Os autores agradecem a assistência de campo e de laboratório fornecidos pela James Smit e Kurt Thompson. O financiamento para estudos originais para que este protocolo foi desenvolvido foi fornecido pelo Lago-Lake Conselho 2,13,18,19 da Primavera; do Departamento de Qualidade Ambiental Michigan 4, e Jim Duncan, Dave Farhat, e da Presidência da República no Grand Valley State Universidade 17.

1. Amostragem de campo <ol><li> Realizar amostragem uma vez durante cada estação livre de gelo (quando aplicável) por 1-2 anos, se possível (ou seja, 3 vezes / ano em um clima temperado norte). Se o tempo e / ou fundos de proibir amostragem sazonal, realizar amostragem uma vez por ano durante a meio-de-final do verão. </li><li> Selecione pontos de coleta de sedimentos para cobrir diferentes regiões geográficas dentro do lago. Escolher locais próximos a qualidade da água histórica e / ou locais de amostragem de sedimentos, quando disponível, é muitas vezes desejável para tirar proveito de dados históricos. Caso contrário, tentar selecionar os locais que representam diferentes tipos de sedimentos no lago. </li><li> Realizar amostragem da qualidade da água antes de sedimentos coleção núcleo. <ol><li> No mínimo, medir a profundidade da água e perfis verticais de temperatura da água e oxigênio dissolvido. Medições Near-fundo devem ser tomadas o mais próximo ao sedimento superficial possível, sem perturbar o sedimento. </li><li> Colete qualquer outro watdados de qualidade er e amostras que são desejados para cumprir os objetivos específicos do estudo. Exemplos incluem perfis verticais de pH, condutividade, turbidez e profundidade; Secchi; (PAR) perfis de radiação fotossinteticamente ativa; clorofila a, fósforo solúvel reativo (SRP); fósforo total (PT) e de nitrogênio das espécies. </li></ol></li><li> Em cada local de amostragem, encher um garrafão de 10 litros com água coletada 1 m acima da superfície do sedimento utilizando uma Van Dorn ou garrafa Niskin. Este será utilizado na configuração inicial de núcleos de sedimentos em laboratório e para reabastecimento núcleos após a amostragem durante a incubação. Coloque o garrafão em um refrigerador com gelo. </li><li> Colete seis núcleos de sedimentos por site usando um pistão 2,20 corer. <ol><li> Consulte Fisher et al. 20 para obter instruções específicas sobre a construção do dispositivo perfuração. Resumidamente, o dispositivo de descaroçamento é constituído por um policarbonato de 0,6 m de comprimento de tubo graduado núcleo (7 cm di), um cloreto de polivinilo (PVC) O conjunto de fixação para acoplamento de hastes de acionamento de alumínio, um pistão construído de duas tampas de borracha e um parafuso de olho, um cabo de pistão revestido de plástico com um clipe giratório, e hastes de acionamento de alumínio. Montar o dispositivo de extracção de amostras de acordo com os seguintes passos: <ol><li> Passe o final clip giratório do cabo pistão através da parte superior do conjunto de fixação de PVC. Orientar um tubo central com orifícios para parafusos virados para cima e estender o cabo através do comprimento do tubo de núcleo. Prenda o cabo de pistão para o olhal da rolha de pistão. </li><li> Fixe o tubo de núcleo para a montagem de fixação PVC usando um pino de engate de bloqueio fio. Puxar o cabo de êmbolo para fazer avançar o êmbolo 20 cm do fundo do tubo central para manter uma camada de água no topo da superfície do sedimento durante a recolha do núcleo. </li><li> Anexar uma barra de alumínio de carro para o outro lado do conjunto de fixação PVC usando um pino de engate de bloqueio fio. Menor dispositivo perfuração vertical na água, adicionando seções adicionais de unidade de alumíniohaste, conforme necessário. </li></ol></li><li> Posicione a corer verticalmente na interface água-sedimento e empurre para baixo, com o cabo restante pistão estacionário. Para conseguir isso, puxar o cabo do pistão tenso uma vez que a sonda está no lugar na interface água-sedimento, anexar apertos vice a cabo, passo o cabo para o interior dos apertos vice e empurre para baixo. </li><li> Traga núcleo para a superfície e vedar com uma tampa de borracha antes da ruptura da superfície da