Vegetasjonsbehandlingssystemer for fjerning av forurensninger assosiert med overflatevannstoksisitet i jordbruk og urban avgang

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

Denne artikkelen oppsummerer designattributtene og effektiviteten til behandlingssystemer som behandler urbane vannsvann og jordbrukskonsentrasjonsavløp for å fjerne plantevernmidler og andre forurensninger forbundet med akvatisk toksisitet.

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 stormvann og landbruk vanning avløp inneholder en kompleks blanding av forurensninger som ofte er giftige for tilstøtende mottaksvann. Avløp kan behandles med enkle systemer designet for å fremme sorption av forurensninger til vegetasjon og jord og fremme infiltrasjon. To eksempelsystemer er beskrevet: et biosvaltbehandlingssystem for stormvannbehandling i byområder, og et vegetasjonssystem for drenering for behandling av avfallsbehandling av landbruket. Begge har liknende egenskaper som reduserer forurensning i avrenning: vegetasjon som resulterer i sorpsjon av forurensningene til jord- og planteflater og vanninfiltrasjon. Disse systemene kan også inkludere integrering av granulert aktivert karbon som et poleringstrinn for å fjerne resterende forurensninger. Implementering av disse systemene i landbruk og urbane vannområder krever systemovervåking for å verifisere behandlingseffektivitet. Dette inkluderer kjemisk overvåking for spesifikke forurensninger som er ansvarlige for toksisitet.Det nåværende papiret legger vekt på overvåkning av dagens brukskonsentrasjoner, siden disse er ansvarlige for overflatevannstoksisitet for vannlevende hvirvelløse dyr.

Introduction

Overfladetoksisitet er utbredt i California-vannområder, og flere tiår med overvåkning har vist at toksisitet ofte skyldes pesticider og andre forurensninger 1 . De primære kildene til overflatevannforurensning er stormvann og vanning avløp fra urbane og landbrukskilder. Som vannløp er oppført som nedbrytt på grunn av forurensninger, og toksisiteten er identifisert fra urbane og landbruksbaserte kilder, samtykker vannkvalitetsregulatorer med statlige og føderale finansieringskilder for å implementere praksis for å redusere forurensning. Grønn infrastruktur blir fremmet i California urbane vannområder for å redusere flom og øke utvinningen av stormvann gjennom infiltrering og lagring. Mens lavimpulssutvikling (LID) -design blir mandatt for nybygging i mange regioner, har få studier overvåket effekten av disse systemene utover målinger av konvensjonelle forurensninger som oppløste faste stoffer, metaller og hydrokarbonerbons. Mer intensiv overvåking har nylig vurdert reduksjoner i kjemiske konsentrasjoner og kjemisk belastning som er ansvarlig for toksisitet ved overflatevann, og for å avgjøre om bioswales reduserer toksisiteten av avrenning. Dette har vist at bioswales er effektive for å fjerne toksisitet assosiert med noen forurensningsklasser 2 , men ytterligere forskning er nødvendig for nye kjemikalier av interesse.

Vegetasjonsbehandlingssystemer blir også implementert i landbruksvannskredsløpet i California, og disse har vist seg å være effektive for å redusere plantevernmidler og andre forurensninger i landbruksvannet avløp 3 , 4 . Disse systemene representerer komponenter i en rekke tilnærminger for å redusere forurensning av laster til overflatevann. Fordi de er ment å redusere forurensninger som er ansvarlige for overflatevannstoksisitet, overvåker en nøkkelkomponent i gjennomføringsprosessen eNsure deres langsiktige effektivitet. Overvåking inkluderer både kjemiske analyser av kjemikalier av interesse, samt toksisitetstesting med følsomme indikatorarter. Denne artikkelen beskriver protokoller og overvåkingsresultater for en urban parkeringsplass bioswale og et jordbruksgrønt dreneringsgrøftsystem.

