimenti permeabili è esclusa, tuttavia, è possibile progettare tubi interni a flusso continuo che riducono tale problema 28. Altri reperti includono l&#39;incapacità di imitare importantemiscelazione eventi o azione del vento, delle onde, che potrebbero interrompere l&#39;integrità dei sedimenti nei sistemi naturali. </li></ul> Dato che il nucleo approccio incubazione sedimento può essere utilizzato per generare stime ragionevoli carico P interno in appena un anno (anche se più anni di dati forniscono informazioni più robusto), è un prezioso strumento per informare le decisioni di gestione del lago. Quando viene utilizzato per sviluppare piani di gestione lago o di restauro, può contribuire a garantire un utilizzo oculato delle risorse finanziarie. Nei laghi in cui si sia già verificato la gestione del carico P interna, incubazione nucleo di sedimenti in grado di verificare l&#39;efficacia del trattamento e possono essere utilizzati per modificare la traiettoria di gestione, se giustificato.

Come un numero crescente di laghi in tutto il mondo soffrono di eutrofizzazione culturale, la determinazione delle cause del degrado della qualità dell&#39;acqua sta diventando sempre più importante per la gestione dei laghi e restauro. Fosforo (P) loading ai laghi è generalmente implicata in eutrofizzazione, in quanto è più spesso il nutriente crescita delle alghe 1 limitante. Storicamente, la quantificazione di P carico ai laghi focalizzata su fonti esterne, o P originari della spartiacque fonti puntuali e non puntuali via. Tuttavia, carico interno da sedimenti lacustri può rappresentare una gran parte, se non la maggioranza, del carico totale P Laghi eutrofici 2-5. Così, anche sostanziali riduzioni di carico esterno ai laghi possono non tradursi in un miglioramento della qualità delle acque per effetto prevalente della P rilascio dai sedimenti 5-8. A causa delle implicazioni ecologiche e sociali della P carico, compreso il costo e la difficoltà di controllo P, è fondamentale che P carichi sianoindividuato con precisione prima di promulgare una strategia di gestione. Almeno due meccanismi differenti sono responsabili per il rilascio di fosforo dai sedimenti. 1) Durante i periodi di anossia o ipossia, riducendo condizioni possono provocare il desorbimento del fosfato da ossidrossidi ferro all&#39;interfaccia sedimento-acqua, provocando diffusione di fosfato disciolti dai sedimenti nella colonna d&#39;acqua 9-11. 2) Disturbo della superficie del sedimento, mediante risospensione indotta dal vento e bioturbazioni, può causare il rilascio di P nella colonna d&#39;acqua da una desorbimento di P da particelle di sedimento risospeso o rilascio di P disciolto dall&#39;acqua poro sedimenti nella colonna d&#39;acqua rispettivamente 11-13. Tre principali approcci sono disponibili per quantificare P carico interno ai laghi 14,15. (1) misure in situ delle variazioni hypolimnetic fosforo totale (TP) nel corso del tempo può essere utilizzato quando il monitoraggiosono disponibili i dati. Stime interne di carico sulla base di misurazioni in situ soffrono di alta variabilità associata alla variabilità intrinseca spaziale e temporale dei dati ambientali e possono essere influenzati da insufficiente frequenza di monitoraggio 14. (2) Bilancio di massa può essere utilizzato per stimare il carico interno, quando i bilanci completi P possono essere costruiti. Tuttavia, è raro che i dati sufficienti sono disponibili su input P e le esportazioni per costruire un bilancio completo P 16. (3) sperimentalmente determinati tempi di rilascio del sedimento P può essere utilizzato, in combinazione con informazioni su estensione areale e durata P rilascio (periodo anossica), per calcolare il carico P interno. Questo è un metodo diretto di interno quantificazione carico P, anche se ha troppo limitazioni (vedi sotto). Poiché le decisioni di gestione spesso devono essere fatte in tempo compresso scale a causa di restrizioni di finanziamento o di pressioni sociali, determinazione sperimentale di interno Pcarico può avere una maggiore utilità per la gestione dei laghi e il ripristino in quanto richiede meno tempo e dati che in situ e gli approcci di bilancio di massa. Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti, in combinazione con il controllo di carichi esterni, sono stati utilizzati per determinare i contributi relativi carichi interni ed esterni P, con l&#39;obiettivo di orientare le decisioni di gestione per ottimizzare il controllo del codice sorgente di nutrienti 2,4,17. In due laghi Michigan con ampio sviluppo battigia e alte percentuali di superficie impermeabile (&gt; 25%) nei sottobacini direttamente adiacenti al lago, carico P interno è stato stimato a rappresentare fino al 80% del carico totale P, spingendo raccomandazioni di concentrare gli sforzi di gestione sulla riduzione dei sedimenti rilascio P 2,4. Al contrario, gli studi sperimentali di sedimento da un lago meno sviluppata nella stessa regione hanno mostrato che il carico interno composto solo il 7% del carico totale P, inducendo una raccomandazione per mettere a fuoco le strategie di gestione P nel watershed 17. Esperimenti fondamentali sedimenti inoltre sono stati utilizzati in un lago Michigan per determinare l&#39;efficacia potenziale di solfato di alluminio (allume) trattamento per ridurre la velocità di rilascio del sedimento P 2, l&#39;allume più efficiente dosaggio concentrazione e gli effetti della risospensione dei sedimenti 13, e l&#39;efficacia di un trattamento allume situ 1 anno 18 e 5 anni 19 dopo il trattamento. Determinazione sperimentale del carico P interna è un approccio efficace per fornire risposte alle domande di gestione delle chiavi di Laghi eutrofici.