água. Proteja rolha inferior com fita adesiva. </li><li> Aparafusar o êmbolo para a parte superior do tubo central para manter estacionária durante o trânsito. Coloque o tubo de núcleo em um rack vertical e manter a temperatura ambiente de quase-fundo do lago, o uso de gelo se necessário. </li></ol></li></ol> 2. Incubação Laboratório <ol><li> Ao retornar do campo, ajustar núcleos para conter a profundidade desejada de sedimentos e coluna de água sobrejacente. O excesso de sedimentos pode ser cuidadosamente deixar fora a parte inferior do tubo central por removing a tampa inferior, adicione a água do garrafão coletadas no local correspondente, se necessário. Profundidades de sedimentos e de coluna de água mais usados ​​são 20 cm de sedimentos com um 25 centímetros de coluna de água sobrejacente 2,4,13,17-19, mas esses valores podem ser modificados se o desejar. </li><li> Colocar os tubos centrais de sedimento para uma câmara de crescimento do ambiente escuro, com a temperatura mantida a coincidir com a temperatura da água inferior ambientais medidos no campo. </li><li> Expor os núcleos de redox tratamentos. Para o tratamento oxic, bolha da coluna de água de 3 núcleos / local com o ar. Bolha da coluna de água dos restantes três núcleos por local com N 2 (com ~ 350 ppm de CO 2 para o buffer pH) para o tratamento anóxico. Certifique-se de uma taxa de bolha lento e consistente, que é sem interrupção para a superfície do sedimento. </li><li> No dia 1 de núcleo de incubação, filtrar cada garrafão de 10 L contendo água perto inferior coletadas de cada site no campo. Usando um cartucho de bomba e filtro peristálticahabitação, água filtro primeiro através de um filtro de 1 um, seguido por um filtro de 0,2 um. Armazenar a água filtrada a 4 ° C durante a duração do período de incubação do núcleo. </li><li> Núcleos de amostra para taxa de liberação de P ao longo da duração do período de incubação de 2,3. Porque esta é uma experiência sensível a redox, tome precauções para manter as condições de tratamento redox sempre que possível. <ol><li> Com uma seringa, retirar uma amostra de 40 ml de água através do orifício de amostragem de cada núcleo do sedimento no dia 0 (isto é, no momento em que os núcleos são colocados na câmara de crescimento), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , e 28 do núcleo de incubação. (Nota:. Se alterações mais intervalos de tempo muito curtos se desejado, o regime de amostragem pode ser modificado para amostrar a hora 1, 2, 4, 8, etc No entanto, o sistema é ainda muitas vezes ao longo do primeiro equilibrador 12 horas, de modo libertação P dinâmica pode ser bastante variável, no início da incubação.) </li><li> Imediatamente após a remoção, dispensa de 20 ml0; subamostra para um frasco de cintilação e refrigerar para análise de TP. Filtra-se a outros 20 ml subamostra através de um filtro de membrana de 0,45 um e num frasco de cintilação e congelar para análise de SRP. </li><li> Substituir o subamostra de 40 ml com um volume igual de água filtrada (ver passo 2.4) a partir do local correspondente. </li></ol></li></ol> 3. P Lançamento Taxa de Cálculo <ol><li> Calcular fluxo (taxa de libertação), com base na mudança de TP coluna de água ou SRP utilizando a seguinte equação 2: P rr = (C t - C 0) × V / A onde P rr é a liberação P net (valores positivos) ou retenção (valores negativos) de taxa por unidade de superfície do sedimento (mg P / m 2 / d), C t é o TP ou concentração SRP na coluna de água no tempo t , C 0 é a concentração de TP ou SRP no tempo 0, V é o volume da água na coluna de água no núcleo tube, e A é a área de superfície plana dos núcleos de sedimentos. Calcular a taxa de libertação P utilizando a parte linear da curva de concentração versus tempo para dar a taxa de libertação máxima aparente 4,13,18,19. Para evitar potencial viés de curto prazo, escolher datas de amostragem não consecutivos para C e C t 0 18,19. </li></ol> 4. P carga interna Cálculo <ol><li> Calcule o fluxo anual de P. <ol><li> Para cada estação do ano em que a amostragem ocorreu, multiplique fluxo anóxica e oxic individualmente pelo número de dias em que estação. Some os valores sazonais para produzir