Utformingsegenskapene til en typisk parkeringsplass bioswale, som kan brukes til å behandle stormavstrømning i en typisk parkeringsplass for blandet bruk, er avhengig av området som behandles. I eksemplet som beskrives her, oppretter 53.286 kvadratfot asfalt et ugjennomtrengelig overflateareal som drenerer til en svale, som består av 4 683 kvadratmeter landskapsforming. For å imøtekomme avrenning fra dette overflaten, omfatter en 215 fot lang bunn-, halv-V-formekanal svalen med en sideskråning mindre enn 50% og en langsgående helling på 1% ( figur 1 ). Denne svalen består av tre lag, inkludert innfødt gjeng gress plantet i 6 tommer av jordjord, layeRød over 2,5 fot komprimert undergrade. Stormvann strømmer fra parkeringsplasser til flere inngangspunkter langs svalen. Vannet infiltrerer det vegeterte området, og gjennomsyrer deretter undergraden og avløper i en 4-tommers perforert drenering. Dette systemet drenerer vann gjennom et system som plumbes til et tilstøtende våtmark som til slutt drenerer til en lokal bekk.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Urban Bioswale Effektivitetsovervåking

  1. Storm Vannprøvetaking
    1. Prøve 4 L av forbehandling av stormvann som forlater parkeringsplassen når den kommer inn i biosvaleinnløpet, og deretter 4 l av stormvann etter behandling ettersom den forlater bioswale gjennom 4-tommers avløpsrør.
    2. Bruk lokale værmeldinger, samle prøver ved begynnelsen, midten og slutten av stormens hydrografi. Sammensatte prøvene for å karakterisere avvik variabilitet under stormhendelsen.
    3. Samle 1,3 L prøver med hånden og kompositt dem i en 4 L amberflaske. Samle innløpsprøver ved flere trappåpninger hvor stormvann strømmer inn i biosvalen.
    4. Samle 1,3 L utløpsprøver fra strømningsmåleren som er festet til utløpsrøret (beskrevet nedenfor) og sammensatt dem i en 4 L-gult flaske.
    5. Oppbevar de sammensatte prøvene på is til den siste hydrografiske prøven oppsamles. Deretter transportere dem til laboratoriet og hold en refrIgerator ved 4 ° C før subsampling for kjemi og toksisitetstesting. Send prøver til kjemi-laboratoriet innen 48 timer med prøveinnsamling.
  2. Lastberegning
    1. Før stormen, installer en tipping-bucket digital logger regnmåler ved å feste den til en lys eller annen pol ved siden av bioswale stedet. Bruk regndataene til å indikere øyeblikkelig og total nedbør for området.
    2. Installer en mekanisk tilkoblet pulsmåler på utløpsrørene til bioswale. Legg inn total strøm som utløper bioswale.
      MERK: Reduksjon i avstrømningsvolum antas å redusere total belastning av forurensninger i LID-konstruksjoner.
    3. Modell volumet av vann som faller på parkeringsplassens avløpsområde under regnhendelsen ved ekstrapolering ved hjelp av tommer regn som registreres av regnmåleren. Bruk disse dataene til å bestemme volumet som kommer inn i behandlingssystemet basert på parkeringsflateområdet.
    4. Bruk totalstrømmen registrert av tHan utløpsmåler for å beregne infiltreringsprosent. Beregn forskjellen mellom innløps- og utløpsvolum for å fastslå forurensning av vannet.
    5. Beregn forurensningsbelastning og belastningsreduksjonsprosent under stormen ved bruk av innløps- og utløpsvolum i forbindelse med forurensende analysemålinger.
    6. Mål kjemiske analytter som er relevante for toksisitet i overflatevannet (som omtalt nedenfor). Samlede kjemiske grupper for å forenkle belastningsberegninger og base på deres liknende toksiske virkningsmåter ( f.eks . Totale polynukleære aromatiske hydrokarboner [PAHer], totale pyretroider og totalt fipronil og nedbrytninger).
  3. Kjemi
    1. Analyser alle prøver for følgende parametere: totalt suspenderte faststoffer (TSS), spormetaller (USEPA-metode 200.8 5 , induktivt koblet plasmamassespektrometri [ICP / MS]) og PAHs (USEPA-metode 625 6 ).
