Vegetationsbehandlingssystemer til fjernelse af forurenende stoffer i forbindelse med overfladevandstoksicitet i landbrug og bydrift

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 artikel opsummerer designattributterne og effektiviteten af ​​behandlingssystemer, der behandler urban stormvands- og landbrugsvandingsafstrømning for at fjerne pesticider og andre forurenende stoffer forbundet med akvatisk toksicitet.

Cite this Article

Copy Citation | Download Citations

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 stormvand og landbrugsvandingsafstrømning indeholder en kompleks blanding af forurenende stoffer, som ofte er toksiske for tilstødende modtagende farvande. Afledning kan behandles med enkle systemer designet til at fremme sorption af forurenende stoffer til vegetation og jord og fremme infiltration. To eksempelsystemer er beskrevet: et bioswale behandlingssystem til bystrømbehandling og et vegeteret dræningsgrøft til behandling af afvandingsafvanding af landbruget. Begge har lignende egenskaber, der reducerer forureningsbelastningen i afstrømning: vegetation, der resulterer i sorption af forureningerne til jord- og plantefladerne og vandinfiltrering. Disse systemer kan også omfatte integrationen af ​​granuleret aktivt kul som et poleringstrin for at fjerne resterende forurenende stoffer. Gennemførelsen af ​​disse systemer inden for landbruget og byområderne kræver systemovervågning for at kontrollere behandlingseffektiviteten. Dette omfatter kemisk overvågning af specifikke forurenende stoffer, der er ansvarlige for toksicitet.Det nuværende papir lægger vægt på overvågning af nuværende pesticider, da disse er ansvarlige for overfladevandstoksicitet for vandlevende hvirvelløse dyr.

Introduction

Overfladevandstoksicitet er udbredt i Californiens vandområder, og årtier med overvågning har vist, at toksicitet ofte skyldes pesticider og andre forurenende stoffer 1 . De primære kilder til overfladevandkontamination er stormvand og vanding afstrømning fra by- og landbrugskilder. Da vandområder er opført som nedbrydede på grund af forurenende stoffer, og toksiciteten er identificeret fra by- og landbrugskilder, er vandkvalitetsregulatorer partner med statslige og føderale finansieringskilder for at gennemføre praksis for at reducere forureningsbelastning. Grøn infrastruktur fremmes i byområder i Californien for at reducere oversvømmelser og øge genopretningen af ​​stormvand gennem infiltration og opbevaring. Mens lavimpaktudvikling (LID) -design er mandat til nybyggeri i mange regioner, har få undersøgelser overvåget virkningen af ​​disse systemer ud over målinger af konventionelle forurenende stoffer som opløst faststof, metaller og carbonhydridbons. Mere intensiv overvågning har for nylig vurderet reduktioner i kemiske koncentrationer og kemisk belastning, der er ansvarlig for overfladevandstoksicitet, og til direkte at afgøre, om bioswales reducerer toksiciteten af ​​afstrømningen. Dette har vist, at bioswales er effektive til at fjerne toksicitet forbundet med nogle forurenende klasser 2 , men yderligere forskning er nødvendig for nye kemikalier af interesse.

Vegetationsbehandlingssystemer implementeres også i landbruget vandområder i Californien, og disse har vist sig at være effektive til at reducere pesticider og andre forurenende stoffer i afvandingen af ​​landbruget 3 , 4 . Disse systemer repræsenterer komponenter i en række tilgange til at reducere forureningsbelastning til overfladevand. Fordi de er beregnet til at begrænse forureninger, der er ansvarlige for overfladevandstoksicitet, overvåger en nøglekomponent i implementeringsprocessen til eNsure deres langsigtede effektivitet. Overvågning omfatter både kemiske analyser af berørte kemikalier samt toksicitetstest med følsomme indikatorarter. Denne artikel beskriver protokoller og overvågningsresultater for en byparkering bioswale og et landbrugsplanlagt afløbssystem.