fluxo anóxica e oxic anual (mg / m 2 / ano). Se vários sites no mesmo lago foram amostrados, este cálculo pode ser realizada separadamente para cada site ou utilizando os valores médios de fluxo para todos os sites (ver Secção 4.2.2). </li><li> Liberação de P de sedimentos é geralmente muito baixa durante o inverno devido a baixas temperaturas da água. Se a amostragem não foi realizada durante o inverno,supor que P fluxo é 0 para essa temporada 14,15. </li><li> Porque a maioria de liberação P interno ocorre durante o verão, o fluxo anual de P interna pode ser grosseiramente estimada a partir de medições de verão sozinho, na ausência de dados sazonais 2,15,17. Para esta abordagem, o cálculo do fluxo de P de acordo com a Seção 4.1.1 e assumir 0 fluxo para todas as estações, exceto no verão. Reconhecer que esta será uma estimativa conservadora de liberação anual P. </li><li> Se disponíveis, os dados de oxigênio dissolvido podem ser usados ​​para refinar a 2,4 anual cálculo P fluxo. Tais dados podem revelar que um lago experimenta hipoxia ou anoxia para uma determinada porcentagem do ano, ou durante as estações específicas. Nesses casos, use fluxo anóxica e oxic acordo com a proporção ou estação apropriada e somar os valores para o cálculo de fluxo anual P interno. <ol><li> Por exemplo, se a hipoxia ou anoxia foi medida apenas durante o verão, calcular Seção 4.1.1 usando fluxo anóxica para o verão e oxic fluxo paraas restantes estações. Some os valores para obter o fluxo anual de P interno. Da mesma forma, se os dados de monitoramento de oxigênio dissolvido de rotina indicam que o lago experimenta hipoxia ou anoxia 35% do ano, multiplicar o fluxo anóxica anual da Seção 4.1.1 por 0,35 e fluxo oxic anual da Seção 4.1.1 por 0,65 e somar os valores para calcular fluxo P interna anual. </li></ol></li><li> Lagos polimítico representam um desafio especial para o cálculo da carga P interno, devido à sua mistura freqüente e variabilidade espacial e temporal do estado redox 14. Nürnberg et al. 16 desenvolveram um modelo para calcular o número de dias de anoxia um lago polimítico pode experimentar durante uma estação ou ano. A zona activa de liberação de ar e tempo (AA), o que representa a duração de tempo (dias / estação) que uma área semelhante à área de superfície do lago for libertando activamente P, pode ser calculado como se segue: AA = -36,2 + 50,2 log (temporada P) + 0,762 z / A 00,5 onde P é a concentração média TP coluna de água durante uma determinada época, z é média profundidade, e A é a área do lago de superfície. Para calcular o fluxo anual de P interno, multiplicar AA pelo fluxo anóxica e do número de dias oxic pelo fluxo oxic para cada estação, e depois somar todos os valores. </li></ol></li><li> Aumentar os fluxos P interno a toda a área do lago. <ol><li> Multiplique o fluxo anual de P a partir do passo 4.1 por toda a área de superfície do lago para calcular carga anual P interno. A menos que o fluxo anual de P foi calculado de acordo com as secções 4.1.4 ou 4.1.5, utilize o fluxo anual anóxica para calcular carga anual P interno. Caso contrário, use o fluxo calculado nos pontos 4.1.4 ou 4.1.5. </li><li> Se vários sites no mesmo lago foram amostrados, o lago pode ser dividido em zonas geográficas associadas a cada site. Multiplicar o fluxo anual anóxica P (ou fluxo anual de secções 4.1.4 e 4.1.5) para cada local por área de superfície da zona, e depois somar os valores para se obter annual carga P interno para toda a 4,17 lago. Alternativamente, o fluxo de P anual média de todos os locais podem ser utilizados na Secção 4.2.1. </li><li> Dados de oxigênio dissolvido detalhadas podem indicar que áreas específicas do hipóxica experiência lago ou condições anóxicas (por exemplo, zonas de profundidade), enquanto outras áreas permanecem oxic ano. Se estiver disponível, usar essas informações para refinar o cálculo de fluxo área × (Steinman et al., Em prep). Multiplique a área de superfície anóxica pelo fluxo anóxica anual e multiplicar a área de superfície oxic pelo fluxo anual oxic, e somar os dois valores para calcular a carga anual P interno. </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>