    2. Analyser prøver for curreNt-bruk urbane plantevernmidler, inkludert 9 pyretroider (USEPA-metode SW846 8270 modifisert 7 , bifentrin, cypermetrin, fenvalerat / esfenvalerat, permetrin, tetrametrin, L-cyhalotrin, cyfluthrin og alletrin) og fipronil og dets tre primære nedbrytninger (fipronilsulfid, Fipronil sulfon, fipronil desulfinyl).
    3. Analyser pyretroider ved bruk av gasskromatografi-massespektrometri (GC / MS) ved å bruke negativ kjemisk ionisering eller annen egnet metode for å gi tilstrekkelige deteksjonsgrenser. Siden mest brukbare plantevernmidler er svært giftige ved lave konsentrasjoner, krever analysene deres lave rapporteringsgrenser for kjemikalier som er relevante for miljørisikovurdering. Metodrapporteringsgrensene for pyretroider er fra 0,5 ng / L til 1,0 ng / L for alle pyretroider bortsett fra permetrin (rapporteringsgrense = 10 ng / L).
    4. Bruk en analytisk prosedyre for fipronil som gir en metode rapporteringsgrense på 1,0 ng / L. Organofosfatpesticider trenger ikke måles depenDing på lokale bruk mønstre for eksempel i urbane områder i California 8 , 9 .
    5. Måler neonicotinoide plantevernmidler ( f.eks . Imidakloprid) ved bruk av ultraprestasjonsvæskekromatografi koblet til et triple quadrupole massespektrometer, som har en rapporteringsgrense for imidakloprid på 50 ng / L.
  4. Toksisitetstesting
    1. Utfør toksisitetstester på sammensatte innløps- og utløpsvannprøver ved hjelp av 3 testarter, etter endrede amerikanske miljøvernbyråer (USEPA) akutt testprotokoller 10 . Testen med cladoceran Ceriodaphnia dubia måler overlevelse etter 96 timer. Testen med amphipoden Hyalella azteca måler overlevelse etter 10 dager. Testen med midge Chironomus dilutus måler overlevelse og vekst etter 10 dager.
    2. Utfør akutte 96 h overlevelse tester med cladoceran C. dubia etter U.S. EPA-veiledning.
      1. Utsett fem C. dubia nyfødte i hver av fem replikater av innløps- og utløpsvannprøver. Replikater består av 20 ml scintillasjonsflasker inneholdende 15 ml testoppløsning.
      2. Feed nytter en blanding av gjær, cerofyll, ørretkjøtt (= YCT, etter amerikansk EPA- veiledning ) og Selenastrum- alger 2 timer før daglig 100% fornyelse av stormvannstestløsninger. Registrer totalt antall overlevende nyfødte daglig.
      3. Sammenlign den endelige C. dubia-overlevelsen etter 96 timers eksponering for innløps- og utløpsvannprøver for å overleve i moderat hardt kontrollvann ved hjelp av en t-test. Følg statistiske prosedyrer anbefalt av US EPA.
    3. Utfør akutte 10 d overlevelsestester med amphipoden H. azteca etter amerikansk EPA-veiledning.
      1. Utsett 10, 9 dager til 15 dager gamle amphipods i hver av fem replikater. Replikater består av 300 ml glassbeholdere som inneholder 200 ml testløsning.
      2. Sammenlign endelig overlevelse av amfipoder i stormvannsprøver til 10 dager overlevelse i laboratoriebrønnvann som beskrevet ovenfor.
    4. Utfør kroniske 10 d overlevelses- og vekstprøver med midge C. dilutus etter US EPA-veiledning.
      1. Utsett 12, 7-d gamle dyr i hver av fire replikater. Replikater består av 300 ml glassbjelker som inneholder 200 ml prøveoppløsning. Tilfør hver midge-testbeholder med 5 ml sand som substrat for rørbygging av larver.
      2. Utfør tester for 10 d, og forny 50% av testløsningen hver 48 timer for hvert bæger hver dag med en økende mengde fiskemiddelslam (4 g / L) som følger: dag 0 til 3, 0,5 ml / dag; Dager 4 til 6, 1,0 ml / dag; Dager 7 til 10, 1,5 ml / dag.
      3. Sammenlign siste overlevelse ogVekst i stormvannsprøver til 10-d-overlevelse i laboratoriebrønnvann som beskrevet ovenfor. Mål vekst av overlevende dyr som askefri tørrvekt ved 10 d sammenlignet med innledende vekt av testorganismer.
    5. For alle toksisitetstester måler oppløst oksygen, pH og ledningsevne ved hjelp av passende målere og elektroder. Mål unionisert ammoniakk ved hjelp av et spektrofotometer.
      1. Mål vannhardhet og alkalitet ved initiering og avslutning av testene. 10
      2. Ta opp vanntemperatur med et kontinuerlig opptakstermometer.

