Vegetabiliska behandlingssystem för avlägsnande av föroreningar i samband med ytvattendoxicitet i jordbruk och urban avrinning

Environment

Your institution must subscribe to JoVE's Environment section to access this content.

Fill out the form below to receive a free trial or learn more about access:

 

Summary

Denna artikel sammanfattar designattributen och effektiviteten hos behandlingssystem som behandlar urban stormvatten och jordbrukets bevattningsavlopp för att avlägsna bekämpningsmedel och andra föroreningar i samband med akvatisk toxicitet.

Cite this Article

Copy Citation | Download Citations | Reprints and Permissions

Anderson, B. S., Phillips, B. M., Voorhees, J. P., Cahn, M. Vegetated Treatment Systems for Removing Contaminants Associated with Surface Water Toxicity in Agriculture and Urban Runoff. J. Vis. Exp. (123), e55391, doi:10.3791/55391 (2017).

Please note that all translations are automatically generated.

Click here for the english version. For other languages click here.

Abstract

Urban stormvatten och jordbrukssköljning avrinning innehåller en komplex blandning av föroreningar som ofta är giftiga för intilliggande mottagande vatten. Avrinning kan behandlas med enkla system avsedda att främja sorption av föroreningar till vegetation och mark och främja infiltration. Två exempelsystem beskrivs: ett biosvaltbehandlingssystem för stormvattenbehandling i städerna och en vegetation för avloppsavverkning för behandling av avloppsavrinningen från jordbruket. Båda har liknande egenskaper som minskar föroreningsbelastningen i avrinningen: vegetation som resulterar i sorption av föroreningarna till mark- och växtytorna och vatteninfiltrering. Dessa system kan också inkludera integrationen av granulerat aktivt kol som ett poleringst steg för att avlägsna resterande föroreningar. Genomförandet av dessa system inom jordbruks- och urbana vattenområden kräver systemövervakning för att verifiera behandlingseffektivitet. Detta inkluderar kemisk övervakning av specifika föroreningar som är ansvariga för toxicitet.Det aktuella dokumentet betonar övervakning av nuvarande användningsbekämpningsmedel eftersom dessa är ansvariga för ytvattentoxicitet hos vattenlevande ryggradslösa djur.

Introduction

Ytvattendoxicitet är utbredd i Kaliforniens vattenområden och årtionden av övervakning har visat att toxicitet ofta beror på bekämpningsmedel och andra föroreningar 1 . De främsta källorna till ytvattenförorening är stormvatten och bevattning avrinning från städer och jordbrukskällor. Eftersom vattendrag upptäcks som nedbrutna på grund av föroreningar och toxiciteten identifieras ur städer och jordbrukskällor, samverkar vattenkvalitetsregulatorer med statliga och federala finansieringskällor för att genomföra metoder för att minska föroreningsbelastningen. Grön infrastruktur främjas i Kalifornien urbana vattendomen för att minska översvämningen och öka återhämtningen av stormvatten genom infiltration och lagring. Medan Low Impact Development (LID) -design är mandat för nybyggnation i många regioner har få studier övervakat effekten av dessa system utöver mätningar av konventionella föroreningar som lösta fasta ämnen, metaller och kolvätenbons. Mer intensiv övervakning har nyligen utvärderat minskningar av kemiska koncentrationer och kemisk belastning som är ansvarig för ytvattendoxicitet och att direkt avgöra huruvida biosvaler reducerar toxiciteten hos avrinningen. Detta har visat att bioswales är effektiva för att avlägsna toxicitet i samband med vissa föroreningar klasser 2 , men ytterligare forskning krävs för framväxande kemikalier av intresse.

Grönsaksbehandlingssystem implementeras också i jordbruksvattendomen i Kalifornien, och dessa har visat sig vara effektiva när det gäller att minska bekämpningsmedel och andra föroreningar i avrinningsavrinningen 3 , 4 . Dessa system representerar komponenter i en serie av metoder för att minska föroreningsbelastningen till ytvatten. Eftersom de är avsedda att mildra föroreningar som är ansvariga för ytvattendoxicitet övervakar en nyckelkomponent i genomförandeprocessen att eNsure deras långsiktiga effektivitet. Övervakning omfattar både kemiska analyser av kemikalier som berörs samt toxicitetsprovning med känsliga indikatorarter. I den här artikeln beskrivs protokoll och övervakningsresultat för en bioswale stadsparkering och ett jordbruksgrödat avloppssystem.