Os autores não têm nada a revelar.

Nutrient carregamento de lagos pode resultar em ambos os prejuízos ambientais e econômicos 21-23, portanto, é fundamental que a sociedade compreenda a natureza das fontes de nutrientes e como gerenciá-los. Tentativas caros para reduzir a carga de nutrientes pode não melhorar a qualidade da água, se a fonte de contribuição adequada (ou seja, sedimentos lacustres ou entradas de bacias hidrográficas) não é objecto de acções de gestão, resultando assim em retrocessos no lago restauração e frustração por parte dos stakeholders. Particularmente em lagos rasos e eutróficos, quantificação da carga de fósforo interno é um passo crítico na identificação de uma estratégia de gestão para melhorar as condições de qualidade da água. Mesmo quando os sedimentos são implicados como uma importante fonte de nutrientes, a redução da carga P externo deve ser incluído em qualquer estratégia de gestão lago para aliviar a eutrofização, uma vez que as entradas externas de P, em última análise se acumular nos sedimentos e futuro carga interna de combustível 24,25 &lt;/ Sup&gt;. Embora existam outros métodos para calcular a carga interna P, a determinação experimental de taxas de libertação de P é um método directo que pode ser ajustada para responder a uma variedade de questões de gestão e de investigação. Incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan, foram usados ​​para determinar a eficácia potencial de um tratamento alum 2 ea concentração de aplicação mais eficiente 13. Como resultado das conclusões destes estudos em laboratório, os participantes desenvolveram a confiança de que o tratamento alum poderia controlar a liberação de P nos sedimentos do lago da Primavera. Consequentemente, eles aprovaram uma avaliação de 10 anos para financiar um tratamento alum; subseqüentes incubações do núcleo de sedimentos revelaram que o tratamento foi eficaz na redução de sedimentos P fluxo 1 ano 18 e 5 anos, 19 após o tratamento. Incubações núcleo do sedimento também têm sido utilizados para avaliar os efeitos de sedimentos ressuspensão 13 </sup&gt; e bioturbação (G. Nogaro e A. Harris, dados não publicados) sobre a liberação de P. Várias análises de sedimentos adicionais podem ser realizadas em conjunto com incubações centrais para fornecer informações que sejam úteis para a interpretação de resultados de sedimentos de libertação P. O top 5 ou 10 cm de sedimentos pode ser extrudado de núcleos para análise do TP sedimento, água intersticial SRP, P fracionamento seqüencial, e metais 4,18,19. Um exemplo de fracionamento seqüencial P 26, que pode ser útil em estudos de carregamento internos envolve a determinação da quantidade de P obrigado a 1) de alumínio (Al-P) e ferro (Fe-P), o que representa um redox insensível (Al-P) e uma associação de minerais sensíveis a redox (Fe-P) que pode tornar-se solúvel em condições anóxicas, e 2) de cálcio (Ca-P) ou do magnésio (Mg-P), que são as duas associações minerais estáveis. Além disso, os sedimentos Fe: P pode ser calculado para fornecer informações sobre a capacidade de ligação P potencial de sedimentos. Sedimentos ricos em ferro que permanecemoxidada foram mostrados para liberar muito pouco quando Fe P: P estão acima de 15 (em peso) 27. Estas análises de sedimentos adicionais podem ser realizadas em núcleos após incubação carga interna 4,18,19, ou em núcleos de réplicas tomadas no momento da coleção nuclear de carga interna, mas não destinados à medição da taxa de liberação. Apesar dos benefícios da determinação experimental do sedimento P fluxo, o método não é sem limitações. Uma série de pressupostos devem muitas vezes ser feito que pode adicionar incerteza para os resultados: <ul><li> Uma suposição é que as taxas de libertação dos núcleos de sedimentos são representativos das condições do lago estudo. Para minimizar o impacto desta premissa, estratégias de amostragem devem ser projetados para representar o máximo de variabilidade espacial e temporal quanto possível, a liberação de sedimentos P. Amostragem sites devem cobrir a maior área geográfica possível dentro de um lago para capturar a variação espacial em sedimentos characteristics 2. Se estiver disponível, mapas batimétricos pode ser usado para selecionar os locais que sejam representativos da gama de profundidades inferiores no lago. Outras considerações para a captura de variação espacial incluem a localização dos principais entradas tributárias ea presença de bacias lacustres distintos. Quando possível, incubações laboratoriais devem ser realizadas durante cada estação livre de gelo e ao longo de vários anos para capturar variação temporal nas taxas de liberação. </li><li> Uma segunda hipótese é que as condições de incubação são representativas das condições naturais. Uma condição anóxica constante cria uma situação ideal para a liberação de P, o que não pode ocorrer naturalmente no lago estudo. Assim, os tratamentos anóxicas pode superestimar liberação de sedimentos P, por isso, talvez seja melhor pensar em taxas de liberação medidos em tratamentos anóxicas como taxas potenciais máximos. </li><li> Para o cálculo da carga anual P interno, suposições sobre o tempo, duração e extensão espacial da anoxia hypolimnetic deve ser feita.Por exemplo, em lagos fortemente estratificadas com profundidade de água relativamente consistente e confirmados anoxia hypolimnetic, alguns estudos têm assumido que toda a área do lago é anóxica durante os períodos de estratificação para fins de estimativa anual de carga P interna 2,4. No entanto, isso pode resultar em uma superestimação da carga devido aos sedimentos em áreas litorâneas oxic rasos 4. Assim, uma estratégia de monitoramento de oxigênio dissolvido abrangente que captura diurno, sazonal, e variabilidade espacial em estado redox é altamente recomendado para a estimativa da carga interna anual preciso. </li><li> Finalmente, as incubações de laboratório pode introduzir artefactos experimentais, devido à incapacidade para simular condições completamente naturais. Por exemplo, como os sedimentos são colocados em tubos de núcleo, troca de água através de sedimentos permeáveis ​​é impedida, no entanto, é possível projetar tubos centrais de escoamento que atenuem esta questão 28. Outros artefactos incluem a incapacidade para imitar importantemisturando eventos ou ação de ondas de vento, o que pode perturbar a integridade de sedimentos em sistemas naturais. </li></ul> Tendo em conta que o núcleo abordagem incubação sedimentos pode ser usado para gerar estimativas de carga P interno razoáveis ​​em tão pouco quanto um ano (embora vários anos de dados fornecerá informações mais robusta), é uma ferramenta valiosa para informar as decisões de gestão lago. Quando usado para desenvolver planos de gestão lago ou de restauração, pode ajudar a garantir a utilização racional dos recursos financeiros. Em lagos onde a gestão de carga P interna já ocorreu, incubações do núcleo de sedimentos pode verificar a eficácia do tratamento e ser usado para modificar a trajetória da gestão, se tal se justificar.