2. Integrert overvåkning av vegetabilsk drenering av vegetabilsk jordbruk

  1. Integrert Ditch Construction
    MERK: Jordbruksdreneringsgrøften som brukes i det nåværende eksemplet, er 152 m lang og har en halv V-formet tverrsnittsbredde på 5 m øverst og 1 m dybde. Grøften vegetasjonen er en kombinasjon av nAtive gress arter primært frøet med rød fescue ( Festuca rubra ). I dette eksemplet besto av integrerte vegetative grøftforsøk av granulert aktivert karbon (GAC) og kompostfilterbehandlinger integrert med vegetert grøft.
    1. Konstruer to kompostfiltre og seks karbonfiltre og installer dem i tre forskjellige deler av vegetert grøft ( figur 2 ). Bruk 2 m lange 20 cm diameter ermer fylt med enten karbon eller kompost.
    2. Fyll seks ermer med 30 L granulert aktivert karbon og plasser disse over grøften ved 146 m punktet, nær slutten av 152 m grønt grøft. Forankre de GAC-fulle ermene til grøftbunnen med wirepinner på oppstrømskanten.
    3. Plasser en 2,5 m lang 6 "bred del av furubrett i nedstrøms kanten av hver av GAC-ermene. Grav furubrettene inn i de to sidene og bunnen av kanalen for å minimere vannet som går forbi og underkjører karbonhylsene. Brettene vil også proVide vertikal støtte for å maksimere vannkontaktiden med karbon.
    4. Fyll komposthylsene med ca 15 kg hver av delvis nedbrytt verftavfall fra en hvilken som helst ren kilde, som for eksempel en lokal deponi. Plasser to 2 m lange komposthylser over den vegeterte kanalen på 64 m og på 123 m langs lengden på 152 m vegetabilsk grøft ( figur 2 ).
  2. Avløpsimulering og prøvetaking
    MERK: Denne protokollen beskriver metoder for gjennomføring av simulerte avgangstest fra landbruket og tilhørende overvåking for å evaluere behandlingseffektivitet ved hjelp av det integrerte vegetative behandlingssystemet. I det nåværende eksemplet ble det integrerte vegetasjonskompost-karbonsystemet evaluert ved to strømningshastigheter som representerte frekvenser typisk off-field-utslipp fra kommersielle gårder i Salinas-dalen, 3,2 l / s og 6,3 l / s. Organofosfatpesticidet klorpyrifos ble brukt som et modellpesticid i disse forsøkene fordi det har en moderat solubiLighet, og representerer derfor midtre rekkevidde av oppløselighet av representative pesticider som vanligvis brukes i skadedyrsbekjempelse. Chlorpyrifos er også gjenstand for pågående lovgivningsmessige tiltak i sentrale California på grunn av dens innvirkning på jordbruksområder. Målklorpyrifos-dosen var ca. 2.600 ng / L. Strømningshastigheter og målklorpyrifokonsentrasjoner var innenfor de områder som tidligere ble målt i lokal avløpsrømning 3 , 11 . Den hydrauliske oppholdstiden for en puls av vann som passerer den vegeterte grøften ble ikke overvåket i eksemplet som er gitt her. Oppholdstiden i disse systemene