Designegenskaperna hos en typisk parkeringsplats bioswale, som kan användas för att behandla stormavrinning i en typisk blandad användning av shoppingområdet, beror på det område som behandlas. I det exempel som beskrivs här skapar 53.286 kvadratfot asfalt en ogenomtränglig yta som dränerar till en svall, som består av 4 683 kvadratmeter landskapsarkitektur. För att rymma avrinning från denna yta omfattar en 215 fot lång plattform, halv-V-formkanal svällen med en sidovägning mindre än 50% och en longitudinell sluttning på 1% ( Figur 1 ). Denna svall består av tre skikt inklusive nötkreatursgräs planterad i 6 tum av toppjord, layeRöd över 2,5 fot komprimerad undergrad. Stormvatten strömmar från parkeringsplatser till flera ingångspunkter längs svärgen. Vattnet infiltrerar det vegeterade området, genomtränger sedan underlaget och dräneras i en 4-tums perforerad dränering. Detta system dränerar vatten genom ett system som plumbas till en intilliggande våtmark som slutligen dränerar till en lokal bäck.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Urban Bioswale Effektivitetsövervakning

  1. Stormvattenprovtagning
    1. Prov 4 L av förbehandlingsvattnet lämnar parkeringsplatsen när det kommer in i biosvaleinloppet och sedan 4 liter av stormvattnet efter behandling, eftersom det lämnar biosvalen genom 4 "utloppet.
    2. Använd lokala väderprognoser, samla prover i början, mitten och slutet av stormens hydrografi. Sammansatta proverna för att karakterisera avviksvariabilitet under stormen.
    3. Samla 1,3 L prov för hand och sammansatta dem i en 4 L amberflaska. Samla inloppsprover vid flera trappöppningar där stormvatten strömmar in i biosvalen.
    4. Samla 1,3 L-utloppsprover från flödesmätaren ansluten till utloppsavloppet (beskrivs nedan) och sammansatta dem i en 4 L amberflaska.
    5. Förvara de sammansatta proven på is tills det sista hydrografprovet samlas in. Sedan transportera dem till laboratoriet och håll in en refrIgerator vid 4 ° C före delprovtagning för kemi och toxicitetstestning. Sänd prover till kemilaboratoriet inom 48 h av provsamlingen.
  2. Lastberäkning
    1. Före stormen installerar du en regnskurare med tipp-bucket digital logger genom att fästa den på en ljus eller annan pol intill bioswale-platsen. Använd regndata för att indikera omedelbar och total nederbörd för webbplatsen.
    2. Installera en mekanisk inriktad pulsflödesmätare på avloppsröret i bioswalen. Spela in totalt flöde som lämnar biosvalen.
      OBS: Minskning av avrinningsvolymen antas minska den totala belastningen av föroreningar i LID-konstruktioner.
    3. Modellvolymen av vatten som faller på parkeringsplatsens avrinningsområde under regnskonflikten genom extrapolering med hjälp av regnmåttet registrerat av regnsmätaren. Använd dessa data för att bestämma volymen som kommer in i behandlingssystemet baserat på parkeringsytans yta.
    4. Använd det totala flödet som registrerats av tHan utloppsflödesmätare för att beräkna infiltreringsprocenten. Beräkna skillnaden mellan inlopps- och utloppsvolym för att bestämma stormvatteninfiltrering.
    5. Beräkna föroreningsbelastning och belastningsreduceringsprocent under stormen med inlopps- och utloppsvolym i samband med förorenande analysmätningar.
    6. Mät kemiska analyter som är relevanta för ytvattendoxicitet (som diskuteras nedan). Totala kemiska grupper för att förenkla belastningsberäkningar och bas på deras liknande giftiga verkningsmekanismer ( t.ex. totala polynukleära aromatiska kolväten [PAH], totala pyretroider och totalt fipronil och nedbrytningar).
  3. Kemi
    1. Analysera alla prover för följande parametrar: Total suspenderad fast substans (TSS), spårmetaller (USEPA-metod 200,8 5 , induktivt kopplad plasmamasspektrometri [ICP / MS]) och PAH (USEPA-metod 625 6 ).