Como um número crescente de lagos em todo o mundo sofrem de eutrofização cultural, a determinação das causas da degradação da qualidade da água está se tornando cada vez mais importante para a gestão do lago e restauração. Fósforo (P) de carga para os lagos são geralmente implicados na eutrofização, como é mais frequentemente o nutriente limitante do crescimento de algas 1. Historicamente, a quantificação da carga P para lagos com foco em fontes externas, ou P originários da bacia hidrográfica por meio de fontes pontuais e difusas. No entanto, a carga interna de sedimentos do lago podem ser responsáveis ​​por uma grande parte, se não a maioria, da carga total P em lagos eutróficos 2-5. Assim, mesmo uma redução substancial na carga externa para lagos pode deixar de resultar na melhoria da qualidade da água devido ao efeito de substituição de liberação de P de sedimentos 5-8. Por causa das implicações ecológicas e sociais da P carregamento, incluindo o custo ea dificuldade de controle P, é fundamental que as cargas P seridentificado com precisão antes da promulgação de uma estratégia de gestão. Pelo menos dois mecanismos diferentes são responsáveis ​​pela liberação de fósforo de sedimentos. 1) Durante os períodos de anoxia ou hipoxia, condições de redução pode resultar na dessorção de fosfato de ferro oxihidróxidos na interface sedimento-água, provocando a difusão do fosfato dissolvido a partir dos sedimentos na coluna de água de 9-11. 2) Perturbação da superfície do sedimento, através de ressuspensão e bioturbação induzida pelo vento, pode resultar na liberação de P na coluna de água por qualquer dessorção de P a partir de partículas de sedimentos ressuspensos ou liberação de P dissolvido da água dos poros do sedimento para a coluna de água , respectivamente 11-13. Três abordagens principais estão disponíveis para quantificar a carga P interno para lagos 14,15. (1) Em medições in situ de mudanças em fósforo total hypolimnetic (TP) ao longo do tempo pode ser utilizada quando a monitorizaçãoexistem dados disponíveis. Estimativas de carga internos baseados em medições in situ sofrem de alta variabilidade associada com a variabilidade espacial e temporal inerente dos dados ambientais e pode ser afetada pela freqüência de monitorização inadequada 14. (2) O balanço de massa pode ser utilizado para estimar a carga interna, em que os orçamentos P completas podem ser construídos. No entanto, é raro que existam dados suficientes sobre os insumos de P e as exportações para a construção de um orçamento completo P 16. (3) As taxas de libertação de sedimentos P determinado experimentalmente pode ser utilizada, em combinação com a informação sobre extensão da área e da duração da libertação de P (isto é, período anóxica), para calcular a carga P interna. Este é um método directo de quantificação da carga P interno, embora também tem limitações (ver abaixo). Porque muitas vezes as decisões de gestão deve ser feita em tempo comprimido escalas devido a restrições de financiamento ou pressões sociais, a determinação experimental de P internocarga pode ter uma maior utilidade para a gestão de lago e de restauração, uma vez que requer menos tempo e dados do que o in situ e abordagens de balanço de massa. Incubações laboratoriais de sedimentos, combinados com o monitoramento de cargas externas, têm sido usados ​​para determinar as contribuições relativas de cargas P internos e externos, com o objetivo de orientar as decisões de gestão para otimizar o controle da fonte de nutrientes 2,4,17. Em dois lagos Michigan com amplo desenvolvimento litoral e altas porcentagens de superfície impermeável (&gt; 25%) nas sub-bacias diretamente adjacentes ao lago, a carga P interna foi estimada em até 80% da carga total de P, levando recomendações concentrar os esforços de gestão na redução de sedimentos 2,4 liberação P. Por outro lado, estudos experimentais de sedimentos de um lago menos desenvolvidos na mesma região mostrou que a carga interna composta apenas 7% da carga total de P, levando a uma recomendação para focar estratégias de gestão de P no watershed 17. Experiências principais de sedimentos também têm sido utilizados em um lago Michigan para determinar a eficácia potencial de sulfato de alumínio (alúmen) de tratamento para reduzir a taxa de libertação de sedimentos P 2, o alúmen mais eficiente concentração de dosagem e os efeitos da ressuspensão do sedimento 13, e a eficácia de um no tratamento alum situ um ano 18 e 5 anos, 19 após o tratamento. Determinação experimental da carga P interno é uma abordagem eficaz para fornecer respostas a questões-chave da administração em Lagos eutróficos.