varierer med vanninnstrømningshastighet, graden av jordmetning som følge av tidligere vanning og regn, tilstedeværelsen av strukturer for å hindre strømning som myrer og sedimenteringsbassenger og mengden av arealet som dekkes av vegetasjon. Tidligere studier har vist oppholdstider på flere timer for småskala grøftsystemer iSalinas Valley 3 , 4 . Visuelle observasjoner indikerte at oppholdstiden for GAC filtre var ett eller to minutter.
    1. Lag simulert jordbruksavløp ved bruk av grunnvann blandet med suspendert sediment. For forsøk med modellens plantevernmiddel, klorpyrifos, lag en fersk lagerløsning på 10 mg / l for hver 3.2 L / s prøve ved å legge til sertifisert stamløsning til et kjent volum destillert vann. Klargjør en fersk chlorpyrifos stamløsning på 20 mg / l for hver 6.3 L / s prøve.
      1. Bruk en målepumpe for å gi et konsistent volum av stamløsning til avløpsvannet før det kommer inn i vegetasjonsbehandlingen. Bruk målepumpen til å levere stamløsning på 50 ml / min til strømmen av simulert vanningsvann.
    2. Overvåk innløpshastigheten med en digital måler og bruk disse dataene til å kvantifisere totalvolum av avløpsvann som er påført grøftinngangen.
    3. Konstruer en mølle på tE uttak av grøften og plumb dette med et utløpsrør koblet til en digital strømningsmåler. Bruk denne måleren til å registrere volumet av avløp som kommer ut av grøften.
    4. Bruk dataloggere som er koblet til de digitale målerne til å registrere strømmen med 5 minutters intervaller. Program data loggers for å aktivere peristaltiske pumper plassert ved innløpet og på forskjellige stasjoner ( f.eks . 23 m, 45 m og 68 m) under innløpet av grøften for å samle kompositte delprøver av avløp i rustfritt stålbeholdere med 5 min intervaller.
  3. Kjemi
    1. Overfør komposittprøver av avløpsvann fra forsøk til ravglassflasker ved slutten av hvert avløpsforsøk og opprettholde prøvene på is ved 4 ° C for senere giftighet og kjemiske analyser.
    2. Analyser sammensatte prøvene for totalt suspenderte faststoffer (TSS) og klorpyrifos ved bruk av GC-MS eller enzymbundne immunosorbent-analyser (ELISA).
    3. Sammenlign "innløp" komposittprøver (forbehandling) til & #34, uttak "sammensatte prøver (etterbehandling) for å evaluere effekten av det integrerte grøftsystemet for å redusere TSS og pesticidbelastninger.
  4. Toksisitetstesting
    1. Bestem toksisitet i vannkolonne var i komposittprøver fra innløpet (forbehandlingen) og utløpet (etterbehandling) av hvert forsøk ved bruk av 96 h Ceriodaphnia dubia toxicity tests 10 , som beskrevet ovenfor for biosvale overvåking. C. dubia er en hensiktsmessig overvåkingsart for toksikologi for avfallsbehandling på grunn av dens følsomhet overfor klorpyrifos (median dødelig konsentrasjon (LC50) = 53 ng / L 12 ).