    2. Analysera prov för curreNt-användning stadsbekämpningsmedel, inklusive 9 pyretroider (USEPA-metoden SW846 8270 modifierad 7 , bifentrin, cypermetrin, fenvalerat / esfenvalerat, permetrin, tetrametrin, L-cyhalotrin, cyflutrin och alletrin) och fipronil och dess tre primära nedbrytningar (fipronilsulfid, Fipronil sulfon, fipronil desulfinyl).
    3. Analysera pyretroider med användning av gaskromatografi-masspektrometri (GC / MS) med användning av negativ kemisk jonisering eller annan lämplig metod för att tillhandahålla adekvata detekteringsgränser. Eftersom de flesta användningsbekämpningsmedel är höga toxiska vid låga koncentrationer, kräver deras analyser låga kemiska rapporteringsgränser som är relevanta för miljökonsekvensbedömning. Metodrapporteringsgränserna för pyretroider är från 0,5 ng / L till 1,0 ng / L för alla pyretroider utom permetrin (rapporteringsgräns = 10 ng / L).
    4. Använd ett analytiskt förfarande för fipronil som ger en metodrapporteringsgräns på 1,0 ng / L. Organofosfatbekämpningsmedel behöver inte mätas depenDing på lokala användningsmönster till exempel i stadsområden i Kalifornien 8 , 9 .
    5. Mät neonicotinoida pesticider ( t ex imidakloprid) med hjälp av ultraservisk vätskekromatografi kopplad till en triple quadrupole masspektrometer, som har en rapporteringsgräns för imidakloprid på 50 ng / L.
  4. Toxicitetstestning
    1. Utför toxicitetstester på de sammansatta inlopps- och utloppsvattenvattenproverna med hjälp av 3 testarter, efter ändrade US Environmental Protection Agency (USEPA) akuta testprotokoll 10 . Testet med cladoceran Ceriodaphnia dubia mäter överlevnad efter 96 timmar. Testet med amphipoden Hyalella azteca mäter överlevnad efter 10 dagar. Testet med mitten Chironomus dilutus mäter överlevnad och tillväxt efter 10 dagar.
    2. Utför akuta 96 h överlevnadstest med cladoceran C. dubia efter U.S. EPA vägledning.
      1. Exponera fem C. dubia nyfödda i vart och ett av fem replikat av inlopps- och utloppsvattenvattenprover. Replikat består av 20 ml scintillationsflaskor innehållande 15 ml testlösning.
      2. Foder nyfödda en blandning av jäst, cerofyll, öringskor (= YCT, efter amerikansk EPA- vägledning ) och Selenastrum alger 2 timmar före daglig 100% förnyelse av stormvattenprovslösningarna. Notera totalt antal överlevande nyfödda dagligen.
      3. Jämför den slutliga C. dubia-överlevnaden efter 96 h exponering för inlopps- och utloppsvattenvattenprover för att överleva i moderat hårt kontrollvatten med hjälp av ett t-test. Följ statistiska förfaranden som rekommenderas av US EPA.
    3. Utför akuta 10 d överlevnadstester med amphipoden H. azteca enligt US EPA-vägledning.
      1. Exponera 10, 9 dagar till 15 dagar gamla amphipoder i var och en av fem replikat. Replikat består av 300 ml glasbägare innehållande 200 ml testlösning.
      2. Jämför slutlig överlevnad av amphipoder i stormvattenprover till 10 dagar överlevnad i laboratorievatten som beskrivits ovan.
    4. Utför kroniska 10 d överlevnads- och tillväxttest med midge C. dilutus enligt US EPA-vägledning.
      1. Exponera 12, 7-d gamla djur i var och en av fyra replikat. Replikat består av 300 ml glasbägare innehållande 200 ml testlösning. Leverera varje mittenprovbehållare med 5 ml sand som substrat för rörbyggnad av larverna.
      2. Utför test för 10 d och förnya 50% av testlösningen var 48: e timme för varje bägare dagligen med en ökande mängd fiskmatslamning (4 g / L) enligt följande: dag 0 till 3, 0,5 ml / dag; Dag 4 till 6, 1,0 ml / dag; Dag 7 till 10, 1,5 ml / dag.
      3. Jämför slutlig överlevnad ochTillväxt i stormvattenprover till 10-d-överlevnad i laboratorievattenvatten som beskrivits ovan. Mät tillväxten av överlevande djur som askafri torrvikt vid 10 d jämfört med provviktens initialvikt.
    5. För alla toxicitetstest mäter upplöst syre, pH och konduktivitet med lämpliga mätare och elektroder. Mät ojoniserad ammoniak med hjälp av en spektrofotometer.
      1. Mät vattenhårdhet och alkalitet vid initiering och avslutning av test. 10
      2. Anteckna vattentemperaturen med en kontinuerlig inspelningstermometer.