Designegenskaberne for en typisk parkeringsplads bioswale, som kan bruges til at behandle stormafstrømning i et typisk parkeringsanlæg for by-shopping, afhænger af det område, der behandles. I det her beskrevne eksempel skaber 53.286 kvadratfod asfalt et uigennemtrængeligt overfladeareal, der dræner til en svale, der består af 4 683 kvadratmeter landskabspleje. For at imødekomme afstrømning fra dette overflade omfatter en 215 meter lang fladbundet, halv-V-formekanal svalen med en sideskråning mindre end 50% og en længdehældning på 1% ( figur 1 ). Denne svale omfatter tre lag, herunder indfødt flok græs plantet i 6 tommer af overjord, layeRød over 2,5 fod komprimeret undergrade. Stormvandet strømmer fra parkeringsområder til flere adgangspunkter langs svalen. Vandet infiltrerer det vegeterede område og gennemsyrer derefter undergraden og afløb i en 4-tommers perforeret dræn. Dette system dræner vand gennem et system plumbed til et tilstødende vådområde, der til sidst dræner ind i en lokal creek.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Urban Bioswale Effektivitetsovervågning

  1. Storm vandprøveudtagning
    1. Prøve 4 L af forbehandlingens stormvand forlader parkeringspladsen, når den kommer ind i biosvaleindløbet, og derefter 4 l efterbehandling af stormvand, da det forlader bioswale gennem 4 "udløbsrøret.
    2. Brug lokale vejrudsigter, saml prøver i begyndelsen, midten og slutningen af ​​stormens hydrografi. Sammensatte prøverne for at karakterisere afrundningsvariationer under stormhændelsen.
    3. Saml 1,3 L prøver med hånden og sammensatte dem i en 4 L amberflaske. Saml indløbsprøver ved flere åbninger, hvor stormvand strømmer ind i bioswalen.
    4. Saml 1,3 L udtag prøver fra flowmåleren fastgjort til udløbsafløbet (beskrevet nedenfor) og sammensatte dem i en 4 L ravflaske.
    5. Opbevar de sammensatte prøver på is, indtil den endelige hydrografprøve opsamles. Så transporter dem til laboratoriet og hold en refrIgerator ved 4 ° C inden delprøvning til kemisk og toksicitetsprøvning. Aflever prøver til kemikablet inden for 48 timer i prøveindsamling.
  2. Beregning af belastning
    1. Før stormen skal du installere en tipping-bucket digital logger regnmåler ved at vedhæfte den til en lys eller anden pol ved siden af ​​bioswale-stedet. Brug regndataene til at indikere øjeblikkelig og total nedbør for stedet.
    2. Installer en mekanisk gearet pulsflowmåler på udløbet af bioswale. Optag totalstrømmen, der forlader bioswale.
      BEMÆRK: Reduktion i afstrømningsvolumen antages at reducere den samlede belastning af forurenende stoffer i LID-design.
    3. Model mængden af ​​vand, der falder på parkeringspladsens afvandingsområde under regnhændelsen ved ekstrapolering med tommer regn, der registreres af regnmåleren. Brug disse data til at bestemme volumen ind i behandlingssystemet baseret på parkeringspladsens overfladeareal.
    4. Brug det totale flow registreret af tHan udløbsmængder til at beregne infiltrationsprocenten. Beregn forskellen mellem indløbs- og udløbsvolumen for at bestemme indånding af stormvand.
    5. Beregn forureningsbelastning og belastningsreduktionsprocent under stormen ved hjælp af indløbs- og udløbsvolumen i forbindelse med kontaminerende analysemålinger.
    6. Mål kemiske analyser, der er relevante for overfladevandstoksicitet (som beskrevet nedenfor). Samlede kemiske grupper for at forenkle belastningsberegninger og base på deres tilsvarende toksiske virkningsmetoder ( fx samlede polynukleære aromatiske carbonhydrider [PAH'er], totale pyrethroider og total fipronil og nedbrydninger).
  3. Kemi
    1. Analyser alle prøver for følgende parametre: Total suspenderet fast stof (TSS), spormetaller (USEPA metode 200.8 5 , induktivt koblet plasma-massespektrometri [ICP / MS]) og PAH'er (USEPA metode 625 6 ).