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

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

A eutrofização é um problema de qualidade da água em lagos em todo o mundo, e há uma necessidade crítica para identificar e controlar as fontes de nutrientes. Fósforo interno (P) carregamento de sedimentos do lago podem ser responsáveis ​​por uma parte substancial da carga total em P eutróficos, e alguns mesotróficos, lagos. Determinação laboratorial de taxas de liberação de P de sedimentos é uma abordagem para determinar o papel da carga P interno e orientar as decisões de gestão. Existem duas principais alternativas para a determinação experimental da liberação de sedimentos P para estimar a carga interna: medições in situ das mudanças na P hypolimnetic ao longo do tempo e balanço de massa P. A abordagem experimental usando incubações de sedimentos em laboratório para quantificar a carga P interno é um método direto, tornando-se uma ferramenta valiosa para a gestão de lago e restauração. Incubações laboratoriais de sedimentos pode ajudar a determinar a importância relativa dos vs interno cargas P externos,bem como ser utilizado para responder a uma variedade de questões de gestão de lago e de pesquisa. Nós ilustramos o uso de incubações do núcleo de sedimentos para avaliar a eficácia de um sulfato de alumínio (alum) tratamento para reduzir a liberação de sedimentos P. Outras questões de pesquisa que podem ser investigados usando essa abordagem incluem os efeitos de ressuspensão de sedimentos e bioturbação na liberação de P. A abordagem também tem limitações. Suposições devem ser feitas com respeito a: extrapolação dos resultados de sedimentos para todo o lago, decidir sobre o que períodos de tempo para medir liberação de nutrientes, e abordar possíveis artefatos tubo núcleo. A estratégia de monitoramento de oxigênio dissolvido abrangente para avaliar o estado redox temporal e espacial no lago proporciona maior confiança em cargas P anuais estimados a partir de incubações do núcleo de sedimentos.