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Urban Bioswale Effektivitet

Under 18,5 h av stormen ble det registrert 1,52 "regn av regnmåleren, og dette resulterte i at 50.490 gallons vann strømmet fra parkeringsplassene til biosvalen. Av dette totale volum ble det registrert 5 248 gallon av utløpsmåleren , Noe som resulterte i en total infiltrering av 90% av stormvannet som strømmet inn i biosvalen. Biosvalen reduserte alle kontrollerte kjemikalier. Totalt suspenderte faststoffer ble redusert 72% ( tabell 1 ). Konsentrasjonene av PAH var svært lave da de ble detektert, Men alle konsentrasjoner av PAH ble redusert med 100%. Alle metaller ble redusert i utgangsprøvene. Zink og kobber ble redusert med henholdsvis 97% og 92% ( Tabell 1 ). En rekke pyretroid-pesticider ble påvist i innløpsprøverne og Alle disse ble redusert i utgangsprøvene. Totalt pyretroid-konsentrasjonVi ble redusert 99%. Toksiske konsentrasjoner av pyretroids bifenthrin, cypermetrin, lambda-cyhalotrin og permetrin ble detektert i innløpsprøvene, og ble redusert til konsentrasjoner under median dødelige konsentrasjoner (LC50s) for H. azteca i utgangsprøvene ( Tabell 1 ). For eksempel ble bifenthrin detektert ved en giftig konsentrasjon i innløpsprøven og ble redusert med 93% i utløpsprøven.

Behandling av fenylpyrazol-pesticidfipronil var inkonsekvent. Forbindelsen av fipronil ble detektert i innløpsprøven og ble redusert med 100% i utløpsprøven. Fipronil degraderer, fipronil desulfinyl og fipronil sulfon ble påvist i innløpsprøven. Desulfinylnedbrytningen ble redusert 100% i utløpsprøven, men sulfonedbryten økte med 45%. Mulige årsaker til den variable behandlingen av fipronil inkluderer moderat oppløselighet. Den neonicotinoide pesticidenIde imidakloprid ble ikke påvist i innløpsprøven.

Toksisiteten til stormvannet varierer etter arter som er testet. Ingen av innløpsprøverne var toksiske for dafnier ( tabell 1 ). Alle inntaksprøver var giftige mot H. azteca og toksisitet ble redusert av biosvale. Amphipod overlevelse var 66% i innløpsprøven, og forbedret til 98% i utløpet. Toksisitet mot C. fortynningsoverlevelse ble observert i innløps- og utløpsprøver . Signifikante reduksjoner i C. fortynningsvekt ble observert i innløpsprøven , og veksten forbedret signifikant med 49% i utløpsprøven ( tabell 1 ).

Integrert vegetabilsk avløpsditcheffektivitet

Effektiviteten av det integrerte vegeterte grøftsystemet for behandling av klorpyrifos varierte avhengig av strømningshastigheten, men TSS og klorpyrifos i spikedVanningsvann ble betydelig redusert ved begge strømningshastigheter. Den gjennomsnittlige TSS-reduksjonen i de tre forsøkene som ble utført på 3,2 l / s og 6,3 l / s var henholdsvis 79,7% og 82,3%. Klorpyrifos ble redusert fra ca. 750 ng / L til mindre enn deteksjon (<50 ng / L) i to av de lave strømningshastighetene, og til en estimert konsentrasjon på 78 ng / L i det tredje forsøket (under rapporteringsgrense). Klorpyrifos ble redusert fra et gjennomsnitt på 707 ng / L til mindre enn 100 ng / L i alle tre forsøk ved høyere strømningshastighet. I kombinasjon med infiltrasjon var gjennomsnittlig lastreduksjon 98% og 94% for henholdsvis lav og høy strømningshastighet ( Tabell 2 ).

Fullstendig dødelighet til C. dubia ble observert i alle inntaksprøver (forbehandling). To av 3,2 L / s-utgangsprøvene og en av 6.3 L / s-utgangsprøvene var ikke toksiske ( tabell 2 ), tilsvarende utgangsprøvene med de tre laveste klorpyrifos-konsentrasjonene rasjoner.