2. Integrerad övervakning av grödor för dricksutvinning av vegetabiliskt jordbruk

  1. Integrerad Ditch Construction
    ANMÄRKNING: Den jordbruksdräneringsgrävning som används i det aktuella exemplet är 152 m lång och har en halv V-formad tvärsnittsbredd på 5 m överst och 1 m djup. Gröna vegetationen är en kombination av nAtivgräsarter som primärt är utsäde med röd sving ( Festuca rubra ). I det här exemplet bestod integrerade vegetativa diketester av granulerat aktivt kol (GAC) och kompostfilterbehandlingar integrerade med det vegeterade diket.
    1. Konstruera två kompostfilter och sex kolfilter och installera dem i tre olika sektioner av vegetationsgräset ( Figur 2 ). Använd 2 m långa 20 cm diameter ärmar fyllda med antingen kol eller kompost.
    2. Fyll på sex ärmar med 30 liter granulerat aktivt kol och placera dem över gräsklippningen vid 146 m-punkten, nära slutet av 152 m vegetabiliskt gräs. Förankra de GAC-fyllda ärmarna till grävbotten med trådspärrar på uppströms kanten.
    3. Placera en 2,5 m lång 6 "bred del av tallbräda på nedströms kanten av var och en av GAC-ärmarna. Gräva tallskivorna i de två sidorna och botten av kanalen för att minimera vattnet kringgående och underbyta kolhylsorna. Brädorna kommer också att proffsVide vertikalt stöd för att maximera kontakttiden för vatten med kolet.
    4. Fyll kompostärmarna med ca 15 kg vardera delvist sönderfallet gårdavfall från någon ren källa, till exempel en lokal deponi. Placera två 2 m långa komposthylsor över den vegeterade kanalen vid 64 m och vid 123 m längs längden på 152 m vegetationsklotret ( Figur 2 ).
  2. Avrinningsimulering och provtagning
    OBS! I detta protokoll beskrivs metoder för genomförande av simulerade test av jordbruksavrinning och tillhörande övervakning för att utvärdera behandlingseffektivitet med hjälp av det integrerade vegetativa behandlingssystemet. I det nuvarande exemplet utvärderades det integrerade vegetationskompostkolssystemet vid två flödeshastigheter som representerade frekvenser typiska utmatningsutsläpp från kommersiella gårdar i Salinas Valley, 3,2 L / s och 6,3 L / s. Organfosfatbekämpningsmedlet klorpyrifos användes som modellbekämpningsmedel i dessa försök eftersom det har en måttlig solubiLighet, och representerar därför mitten av lösligheten hos representativa bekämpningsmedel som vanligen används vid skadedjursbekämpning. Chlorpyrifos är också föremål för pågående regelverk i centrala Kalifornien på grund av dess inverkan på jordbruksvattendragen. Målklorpyrifosdosen var ungefär 2600 ng / L. Flödeshastigheter och koncentrationen av klorpyrifos i mål var inom de områden som tidigare uppmättes i lokal bevattningshastighet 3 , 11 . Den hydrauliska uppehållstiden för en puls av vatten som transiterar det vegeterade diket övervakades inte i exemplet som ges här. Uppehållstiden i dessa system varierar med vatteninflödeshastighet, graden av jordmättnad på grund av tidigare bevattning och regn, närvaron av strukturer för att hindra flöde såsom myrar och sedimentationsbassänger och mängden ytarea som täcks av vegetation. Tidigare studier har visat uppehållstider på flera timmar för småskaliga grävningssystem iSalinas Valley 3 , 4 . Visuella observationer visade att uppehållstiden för GAC-filtren var en eller två minuter.
    1. Skapa simulerad jordbruksavrinning med grundvatten blandat med suspenderat sediment. För försök med modellens bekämpningsmedel, klorpyrifos, förbereda en ny stamlösning på 10 mg / L för varje 3,2 L / s försök genom att tillsätta certifierad stamlösning till en känd volym destillerat vatten. Förbered en ny chlorpyrifos stamlösning av 20 mg / L för varje 6,3 L / s försök.
      1. Använd en doseringspump för att ge en jämn volym av stamlösning till avloppsvattnet innan det kommer in i vegetationsbehandlingen. Använd doseringspumpen för att leverera stamlösning vid 50 ml / min till flödet av simulerat bevattningsvatten.
    2. Övervaka inloppsflödet med en digital mätare och använd dessa data för att kvantifiera den totala volymen av avloppsvatten som appliceras på grävinloppet.
    3. Konstruera en väder vid thE utlopp i diket och plumb detta med ett utloppsrör anslutet till en digital flödesmätare. Använd denna mätare för att spela in volymen av avrinning som lämnar grinden.
    4. Använd dataloggar anslutna till de digitala mätarna för att spela in flöde med 5 min intervaller. Programmera dataloggarna för att aktivera peristaltiska pumpar som ligger vid inloppet och vid olika stationer ( t.ex. 23 m, 45 m och 68 m) under inloppet av diket för att samla sammansatta delprov av avrinning i behållare av rostfritt stål med 5 min intervaller.
  3. Kemi
    1. Överför kompositprover av avloppsvatten från försök till gula glasflaskor i slutet av varje avloppsförsök och behåll proverna på is vid 4 ° C för senare toxicitet och kemiska analyser.
    2. Analysera kompositproverna för totalt suspenderade fastämnen (TSS) och klorpyrifos med användning av GC-MS eller enzymbundna immunosorbentanalyser (ELISA).
    3. Jämför "inlopps" kompositprover (förbehandling) till & #34, utlopp "sammansatta prover (efterbehandling) för att utvärdera effektiviteten hos det integrerade diktsystemet för att minska TSS och pesticidbelastningar.
  4. Toxicitetstestning
    1. Bestämning av toxicitet i vattenkolonnen var i sammansatta prov från inloppet (förbehandling) och utloppet (efterbehandling) av varje försöksperiod med användning av 96 h Ceriodaphnia dubia toxicitetstester 10 , som beskrivits ovan för biosvaltövervakningen. C. dubia är en lämplig övervakningsart för toxicitet för jordbrukets avrinning på grund av dess känslighet för klorpyrifos (median dödlig koncentration (LC50) = 53 ng / L 12 ).