Liberação de P interno foi medida a partir de testemunhos coletados na Mona Lake, Michigan, para identificar a contribuição relativa do interno contra cargas externas P 4. Quatro locais foram amostrados ao longo de três temporadas para estimar a carga anual P interno, representando variação espacial em P fluxo. Sedimentos foram incubados por 20-28 dias, sob condições anóxicas e oxic, ea coluna de água que recobre foi amostrado por SRP e as concentrações de TP em intervalos regulares durante o período de incubação. O tratamento anóxico desencadeada SRP e liberação TP dos sedimentos, no entanto, estamos apresentando apenas os resultados TP fluxo para fins ilustrativos. TP concentrações foram maiores durante o verão em tratamentos anóxica, e variabilidade espacial na liberação TP foi evidente durante todas as estações (Figura 1). A média de fluxo TP interna foi inferior a 1,4 mg P / m 2 / dia, em todos os núcleos oxic; valores de fluxo negativo em 3 dos 4 locais durante a queda indicaram que sedimento óxicas estavam agindo como uma pia em vez de uma fonte de P durante essa época 4 (Tabela 1). As taxas de libertação de TP foram consideravelmente maiores, em núcleos de anoxia, com fluxo tão elevadas como 15,56 mg P / m 2 / dia, no Verão e tão baixo quanto 0,80 mg P / m 2 / dia na mola 4 (Tabela 1). Estes valores de fluxo foram utilizados para calcular o fluxo sazonal P interno com base nas condições de oxigênio dissolvido medidos no momento da coleta de núcleo do sedimento 4. Carga P interna sazonal foi calculada pela intensificação do fluxo em cada local para a área de superfície da zona geográfica correspondente 4; valores sazonais foram somados para calcular a carga anual P interno, assumindo 0 fluxo durante o inverno. Carga P interna anual foi estimada em 3,4 toneladas métricas, com a maior parte da carga que ocorre durante o verão (Tabela 2). Comparando estes resultados com as estimativas de carga P externo simultâneos, estimou-se que os sedimentos em Mona Lago contribuiçãote entre 9-82% do total da carga P anual de 4 (Tabela 2). Uma série de experiências foi realizado em Spring Lake, Michigan, para determinar 1) a eficácia potencial de sulfato de alumínio (alúmen) tratamento na redução da carga P interna 2 e 2), a eficácia de um tratamento em alúmen situ 18,19. Experimentos de laboratório, simulando uma aplicação de grande lago de alum demonstrou um declínio dramático na liberação de P interno com o tratamento 2 (Figura 2). Semelhante ao exemplo acima, estamos apresentando apenas liberação TP destas experiências como resultados representativos. Em núcleos anóxica sem tratamento alum (simulando condições de verão naturais em sedimentos Spring Lake), as concentrações médias de TP na coluna de água sobrejacente atingiu mais de 1,2 mg / L (Figura 2). Em contraste, os núcleos anóxicas dosados ​​com alum tinha praticamente nenhum lançamento P e concentrações não foram diferentes de qualquer umos tratamentos óxicas 2 (Figura 2). Um núcleo de incubação de sedimentos realizadas um ano após a aplicação de todo o lago de alum em Spring Lake revelou que o tratamento foi altamente eficaz na redução da liberação de sedimentos P, com taxas de libertação semelhantes entre os tratamentos anóxica e oxic 18 (Figura 3A). Quando a experiência foi repetida cinco anos após o tratamento com alúmen, libertação TP é substancialmente menor do que o pré-tratamento, mas era maior do que a medida de 1 ano após o tratamento, sugerindo uma ligeira diminuição na eficácia de alúmen 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. Fósforo total (PT) concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Mona Lake, Michigan, durante. mola (A), verão (B), e queda (C) 4 TP foi medida na água que recobre sedimentos a partir de 4 sites de lago ao longo de um 20 - a 28 dias de incubação. A carta na legenda refere-se ao estado redox (A = tratamento anóxico, O = tratamento oxic), o número refere-se a replicar número (1-3). Observe as diferentes escalas no Y-eixos entre estações. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig1highres.jpg" target="_blank">Clique aqui para ver imagem ampliada.</a> <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="329"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> Local </td><td> Fluxo anóxica, mg P / m 2 / dia </td><td> Fluxo Oxic, mg P / m 2 / dia </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"> Verão </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"> Cair </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> Tabela 1. Média (± DP), no máximo<html> fluxo aparente TP (mg P / m 2 / dia) em núcleos de sedimentos recolhidos por Mona Lake, Michigan, e incubados sob condições anóxicas e óxicas 4. fluxo foi calculado a partir da mudança na concentração de TP ao longo do tempo, mostrado na Figura 1. <table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" fo:keep-together.within-page="always" width="308"><tbody><tr><td> Temporada </td><td> P interno Load, t </td><td> Externa P Load, t </td><td> Carga Interna Contribuição,% </td></tr><tr><td> Primavera </td><td> 0,055 </td><td> 0,557 </td><td> 9,0% </td></tr><tr><td> Verão </td><td> 2.272 </td><td> 0,862 </td><td> 72,5% </td></tr><tr><td> Cair </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> Anual </td><td> 3.454 </td><td></td><td></td></tr></tbody></table>conteúdo &quot;&gt; Tabela 2. estimativas anuais e sazonais internos carga P (toneladas métricas, t) para Mona Lake, Michigan, calculado com base no fluxo máximo TP aparente 4 (mostrado na Tabela 1). estimativas de carga P interno sazonais são comparados aos externo P carga estima para determinar a contribuição de carga interna para carga total de 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. Média (± DP) TP concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan, e experimentalmente tratada com sulfato de alumínio (alum), mediante processos aeróbicos e anóxicas 2. TP foi medida na coluna de água sobrejacente núcleos de sedimentos ao longo de um período de incubação de 20 dias. Este valor foi modificado de Steinman et al. 2 Reproduzido comPermissão, ASA, CSSA, ASSS. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig2highres.jpg" target="_blank">Clique aqui para ver imagem ampliada.</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. Média (± DP) TP concentrações (mg / L) medido durante incubações laboratoriais de testemunhos coletados a partir de Spring Lake, Michigan 1 ano após 18 (A) e 5 anos após 19 (B) a aplicação em todo o lago de alum. Núcleos de sedimentos foram submetidos a tratamentos óxicas e anóxica e a coluna de água que se sobrepõe-se amostras para a concentração de TP por um de 22 dias (D) e 25 dias (B), incubação. Este valor foi modificado de Steinman et al 18;. Painel A e Steinman et al 19;. Painel B </strong&gt;. Reproduzido com permissão, ASA, CSSA, ASSS. <a href="https://www.jove.com/files/ftp_upload/51617/51617fig3highres.jpg" target="_blank">Clique aqui para ver imagem ampliada.</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

Lago eutrofização é um problema de qualidade da água em todo o mundo, tornando a necessidade de identificar e controlar fontes de nutrientes essenciais. Determinação laboratorial de taxas de liberação de fósforo de sedimentos é uma abordagem valiosa para determinar o papel da carga de fósforo interno e orientar as decisões de gestão.