Figur 1
Figur 1: Bilde av en parkeringsplass bioswale. Innløp (ubehandlet) stormvannsprøver ble samlet inn fra flere av kantene til bioswale. Utløp (behandlet) stormvannsprøver ble samlet fra et dreneringsrør som befinner seg inne i en overløpsliste som befinner seg på toppen av bildet (ikke vist). Vennligst klikk her for å se en større versjon av denne figuren.

Figur 2
Figur 2: Skjematisk diagram av integrert vegetert grøft system (152 m lengde, ikke til skalering). Hele grøften ble vegetert med rødt feskegress. Kompost og GAC installasjoner ble plassert som vist.Ftp_upload / 55391 / 55391fig2large.jpg "target =" _ blank "> Vennligst klikk her for å se en større versjon av denne figuren.

toksisitet enheter Inlet Outlet
H. azteca % Overlevelse 66 98
C. dubia % Overlevelse 100 100
C. fortynning % Overlevelse 81 71
Tørrv. (Mg) 0,39 0,77
Kjemi
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) Fenvalerate ng / L 0.7 ND
Fenpropathrin ng / L 3.6 ND
L-Cyhalothrin 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
Fipronil Sulfone ng / L 0.6 1.1
imidakloprid ng / L ND ND
kadmium ug / l 0,52 0,07
Kobber ug / l 78 5.9
Lede ug / l 11 1
nikkel ug / l 32 2.8
Sink ug / l 590 15
Totalt PAH ug / l 0,47 ND

Tabell 1: Toksisitet og kjemi av biosvale innløp og utløp overvåket under en storm. TSS = totalt suspenderte faststoffer; ND = ikke oppdaget.

3,2 liter / sekund 6,3 liter / sekund
1 2 3 </ Td> 1 2 3
Chlorpyrifos (ng / L)
Inlet 638 738 879 282 973 966
Outlet ND ND 78 52 82 58
Prosent endring -100 -100 -91 -82 -92 -94
TSS (mg / L)
Inlet 422 588 448 238 218 258
Outlet 46 66 176 40 52 31
PerSent endring -89 -89 -61 -83 -76 -88
Toksisitet (% Overlevelse)
Inlet 0 0 0 0 0 0
Outlet 96 * 100 * 0 100 * 0 4
Kontroll 96 100 100 96 100 100
Nr. Chlorpyrifos Reduksjon 97% 89%
Nr. Avløpsinfiltrasjon 52% 43%
Nr. Chlorpyrifos Lastreduksjon 98% </ Td> 94%

Tabell 2: Konsentrasjoner av klorpyrifos, totale suspenderte faststoffkonsentrasjoner og prosent overlevelse i komposittprøver fra replikatforsøk som evaluerer effektiviteten av de integrerte grøftbehandlingene ved to strømningshastigheter (3,2 l / s og 6,3 l / s). Asterisk indikerer signifikant reduksjon i toksisitet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Praksisene beskrevet i denne protokollen er ment som endelige trinn i en overordnet strategi for fjerning av forurensninger i landbruksvann og avløp. Bruk av bioswales og andre urbane grønne infrastrukturer LID-praksis er ment som et siste stykke av puslespillet for å fjerne forurensninger i avrenning før de når tilstøtende mottaksvann. Denne protokollen legger vekt på metoder for å overvåke bybiosvale for å bestemme effektiviteten til behandling for å fjerne toksisitet forbundet med urbane forurensninger, med vekt på nåværende plantevernmidler.

Kritiske skritt i utformingen av overvåkingsstudier inkluderer modelleringsmetoder og prøvetakingsdesign for å fange stormhydrografer, hensiktsmessige analyselister med tilstrekkelige deteksjonsgrenser og bruk av toksisitetsindikatorer og endepunkter som er egnet for urbane forurensninger kjent for å forårsake overflatevannstoksisitet.