    2. Analyser prøver til curreNt-brug bypesticider, herunder 9 pyrethroider (USEPA-metode SW846 8270 modificeret 7 ; bifenthrin, cypermethrin, fenvalerat / esfenvalerat, permethrin, tetramethrin, L-cyhalothrin, cyfluthrin og allethrin) og fipronil og dets tre primære nedbrydninger (fipronilsulfid, Fipronil sulfon, fipronil desulfinyl).
    3. Analyser pyrethroider under anvendelse af gaskromatografi-massespektrometri (GC / MS) under anvendelse af negativ kemisk ionisering eller anden egnet metode til tilvejebringelse af passende detektionsgrænser. Da de fleste pesticider, der er mest anvendelige, er meget giftige ved lave koncentrationer, kræver deres analyser, at de lave kemiske rapporteringsgrænser er relevante for miljørisikovurdering. Metodeindberetningsgrænserne for pyrethroider er fra 0,5 ng / L til 1,0 ng / L for alle pyrethroider undtagen permethrin (rapporteringsgrænse = 10 ng / L).
    4. Brug en analytisk procedure for fipronil, der giver en metode rapporteringsgrænse på 1,0 ng / L. Organophosphat pesticider behøver ikke måles depenDing på lokale brug mønstre for eksempel i byområder i Californien 8 , 9 .
    5. Måle neonicotinoide pesticider ( fx imidacloprid) ved anvendelse af ultrapræstationsvæskekromatografi koblet til et triple quadrupole massespektrometer, som har en rapporteringsgrænse for imidacloprid på 50 ng / L.
  4. Toksicitetstestning
    1. Udfør toksicitetsprøvninger på de sammensatte indløbs- og udløbsvæskeprøver ved hjælp af 3 testarter, efter ændrede US Environmental Protection Agency (USEPA) akutte testprotokoller 10 . Prøven med cladoceran Ceriodaphnia dubia måler overlevelse efter 96 timer. Prøven med amphipoden Hyalella azteca måler overlevelse efter 10 dage. Testen med midge Chironomus dilutus måler overlevelse og vækst efter 10 dage.
    2. Udfør akutte 96 h overlevelse test med cladoceran C. dubia efter U.S. EPA vejledning.
      1. Udsæt fem C. dubia nyfødte i hver af fem replikater af indløbs- og udløbsvandvandsprøver. Replikater består af 20 ml scintillationsflasker indeholdende 15 ml testopløsning.
      2. Feed nytter en blanding af gær, cerophyll, ørred chow (= YCT, efter US EPA vejledning ) og Selenastrum alger 2 timer forud for daglig 100% fornyelse af stormwater test løsninger. Optag totalt antal overlevende nyfødte dagligt.
      3. Sammenlign den endelige C. dubia-overlevelse efter 96 timers eksponering for indløbs- og udløbsvandvandsprøver til overlevelse i moderat hårdt kontrolvand ved hjælp af en t-test. Følg statistiske procedurer anbefalet af US EPA.
    3. Udfør akutte 10 d overlevelsestest med amphipoden H. azteca efter amerikansk EPA vejledning.
      1. Udsæt 10, 9 dage til 15 dage gamle amphipoder i hver af fem replikater. Replikater består af 300 ml glasbægre indeholdende 200 ml testopløsning.
      2. Sammenlign den endelige overlevelse af amphipoder i stormvandsprøver til 10 dages overlevelse i laboratoriebrøndvand som beskrevet ovenfor.
    4. Udfør kroniske 10 d overlevelses- og væksttest med midge C. dilutus efter US EPA vejledning.
      1. Udsæt 12, 7-d gamle dyr i hver af fire replikater. Replikater består af 300 ml glasbægre indeholdende 200 ml testopløsning. Tilfør hver midge-testbeholder med 5 ml sand som substrat til rørbygning af larverne.
      2. Udfør test for 10 d, og forny 50% af testopløsningen hver 48 timer for hvert bæger dagligt med en stigende mængde fiskemadslam (4 g / L) som følger: dag 0 til 3, 0,5 ml / dag; Dage 4 til 6, 1,0 ml / dag; Dage 7 til 10, 1,5 ml / dag.
      3. Sammenlign endelig overlevelse ogVækst i stormvandsprøver til 10-d-overlevelse i laboratoriebrøndvand som beskrevet ovenfor. Mål væksten af ​​overlevende dyr som askefri tørvægt ved 10 d sammenlignet med forsøgsorganernes indledende vægt.
    5. Til alle toksicitetstest måles opløst oxygen, pH og ledningsevne ved brug af passende målere og elektroder. Måle uioniseret ammoniak ved hjælp af et spektrofotometer.
      1. Mål vandets hårdhed og alkalitet ved initiering og afslutning af test. 10
      2. Optag vandtemperatur med et kontinuerligt optagetermometer.