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Urban Bioswale Effektivitet

Under stormen 18,5 timmar registrerades 1,52 "regn av regnmätaren och detta resulterade i att 50.490 liter vatten strömmande från parkeringsplatser till biosvalen. Av denna totala volym registrerades 5 248 gallon av utloppsflödesmätaren , Vilket resulterade i en total infiltration av 90% av stormvattnet som strömmade in i biosvalen. Biosvalen minskade alla övervakade kemikalier. Totalt suspenderade fasta ämnen minskade 72% ( Tabell 1 ). Koncentrationerna av PAH var mycket låga när de upptäcktes, Men alla koncentrationer av PAH reducerades med 100%. Samtliga metaller reducerades i utloppsproverna. Zink och koppar reducerades med 97% respektive 92% ( Tabell 1 ). Ett antal pyretroidpesticider upptäcktes i inloppsproverna och Alla dessa reducerades i utloppsproverna. Total pyretroidkoncentrationOns reducerades 99%. Toxiska koncentrationer av pyretroids bifenthrin, cypermetrin, lambda-cyhalotrin och permetrin detekterades i inloppsproverna och reducerades till koncentrationer under median dödliga koncentrationer (LC50s) för H. azteca i utloppsproverna ( Tabell 1 ). Till exempel detekterades bifenthrin vid en toxisk koncentration i inloppsprovet och reducerades med 93% i utloppsprovet.

Behandling av fenylpyrazolpesticidfipronil var inkonsekvent. Föräldraföreningen av fipronil detekterades i inloppsprovet och reducerades med 100% i utloppsprovet. Fipronilnedbrytningen, fipronil desulfinyl och fipronil sulfon detekterades i inloppsprovet. Desulfinylnedbrytningen reducerades 100% i utloppsprovet, men sulfonnedbrytningen ökade med 45%. Möjliga orsaker till variabel behandling av fipronil inkluderar dess måttliga löslighet. Den neonicotinoida pesticidenIde imidacloprid detekterades inte i inloppsprovet.

Stormvattnets toxicitet varierad efter provade arter. Inget av inloppsproverna var toxiska för dafnier ( Tabell 1 ). Alla inloppsprover var toxiska mot H. azteca och toxiciteten reducerades av biosvalen. Amphipodöverlevnad var 66% i inloppsprovet och förbättrats till 98% i utloppet. Toxicitet för C. dilutusöverlevnad observerades i inlopps- och utloppsprover . Signifikanta minskningar av C. dilutusvikten observerades i inloppsprovet och tillväxten förbättrades signifikant med 49% i utloppsprovet ( Tabell 1 ).

Integrerad jordbrukets vegetabiliska avloppsdiskningsverkan

Effektiviteten hos det integrerade vegetativa diket systemet för att behandla klorpyrifos varierade beroende på flödeshastigheten, men TSS och klorpyrifos i spikedBevattningsvatten reducerades signifikant vid båda flödeshastigheterna. Den genomsnittliga TSS-minskningen i de tre försöken utförd vid 3,2 l / s och 6,3 l / s var 79,7% respektive 82,3%. Chlorpyrifos reducerades från ca 750 ng / l till mindre än detektion (<50 ng / L) i två av de låga flödesproverna och till en beräknad koncentration av 78 ng / L i den tredje försöken (under rapporteringsgränsen). Klorpyrifos reducerades från ett genomsnitt av 707 ng / L till mindre än 100 ng / L i alla tre försöken vid högre flödeshastighet. När de kombinerades med infiltration var de genomsnittliga lastreduktionerna 98% och 94% för respektive låga och höga flöden ( Tabell 2 ).

Fullständig dödlighet för C. dubia observerades i alla inloppsprover (förbehandling). Två av de 3,2 L / s-utloppsproverna och ett av 6.3 L / s-utloppsproverna var inte toxiska ( tabell 2 ), vilket motsvarade utloppsproverna med de tre lägsta klorpyrifos-koncentrationen ransoner.

Figur 1
Figur 1: Bild av en parkeringsplats bioswale. Inloppsöppningar (obehandlade) stormvattenprover uppsamlades från flera av kantningsöppningarna till biosvalen. Utloppsbehandlingar (behandlade) stormvattenprover uppsamlades från ett dräneringsrör belägen inuti ett överflödesgitter belägen på toppen av bilden (ej visad). Vänligen klicka här för att se en större version av denna figur.