<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;eutrofizzazione è un problema di qualità delle acque nei laghi di tutto il mondo, e vi è una necessità critica di identificare e controllare le fonti di nutrienti. Fosforo interno (P) carico di sedimenti lacustri può rappresentare una parte sostanziale del carico totale P in eutrofiche, e alcuni oligomesotrofe calcaree, laghi. Determinazione Laboratorio di P tassi di rilascio da carote di sedimento è un approccio per determinare il ruolo di P carico interno e guidare le decisioni di gestione. Esistono due principali alternative alla determinazione sperimentale della P rilascio del sedimento per stimare il carico interno: misure in situ di variazione hypolimnetic P nel tempo e bilancio di massa P. L&#39;approccio sperimentale utilizzando incubazioni sedimenti di laboratorio per quantificare il carico P interna è un metodo diretto, che lo rende uno strumento prezioso per la gestione dei laghi e restauro. Incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti possono aiutare a determinare l&#39;importanza relativa dei vs interno carichi P esterni,come pure essere utilizzato per rispondere a una serie di domande lago di gestione e di ricerca. Illustriamo l&#39;uso di incubazione nucleo di sedimenti per valutare l&#39;efficacia di un solfato di alluminio (allume) trattamento per ridurre P rilascio del sedimento. Altri temi di ricerca che possono essere studiati con questo approccio includono gli effetti della risospensione dei sedimenti e bioturbazione sul rilascio P. L&#39;approccio ha anche dei limiti. Le assunzioni devono essere effettuate con riferimento a: estrapolando i risultati di carote di sedimento a tutto il lago, decidere su che ora periodi di misurare rilascio di nutrienti, e affrontare eventuali artefatti tubo centrale. Una strategia globale di monitoraggio dell&#39;ossigeno disciolto per valutare lo stato redox temporale e spaziale nel lago offre una maggiore fiducia nei carichi P annuali stimati dai incubazione nucleo di sedimenti.