2. Integreret overvågning af overvågning af vegetabilsk landbrugsdrænkning

  1. Integreret dækkonstruktion
    BEMÆRK: Landbrugsafvandringsbruget anvendt i det nuværende eksempel er 152 m langt og har en halv V-formet tværsnitsbredde på 5 m øverst og 1 m dybde. Grøften vegetationen er en kombination af nAtive græsarter primært udsået med rød fescue ( Festuca rubra ). I dette eksempel bestod integrerede vegetative grøftforsøg af granuleret aktivt kul (GAC) og kompostfilterbehandlinger integreret med det vegeterede grøft.
    1. Konstruer to kompostfiltre og seks carbonfiltre og installer dem i tre forskellige sektioner af det vegeterede grøft ( figur 2 ). Brug 2 m lange 20 cm diameter ærmer fyldt med enten kulstof eller kompost.
    2. Fyld seks ærmer med 30 liter granuleret aktivt kul og placér dem på tværs af grøften ved 146 m punktet, nær slutningen af ​​152 m vegetabilsk grøft. Anker de GAC-fyldte ærmer til grøften bunden med wire stakes på upstream kanten.
    3. Placer en 2,5 m lang 6 "bred sektion af fyrbræt på nedstrøms kanten af ​​hver af GAC-ærmerne. Grav fyrretræerne ind i de to sider og bunden af ​​kanalen for at minimere vandomdrejning og undercutting af carbonens ærmer. Brædderne vil også proVide vertikal støtte for at maksimere vandkontaktiden med kulstof.
    4. Fyld komposthylsterne med ca. 15 kg hver af delvist nedbrudt gårdaffald fra enhver ren kilde, som f.eks. En lokal losseplads. Placer to 2 m lange komposthylster over den vegeterede kanal på 64 m og ved 123 m langs længden af ​​152 m vegetabilsk grøft ( figur 2 ).
  2. Afløbssimulering og prøveudtagning
    BEMÆRK: Denne protokol beskriver metoder til gennemførelse af simulerede afprøvninger af landbrugsafledninger og tilhørende overvågning for at evaluere behandlingseffektivitet ved hjælp af det integrerede vegetative behandlingssystem. I det nuværende eksempel blev det integrerede vegetationskompostkulssystem evalueret ved to strømningshastigheder, der repræsenterede satser typiske off-field udledning fra kommercielle gårde i Salinas-dalen, 3,2 l / s og 6,3 l / s. Organophosphatpesticidet chlorpyrifos blev anvendt som et modelpesticid i disse forsøg, fordi det har en moderat solubiLighed og repræsenterer derfor midterområdet for opløseligheden af ​​repræsentative pesticider, der almindeligvis anvendes i skadedyrsbekæmpelse. Chlorpyrifos er også genstand for igangværende lovgivningsmæssige tiltag i det centrale Californien på grund af dens indvirkning på landbrugets vandområder. Målklorpyrifosdosis var ca. 2.600 ng / L. Flowhastigheder og målklorpyrifos koncentrationer var inden for de områder, der tidligere var målt i lokal vandingsafledning 3 , 11 . Den hydrauliske opholdstid for en puls af vand, der transiterer det vegeterede grøft blev ikke overvåget i det her givne eksempel. Opholdstiden i disse systemer varierer med vandindstrømningshastigheden, graden af ​​jordmætning som følge af tidligere vanding og regn, tilstedeværelsen af ​​strukturer for at hindre strømning som mund- og sedimentationsbassiner og mængden af ​​overfladeareal, der er dækket af vegetation. Tidligere undersøgelser har vist opholdstider på flere timer til småskala diktsystemer iSalinas Valley 3 , 4 . Visuelle observationer viste, at opholdstiden for GAC-filtre var et eller to minutter.