Figur 2
Figur 2: Schematiskt diagram över integrerat vegetativt grussystem (152 m längd, inte i skala). Hela gräset var vegeterat med rött fescue gräs. Kompost- och GAC-installationer placerades som visas.Ftp_upload / 55391 / 55391fig2large.jpg "target =" _ blank "> Vänligen klicka här för att se en större version av den här siffran.

Giftighet Enheter Inlopp Utlopp
H. azteca % Överlevnad 66 98
C. dubia % Överlevnad 100 100
C. utspädning % Överlevnad 81 71
Torrvikt (Mg) 0,39 0,77
Kemi
TSS mg / L 136 38
bifentrin ng / L 5,6 0,4
cyflutrin ng / L 1,2 ND
cypermetrin ng / L 3,1 ND
(Es) Fenvalerat ng / L 0,7 ND
fenpropatrin ng / L 3,6 ND
L-cyhalotrin ng / L 1,3 ND
permetrin ng / L 15 ND
fipronil ng / L 0,8 ND
Fipronil Desulfinyl ng / L 0,6 ND
Fipronilsulfid ng / L ND ND
Fipronilsulfon ng / L 0,6 1,1
imidakloprid ng / L ND ND
Kadmium ug / L 0,52 0,07
Koppar ug / L 78 5,9
Leda ug / L 11 1
Nickel ug / L 32 2,8
Zink ug / L 590 15
Totalt PAH ug / L 0,47 ND

Tabell 1: Toxicitet och kemi för biosvalt inlopp och utlopp övervakas under en storm. TSS = totalt suspenderade fasta ämnen; ND = inte detekterad.

3,2 liter / sekund 6,3 liter / sekund
1 2 3 </ Td> 1 2 3
Klorpyrifos (ng / L)
Inlopp 638 738 879 282 973 966
Utlopp ND ND 78 52 82 58
Procent förändring -100 -100 -91 -82 -92 -94
TSS (mg / L)
Inlopp 422 588 448 238 218 258
Utlopp 46 66 176 40 52 31
PerCent förändring -89 -89 -61 -83 -76 -88
Toxicitet (% Survival)
Inlopp 0 0 0 0 0 0
Utlopp 96 * 100 * 0 100 * 0 4
Kontrollera 96 100 100 96 100 100
Avg. Chlorpyrifos Reduktion 97% 89%
Avg. Avrinningsinfiltrering 52% 43%
Avg. Chlorpyrifos Lastminskning 98% </ Td> 94%

Tabell 2: Koncentrationer av klorpyrifos, totala koncentrationer av suspenderade fasta ämnen och procentuell överlevnad i kompositprover från replikatestudier som utvärderar effektiviteten hos de integrerade dikteringsbehandlingen vid två flödeshastigheter (3,2 l / s och 6,3 l / s). Asterisk indikerar signifikant minskning av toxiciteten.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

De metoder som beskrivs i detta protokoll är avsedda som slutgiltiga steg i en övergripande strategi för att avlägsna föroreningar i jordbrukets bevattning och stormvattenavrinning. Användning av bioswales och andra urban grön-infrastruktur LID-metoder är avsedda som en sista del av pusselet för att avlägsna föroreningar i avrinningen innan de når närliggande mottagande vatten. Detta protokoll betonar metoder för att övervaka stadsbiosvaler för att bestämma behandlingseffektivitet för att avlägsna toxicitet i samband med stadsföroreningar, med tonvikt på nuvarande användningsbekämpningsmedel.

Kritiska steg vid utformningen av övervakningsstudier innefattar modelleringsmetoder och provtagningsdesigner för att fånga stormvågor, lämpliga analytlistor med adekvata detekteringsgränser och användning av toxicitetsindikatorer och slutpunkter som är lämpliga för stadsföroreningar som är kända för att orsaka ytvattendoxicitet.

Till exempel avlägsnande av nedbrytningar av fenylpyrazolpesticidfiproniJag var inkonsekvent, troligen på grund av sin måttliga löslighet 2 , 13 . Modifikationer av nuvarande biosvale mönster kan krävas för att ta itu med specifika föroreningar som inte helt avlägsnats av biosvaler och andra LID-metoder. Exempelvis ökar användningen av höglösliga neonikotinoidpesticider, och dessa absorberar inte lätt sorber för att plantera källor 14 . Behandling av mer lösliga bekämpningsmedel kan kräva ytterligare steg, såsom filtrering med hjälp av GAC 4 .