Determinados pelo Laboratório Fósforo Flux do Lago Sedimentos como medida de Fósforo Interno Carregando

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

Research

JoVE Journal

Environment

17.2K visualizações.  Grand Valley State University.  Lago eutrofização é um problema de qualidade da água em todo o mundo, tornando a necessidade de identificar e controlar fontes de nutrientes essenciais. Determinação laboratorial de taxas de liberação de fósforo de sedimentos é uma abordagem valiosa para determinar o papel da carga de fósforo interno e orientar as decisões de gestão. 

Vídeo: 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.

Determinação da Microbial Extracelular Enzyme actividade nas águas, solos e sedimentos, utilizando alta taxa de transferência de microplaca Ensaios

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

Ambiente

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

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

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

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

Estimativa Laboratório de Líquido tróficas eficiências de transferência de PCB para Lake Trout (<em&gt; Salvelinus namaycush</em&gt;) De sua rapina

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.

Medição do fluxo de gases com efeito de Solos Agrícolas Usando Chambers estáticos

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.

Desenvolvimento de sulfidogenico Sludge de sedimentos marinhos e Redução Trichloroethylene em um Reator Anaeróbio de Manta de Lodo

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

Measuring Carbon-based Contaminant Mineralization Using Combined CO2 Flux and Radiocarbon Analyses

A method is described which uses the absence of radiocarbon in industrial chemicals and fuels made from petroleum feedstocks which frequently contaminate the environment. This radiocarbon signal &#8212; or rather the absence of signal &#8212; is evenly distributed throughout a contaminant source pool (unlike an added tracer) and is not impacted by biological, chemical or physical processes (e.g., the 14C radioactive decay rate is immutable). If the fossil-derived contaminant is fully degraded to CO2, a harmless end-product, that CO2 will contain no radiocarbon. CO2 derived from natural organic matter (NOM) degradation will reflect the NOM radiocarbon content (usually &#60;30,000 years old). Given a known radiocarbon content for NOM (a site background), a two end-member mixing model can be used to determine the CO2 derived from a fossil source in a given soil gas or groundwater sample. Coupling the percent CO2 derived from the contaminant with the CO2 respiration rate provides an estimate for the total amount of contaminant degraded per unit time. Finally, determining a zone of influence (ZOI) representing the volume from which site CO2 is collected allows determining the contaminant degradation per unit time and volume. Along with estimates for total contaminant mass, this can ultimately be used to calculate time-to-remediate or otherwise used by site managers for decision-making.

Measuring Carbon-based Contaminant Mineralization Using Combined CO2 Flux and Radiocarbon Analyses

A protocol is described wherein CO2 mineralized from organic contaminant (derived from petroleum feedstocks) biodegradation is trapped, quantified, and analyzed for 14C content. A model is developed to determine CO2 capture zone's spatial extent. Spatial and temporal measurements allow integrating contaminant mineralization rates for predicting remediation extent and time.

Medindo-carbono com base Contaminant Mineralização Usando Combinada CO<sub&gt; 2</sub&gt; fluxo e de radiocarbono Análises

A method is described which uses the absence of radiocarbon in industrial chemicals and fuels made from petroleum feedstocks which frequently contaminate ...

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 simultânea de extração de sedimentos costeiros e quantificação de 16S rRNA genes e transcritos por PCR em tempo real

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

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.

Um Sistema de Exposição Fluxo através de sedimentação de Efeitos Avaliando suspensos sobre a vida aquática

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.

Desenvolvimento de<em&gt; Metarhizium anisopliae</em&gt; Como um Mycoinsecticide: do isolamento ao desempenho do 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.

Preparação de pirita Authigenic de sedimentos de metano-rolamento para In Situ enxofre isótopo análise usando o 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.

Procedimento otimizado para determinar a adsorção de fosfonatos para Granular hidróxido férrico, usando um método de determinação de fósforo miniaturizado

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

Methods Article

Determinados pelo Laboratório Fósforo Flux do Lago Sedimentos como medida de Fósforo Interno Carregando