    1. Opret simuleret landbrugsafvanding ved brug af grundvand blandet med suspenderet sediment. For forsøg med model pesticidet chlorpyrifos, tilbered en frisk lageropløsning på 10 mg / L for hver 3,2 L / s forsøg ved at tilføje certificeret stamopløsning til et kendt volumen destilleret vand. Forbered en frisk chlorpyrifos stamopløsning på 20 mg / l for hver 6,3 l / s forsøg.
      1. Brug en doseringspumpe til at give et ensartet volumen af ​​stamopløsning til afstrømningsvandet, før det kommer ind i vegetationsbehandlingsdrættet. Brug målepumpen til at levere stamopløsning ved 50 ml / min til strømmen af ​​simuleret vandingsvand.
    2. Overvåg indløbsstrømshastigheden med en digital måler og brug disse data til at kvantificere det totale volumen afløbsvand, der påføres til grøftindgangen.
    3. Konstruer en mølle på thE udgangen af ​​grøften og plumb dette med et udløb rør forbundet til en digital flow meter. Brug denne måler til at registrere mængden af ​​afstrømning, der går ud af grøften.
    4. Brug dataloggere tilsluttet de digitale måler til optagestrøm med 5 min intervaller. Program dataloggerne for at aktivere peristaltiske pumper placeret ved indløbet og på forskellige stationer ( f.eks . 23 m, 45 m og 68 m) under indgangen til grøften for at indsamle sammensatte delprøver af afstrømning i beholdere af rustfrit stål med 5 minutters intervaller.
  3. Kemi
    1. Overfør kompositprøver af afstrømningsvand fra forsøg til gule glasflasker i slutningen af ​​hvert afprøvningsforsøg og oprethold prøverne på is ved 4 ° C til senere toksicitet og kemiske analyser.
    2. Analyser de sammensatte prøver for totalt suspenderede faste stoffer (TSS) og chlorpyrifos ved anvendelse af GC-MS eller enzymbundne immunosorbentassays (ELISA).
    3. Sammenlign "indløb" sammensatte prøver (forbehandling) til & #34, udtag "sammensatte prøver (efterbehandling) for at evaluere effektiviteten af ​​det integrerede grøftsystem for at reducere TSS og pesticidbelastninger.
  4. Toksicitetstestning
    1. Bestemmelse af toksicitet i vandkolonne var i kompositprøver fra indløb (forbehandling) og udløb (efterbehandling) af hvert forsøg ved anvendelse af 96 h Ceriodaphnia dubia toxicitetstest 10 som beskrevet ovenfor for bioswale overvågning. C. dubia er en hensigtsmæssig overvågningsart for toksicitet for afvanding af landbrug på grund af dets følsomhed overfor chlorpyrifos (median dødelig koncentration (LC50) = 53 ng / L 12 ).