Grönsaksbehandlingssystem som används för att avlägsna bekämpningsmedel och andra föroreningar från avrinningsavloppet för jordbruk kombinerar designkomponenter som liknar biosvalerna. Integrerade vegetatiska dräneringsgränser innefattar sedimentationsområden som är utformade för att tillåta grova suspenderade partiklar att sedimentera, följt av vegetativa sektioner för sorbing av bekämpningsmedel. Studier har visat att dessa behandlingar tar bort jordbruksrelaterade föroreningar genom promoTing infiltrering och avlägsnande av bekämpningsmedel genom sorption till sedimenterade partiklar och växtytor 15 , 16 .

Studier har också visat att borttagningseffektiviteten varierar beroende på målföroreningen och att mer lösliga pesticider är svårare att avlägsna 3 . Eftersom målet är att minska bekämpningsmedel till giftfria koncentrationer innan de kommer in i mottagande vatten, krävs ytterligare behandling för att fungera som "polering" steg. Dessa inkluderar användning av behandlingsenzymerna 3 , 4 , 17 och mer nyligen användning av GAC.

System som innehåller GAC kommer sannolikt att vara mer effektiva 4 , och nya experiment har visat att neonicotinoidimidaklopridet helt avlägsnades av GAC vid fältflöden och koncentrationer (VoorheesEt al. , I tryck 21 ). Praktiska överväganden för odlare som är intresserade av att integrera GAC ​​i integrerade vegetationsbehandlingssystem kommer att vara lätt att använda, GAC-livslängd och upphandlingskostnader. Till exempel är nuvarande inköps- och bortskaffningskostnader för GAC cirka tre dollar per pund. Dessa är föremål för pågående forskning. Som i exemplet som presenteras här kan effektiviteten hos GAC i fältet förlängas genom att GAC-fyllda behandlingshylsor införs vid slutet av vegetationssystem, efter att sedimenteringen och vegetabiliska grävdelarna har avlägsnat majoriteten av suspenderade partiklar och föroreningar 4 . Kostnadsöverväganden för installation och underhåll av alla komponenter av integrerade vegetationsbehandlingssystem för jordbruk och biosvila för urban avrinning kommer att kräva mer detaljerad teknisk-ekonomisk genomförbarhetsstudie 18 .

Övervakning av toxicitet över toxicitetiderations

Eftersom användningsmönster för bekämpningsmedel utvecklas med reglering av äldre klasser som organofosfater för stadsanvändning och ökad användning av nyare klasser, såsom pyretroider, fenylpyrazoler ( t.ex. fipronil) och neonicotinoider ( t.ex. imidakloprid) är det viktigt att använda testarter som är känsliga Till de mest använda pesticiderna. De två arter som används i det urbana biosvaleexemplet som beskrivs i denna uppsats är bland de mest känsliga arterna för nuvarande användningsbekämpningsmedel. Amphipoden H. azteca är mycket känslig för pyretroidpesticider 19 och vissa organofosfater, och C. dilutus är bland de mest känsliga arterna för fipronil och dess nedbrytningar och för neonicotinoider 20 .

Med tanke på den varierande prestandan hos vegetata system för behandling av dessa klasser av bekämpningsmedel är det viktigt att införliva lämpliga toxicitetstest för efterbehandlingens monitorinG av urbana och avloppsvatten för att säkerställa att de skyddar mottagande vatten.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Författarna förklarar att de inte har några konkurrerande ekonomiska intressen.

Acknowledgments

Finansiering för det arbete som beskrivs här kom från California Department of Pesticide Regulation och California Department of Water Resources.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
HOBO tipping-bucket digital logger rain gauge  Onset Computer Co., Bourne MA, USA) Onset RG3 Rain gauge
Mechanical geared pulse flow meter  Seametrics Inc., Kent WA Seametrics MJ-R Flow meter for measuring bioswale outlet flow
Filtrexx SafteySoxx Filtrexx Co. - info@filtrexx.com SafetySoxx perforated synthetic cloth for granulated activated carbon and compost
Granulated activated carbon  Evoqua - Siemens Corp., Oakland CA AC380 GAC for agriculture irrigation water treatment
Digital flow meters  Seametrics Inc. Kent WA Ag2000; WMP101 Flow meters for agriculture irrigation treatment system monitoring
Data Loggers Campbell Scientific Inc., Logan, UT CR1000 Data loggers for recording flow data
Peristaltic pumps for composite sampling Omega Engineering Inc. Stamford CT Omegaflex FPU-122-12VDC  Pumps for composite sampling