Rilascio P interna è stata misurata da campioni di sedimenti raccolti in Mona Lake, Michigan, per identificare il contributo relativo di interno contro carichi P esterne 4. Quattro siti sono stati campionati in tre stagioni per stimare il carico P interna annuale, pari a variazione spaziale in P flusso. Carote di sedimento sono state incubate per 20-28 giorni in condizioni anossiche e ossico, e la colonna d&#39;acqua sovrastante è stata campionati per SRP e le concentrazioni di TP a intervalli regolari durante il periodo di incubazione. Il trattamento anossico innescato SRP e TP rilascio dai sedimenti, tuttavia, stiamo presentando solo i risultati flusso TP a scopo illustrativo. Concentrazioni di TP erano più alti durante l&#39;estate in trattamenti anossici, e la variabilità spaziale in versione TP era evidente in tutte le stagioni (Figura 1). Media flusso TP interno era inferiore a 1,4 mg P / m 2 / giorno in tutti i core ossico; valori di flusso negativi in 3 dei 4 siti caduta durante indicato che i sedimenti ossicos agivano come dissipatore piuttosto che una fonte di P durante quella stagione 4 (Tabella 1). Tassi di rilascio TP erano notevolmente superiori a nuclei anossiche, con flusso in alto 15.56 mg P / m 2 / giorno in estate e partire da 0,80 mg P / m 2 / giorno di primavera 4 (Tabella 1). Questi valori di flusso sono stati usati per calcolare il flusso stagionale P interno basato su condizioni di ossigeno disciolto misurate al momento della raccolta nucleo sedimento 4. Stagionale carico P interno è stato calcolano il flusso in ogni sito alla superficie della corrispondente zona geografica 4; valori stagionali sono sommate per stimare carico P interna annuale, assumendo 0 flusso durante l&#39;inverno. Carico annuale P interno è stato stimato in 3,4 tonnellate, con la maggior parte del carico che si verificano durante l&#39;estate (Tabella 2). Confrontando questi risultati con le stime del carico esterno P concomitanti, è stato stimato che i sedimenti di Mona Lake contributote tra 9-82% del carico totale P annuale 4 (Tabella 2). Una serie di esperimenti è stata condotta in Spring Lake, Michigan, per determinare 1) l&#39;efficacia potenziale di solfato di alluminio (allume) trattamento nel ridurre interna P carico 2 e 2) l&#39;efficacia di un trattamento in situ allume 18,19. Gli esperimenti di laboratorio che simulano una applicazione di allume livello del lago hanno dimostrato un drammatico declino nel rilascio P interna con trattamento di 2 (Figura 2). Simile all&#39;esempio di cui sopra, vi presentiamo soltanto rilascio TP da questi esperimenti come risultati rappresentativi. In nuclei anossiche senza trattamento allume (simulando condizioni estive naturali nei sedimenti Spring Lake), le concentrazioni TP nella colonna d&#39;acqua sovrastante raggiunto più di 1,2 mg / L (Figura 2). Al contrario, anime anossiche dosate con allume avevano praticamente nessun rilascio P e le concentrazioni non erano diverse da uno dii trattamenti oxic 2 (Figura 2). Un nucleo di incubazione sedimento condotto 1 anno dopo l&#39;applicazione a livello lago di allume a Spring Lake ha rivelato che il trattamento è stato altamente efficace nel ridurre P rilascio del sedimento, con tassi di rilascio simili tra i trattamenti anossiche e ossico 18 (Figura 3a). Quando l&#39;esperimento è stato ripetuto cinque anni dopo il trattamento allume, il rilascio TP è rimasto sostanzialmente inferiore a quello pre-trattamento, ma è stato superiore a quello misurato 1 anno dopo il trattamento, suggerendo un lieve calo allume efficacia 19 (Figura 3B). <img alt="Figura 1" fo:content-width="6in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig1.jpg" /> Figura 1. Fosforo totale (TP) concentrazioni (mg / L) misurata durante l&#39;incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Mona Lake, Michigan, durante. molla (A), estate (B), e la caduta (C) 4 TP è stato misurato nelle acque sovrastanti sedimenti da 4 siti lacustri più di 20 - a 28 giorni di incubazione. La lettera nella legenda si riferisce a redox stato (A = trattamento anossico; O = trattamento ossico), il numero si riferisce a replicare numero (1-3). Notare le diverse scale sugli assi y tra le stagioni. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Clicca qui per vedere l&#39;immagine ingrandita.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Stagione </td><td> Posto </td><td> Flux anossico, P mg / m 2 / giorno </td><td> Flux ossico, P mg / m 2 / giorno </td></tr><tr><td rowspan="4"> Primavera </td><td> 1 </td><td> 2.77 ± 1.53 </td><td> 0.25 ± 0.01 </td></tr><tr><td> 2 </td><td> 2.82 ± 0.83 </td><td> 0.26 ± 0.23 </td></tr><tr><td> 3 </td><td> 0.80 &amp; #177; 0.07 </td><td> 0.17 ± 0.07 </td></tr><tr><td> 4 </td><td> 1.15 ± 0.71 </td><td> 0.12 ± 0.04 </td></tr><tr><td rowspan="4"> Estate </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"> Cadere </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> Tabella 1. Media (± SD) massimo<html> flusso apparente TP (P mg / m 2 / giorno) in sedimenti raccolti da Mona Lake, Michigan, e incubata in condizioni anossiche e oxic 4. Flux è stata calcolata dalla variazione delle concentrazioni TP nel tempo, mostrato in Figura 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Stagione </td><td> Interno P Carico, t </td><td> P esterno Carico, t </td><td> Carico interno Contributo,% </td></tr><tr><td> Primavera </td><td> 0,055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Estate </td><td> 2.272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Cadere </td><td> 1.127 </td><td> 0,242 </td><td> 82.3% </td></tr><tr><td> Inverno </td><td> 0.000 </td><td></td><td></td></tr><tr><td> Annuale </td><td> 3,454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>contenuto &quot;&gt; Tabella 2. stime annuali e stagionali interne carico P (t, t) per Mona Lake, Michigan, calcolato sulla base flusso massimo TP apparente 4 (indicato nella tabella 1). stime del carico P interno stagionali sono confrontato esterno P carico di stima per determinare il contributo di carico interno a totale carico P. <img alt="Figura 2" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig2.jpg" /> Figura 2. Media (± SD) TP concentrazione (mg / L) misurata durante l&#39;incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan, e sperimentalmente trattata con solfato di alluminio (allume) in condizioni ossico e anossiche 2. TP è stato misurato nel sovrastante colonna d&#39;acqua carote di sedimento nel corso di un periodo di incubazione di 20 giorni. Questa cifra è stata modificata da Steinman et al. 2 ristampata daPermission, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Clicca qui per vedere l&#39;immagine ingrandita.</a> <img alt="Figura 3" fo:content-width="5in" fo:src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" src="/files/ftp_upload/51617/51617fig3.jpg" /> Figura 3. Media (± SD) TP concentrazione (mg / L) misurata durante l&#39;incubazione di laboratorio di campioni di sedimenti raccolti da Spring Lake, Michigan 1 anno dopo 18 (A) e 5 anni dopo 19 (B) una applicazione di allume ampio lago. Carote di sedimento sono stati sottoposti a trattamenti oxic e anossici e la colonna d&#39;acqua sovrastante è stato campionato per concentrazione TP su uno di 22 giorni (A) a 25 giorni (B) incubazione. Questa cifra è stata modificata da Steinman et al 18;. Pannello A e Steinman et al 19;. Pannello B </strong&gt;. Ristampato da permesso, ASA, CSSA, SSSA. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Clicca qui per vedere l&#39;immagine ingrandita.</a>