For eksempel fjerning av nedbrytninger av fenylpyrazol-pesticidfiproniJeg var inkonsekvent, sannsynligvis på grunn av sin moderate løselighet 2 , 13 . Modifikasjoner av nåværende biosvale-konstruksjoner kan være påkrevd for å behandle spesifikke forurensninger som ikke er helt fjernet av biosvale og andre LID-praksiser. For eksempel øker bruk av høyoppløselige neonicotinoid-pesticider, og disse sorberer ikke lett til plantekilder 14 . Behandling av mer løselig plantevernmidler kan kreve ytterligere skritt, for eksempel filtrering ved hjelp av GAC 4 .

Vegetasjonsbehandlingssystemer som brukes til å fjerne plantevernmidler og andre forurensninger fra avfallsbehandling av landbruket, kombinerer designkomponenter som ligner på bioswales. Integrerte vegeterte dreneringsgrøfter inkluderer sedimenteringsområder designet for å tillate grove suspenderte partikler å bosette seg, etterfulgt av vegeterte deler for sorbing av plantevernmidler. Studier har vist at disse behandlingene fjerner landbrukrelaterte forurensninger med promoTing infiltrasjon og fjerning av plantevernmidler gjennom sorption til sedimenterte partikler og planteflater 15 , 16 .

Studier har også vist at fjerningseffektiviteten varierer avhengig av målforurensningen, og at mer løsbare pesticider er vanskeligere å fjerne 3 . Siden målet er å redusere plantevernmidler til giftfrie konsentrasjoner før de kommer inn i mottatt vann, er det nødvendig med ytterligere behandling for å fungere som "polering" trinn. Disse inkluderer bruk av behandlingsenzymer 3 , 4 , 17 og nyere, bruk av GAC.

Systemer som innbefatter GAC vil trolig være mer effektive 4 , og nyere eksperimenter har vist at neonicotinoidimidaklopridet ble fullstendig fjernet av GAC ved feltflytninger og konsentrasjoner (VoorheesEt al. , I trykk 21 ). Praktiske hensyn for produsenter som er interessert i å inkorporere GAC i integrerte vegetasjonsbehandlingssystemer, vil være brukervennlige, GAC-levetid og anskaffelses- og avhendingskostnader. For eksempel er nåværende anskaffelses- og bortskaffelseskostnader for GAC omtrent tre dollar per pund. Dette er temaene for pågående forskning. Som i eksemplet som presenteres her, kan effektiviteten av GAC i feltet utvides ved å inkorporere GAC-fylte behandlingshylser ved slutten av vegeterte systemer, etter at sedimentering og vegetabilske grøftpartier har fjernet flertallet av suspenderte partikler og forurensninger 4 . Kostnadsoverveielser for installasjon og vedlikehold av alle komponenter av integrerte vegetasjonsbehandlingssystemer for landbruk og biosvale for urban avgang vil kreve mer detaljerte teknoøkonomiske mulighetsstudier 18 .

Toksisitetsovervåking Considerations

Siden bruksmønster for plantevernmidler utvikler seg med regulering av eldre klasser som organofosfater til bruk i byer og økt bruk av nyere klasser, slik som pyretroider, fenylpyrazoler ( f.eks . Fipronil) og neonicotinoider ( f.eks . Imidakloprid), vil det være viktig å bruke testarter sensitiv Til de mest brukte plantevernmidler. De to artene som brukes i det urbane biosvaleeksemplet som er beskrevet i dette dokumentet, er blant de mest sensitive artene til dagens bruk av plantevernmidler. Amphipoden H. azteca er svært følsom overfor pyretroidpesticider 19 og noen organofosfater, og C. dilutus er blant de mest følsomme artene til fipronil og dets nedbrytninger, og til neonicotinoider 20 .

Gitt den variable ytelsen til vegeterte systemer for behandling av disse klassene av plantevernmidler, er det viktig å innarbeide hensiktsmessige toksisitetstester for behandling etter behandlingG av urbane og jordbruksavløpsvann for å sikre at de beskytter mottakende farvann.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Forfatterne erklærer at de ikke har konkurrerende økonomiske interesser.

Acknowledgments

Finansiering for arbeidet som er beskrevet her, kom fra California Department of Pesticide Regulation og 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