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Anderson, B. S., Hunt, J. W., Markewicz, D., Larsen, K. Toxicity in California Waters, Surface Water Ambient Monitoring Program. California Water Resources Control Board. Sacramento, CA. (2011).
  2. Anderson, B. S., Phillips, B. M., Voorhees, J. P., Siegler, K., Tjeerdema, R. S. Bioswales reduce contaminants associated with toxicity in urban stormwater. Environ Toxicol Chem. 35, (12), 3124-3134 (2016).
  3. Anderson, B. S., et al. Pesticide and toxicity reduction using an integrated vegetated treatment system. Environ Toxicol Chem. (30), 1036-1043 (2011).
  4. Phillips, B. M., et al. Mitigation Strategies for Reducing Aquatic Toxicity from Chlorpyrifos in Cole Crop Irrigation Runoff. California Department of Pesticide Regulation. Sacramento, CA. (2014).
  5. U.S. EPA. Method 1640: Determination of Trace Elements in Ambient Waters by On-Line Chelation Pre-concentration and Inductively Coupled Plasma-Mass Spectrometry. (Office of Water. Washington, DC. EPA 821-R-95-033, 65 (1995).
  6. U.S. EPA. Methods for organic chemical analysis of municipal and industrial wastetwater, Method 625- Base/neutrals and acids. Washington Office of Water. DC, 20460. U.S. EPA Appendix A to Part 136, 42 (1984).
  7. U.S. EPA. Method 1656: Determination of Non-conventional Pesticides in Municipal and Industrial Wastewater, Volume I. Revision 1 . Office Water. Washington, DC. EPA 821/R-93-010-A, 59 (1993).
  8. Johnson, H. M., Domagalski, J. L., Saleh, D. K. Trends in Pesticide Concentrations in Streams of the Western United States. J Am Water Resour Assoc. 47, (2), 265-286 (1993).
  9. Siegler, K., Phillips, B. M., Anderson, B. S., Voorhees, J. P., Tjeerdema, R. S. Temporal and spatial trends in sediment contaminants associated with toxicity in California watersheds. Environ Poll. 1-6 (2015).
  10. U.S. EPA. Methods for measuring acute toxicity of effluents and receiving water to freshwater and marine organisms. Office of Research and Development. Washington, DC. EPA-821-R-02-012, 275 (2002).
  11. Phillips, B. M., Anderson, B. S., Siegler, K., Voorhees, J. P., Tjeerdema, R. S. Optimization of an Integrated Vegetated Treatment System Incorporating Landguard A900 Enzyme: Reduction of Water Toxicity Caused by Organophosphate and Pyrethroid Pesticides. Final Report. Resource Conservation District of Monterey County and the United States Department of Agriculture Natural Resources Conservation Service and The California Department of Pesticide Regulation. Available from: http://www.cdpr.ca.gov/docs/emon/surfwtr/contracts/ucdavis_09-C0079_final.pdf (2012).
  12. Bailey, H. C., et al. Joint acute toxicity of diazinon and chlorpyrifos to Ceriodaphnia dubia. Environ Toxicol Chem. 16, 2304-2308 (1997).
  13. Supowit, S., Sadaria, A. M., Reyes, E. J., Halden, R. U. Mass balance of fipronil and total toxicity of fipronil-related compounds in process streams during conventional wastewater and wetland treatment. Environ Sci Technol. 50, (3), 1519-1526 (2016).
  14. Stang, C., Bakanov, N., Schulz, R. Experiments in water-macrophyte systems to uncover the dynamics of pesticide mitigation processes in vegetated surface waters/streams. Environ Sci Pollut Res. (2015).
  15. Schulz, R. Field studies on exposure, effects, and risk mitigation of aquatic nonpoint-source insecticide pollution: A review. J Environ Qual. 33, (2), 419-448 (2004).
  16. Moore, M. T., et al. Transport and fate of atrazine and lambda-cyhalothrin in a vegetated drainage ditch in the Mississippi Delta. Agric Ecosyst Environ. 87, 309-314 (2001).
  17. Phillips, B. M., et al. The Effects of the Landguard A900 Enzyme on the Macroinvertebrate Community in the Salinas River, California, United States of America. Arch Environ Contam Toxicol. 70, (2), Salinas River, California. 231-240 (2016).
  18. Han, W., Fang, J., Liu, X., Tang, J. Techno-economic feasibility evaluation of a combined bioprocess for fermentative hydrogen production from food waste. Bioresource Technology. 107-112 (2016).
  19. Solomon, K. R., Giddings, J. M., Maund, S. J. Probabilistic risk assessment of cotton pyrethroids: I. Distributional analysis of laboratory aquatic toxicity data. Environ Toxicol Chem. 20, 652-659 (2001).
  20. Weston, D. P., Lydy, M. J. Toxicity of the Insecticide Fipronil and Its Degradates to Benthic Macroinvertebrates of Urban Streams. Environ Sci Tech. (2014).
  21. Voorhees, J. P., Anderson, B. S., Phillips, B. M., Tjeerdema, R. S. Carbon treatment as a method to remove imidacloprid from agriculture runoff. Bull Environ Contam Toxicol. (2017).

Comments

0 Comments


    Post a Question / Comment / Request

    You must be signed in to post a comment. Please or create an account.

    Usage Statistics