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

Lago di eutrofizzazione è un problema di qualità delle acque in tutto il mondo, rendendo la necessità di identificare e controllare le fonti di nutrienti critici. Determinazione Laboratorio di fosforo tassi di rilascio di carote di sedimento è un valido approccio per determinare il ruolo del fosforo carico interno e guidare le decisioni di gestione.

Laboratorio-determinato Fosforo Flux dal lago di sedimenti come misura di fosforo interno Loading

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

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17.2K Views.  Grand Valley State University.  Lago di eutrofizzazione è un problema di qualità delle acque in tutto il mondo, rendendo la necessità di identificare e controllare le fonti di nutrienti critici. Determinazione Laboratorio di fosforo tassi di rilascio di carote di sedimento è un valido approccio per determinare il ruolo del fosforo carico interno e guidare le decisioni di gestione. 

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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.

Determinazione del microbica extracellulare Enzyme Activity in Acque, Suoli e sedimenti utilizzando High Throughput micropiastre saggi

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

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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.

Laboratorio Stima di Net trofiche trasferimento incrementi di efficienza di congeneri di PCB a Lake Trout (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) Dalla sua preda

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.

Misura del flusso di gas serra da terreni agricoli Uso statici 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.

Sviluppo di Sulfidogenic fanghi da Marine Sedimenti e Tricloroetilene Riduzione in una coperta reattore Upflow anaerobica dei fanghi

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.

DNA-RNA simultanea Estrazione da sedimenti costieri e la quantificazione dei geni 16S rRNA e trascrizioni da Real-time PCR

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

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

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

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

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

Protocollo sperimentale per produzione di biodiesel con isolamento di Alkenones come coprodotti da Commercial<em&gt; Isochrysis</em&gt; Biomassa 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 sistema di esposizione di flusso-through per valutare sospeso Sedimenti Effetti sulla vita acquatica

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.

Sviluppo di<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Come micosintetizzatore: dall&#39;isolamento al campo

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

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

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

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

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

Preparazione di pirite Autigenesi da sedimenti di metano-cuscinetto per In Situ l'analisi di isotopi di zolfo utilizzando 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.

Procedura ottimizzata per determinare l'adsorbimento di fosfonati su idrossido ferrico granulare utilizzando un metodo di determinazione del fosforo miniaturizzato

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