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Urban Bioswale Effektivitet

I løbet af 18,5 h af stormen blev der registreret 1,52 "regn af regnmåleren, og dette resulterede i 50.490 gallons vand, der strømmer fra parkeringspladserne ind i bioswale. Af dette samlede volumen blev der registreret 5.248 gallon af udløbsmåleren , Hvilket resulterede i en total infiltration af 90% af stormvandet, der flød ind i bioswalen. Bioswalen reducerede alle de overvågede kemikalier. I alt blev nedslæmmede faste stoffer reduceret 72% ( tabel 1 ). Koncentrationer af PAH'er var meget lave, da de blev detekteret, Men alle koncentrationer af PAH blev reduceret med 100%. Alle metaller blev reduceret i udgangsproverne. Zink og kobber blev reduceret med henholdsvis 97% og 92% ( tabel 1 ). En række pyrethroidpesticider blev påvist i indløbsproverne og Alle disse blev reduceret i udgangsproverne. Total pyrethroidkoncentrationOns blev reduceret 99%. Toksiske koncentrationer af pyrethroids bifenthrin, cypermethrin, lambda-cyhalothrin og permethrin blev detekteret i indgangsprøverne og reduceret til koncentrationer under median letale koncentrationer (LC50'er) for H. azteca i udgangsproverne ( tabel 1 ). For eksempel blev bifenthrin detekteret ved en toksisk koncentration i indgangsprøven og blev reduceret med 93% i udgangsprøven.

Behandling af phenylpyrazolpesticidfipronil var inkonsekvent. Forældreforbindelsen af ​​fipronil blev detekteret i indgangsprøven og blev reduceret med 100% i udgangsprøven. Fipronil nedbrydes, fipronil desulfinyl og fipronil sulfon blev påvist i indløbsproven. Desulfinylnedbrydningen blev reduceret 100% i udgangsprøven, men sulfonedbrydelsen steg med 45%. Mulige årsager til den variable behandling af fipronil inkluderer moderat opløselighed. Den neonicotinoide pesticidIde imidacloprid blev ikke påvist i indløbsproeven.

Stormvandets toksicitet varieret efter forsøgte arter. Ingen af ​​indløbsprøverne var toksiske for dafnier ( tabel 1 ). Alle indgangsprøver var toksiske for H. azteca, og toksiciteten blev reduceret af bioswale. Amphipod-overlevelsen var 66% i indgangsprøven og forbedret til 98% i udløbet. Toksicitet over for C. dilutus overlevelse blev observeret i indløbs- og udgangsprøver . Signifikante reduktioner i C. dilutusvægt blev observeret i indløbsprøven , og væksten blev signifikant forbedret med 49% i udgangsprøven ( tabel 1 ).

Integreret landbrugsafgrønt dræningseffektivitet

Effektiviteten af ​​det integrerede vegetabilske grønsystem til behandling af chlorpyrifos varieret afhængigt af strømningshastigheden, men TSS og chlorpyrifos i spidserVandingsvand blev signifikant reduceret ved begge strømningshastigheder. Den gennemsnitlige TSS-reduktion i de tre forsøg udført ved 3,2 l / s og 6,3 l / s var henholdsvis 79,7% og 82,3%. Chlorpyrifos blev reduceret fra ca. 750 ng / l til mindre end detektion (<50 ng / L) i to af de lave flowrate forsøg og til en estimeret koncentration på 78 ng / L i det tredje forsøg (under rapporteringsgrænse). Chlorpyrifos blev reduceret fra et gennemsnit på 707 ng / L til mindre end 100 ng / L i alle tre forsøg ved den højere strømningshastighed. I kombination med infiltration var gennemsnitlige belastningsreduktioner henholdsvis 98% og 94% for henholdsvis lav og høj strømningshastighed ( tabel 2 ).

Komplet mortalitet til C. dubia blev observeret i alle indløbsprøver (forbehandlings). To af de 3,2 L / s afgangsproever og en af ​​6.3 L / s afgangsproeverne var ikke giftige ( tabel 2 ) svarende til udgangsproverne med de tre laveste chlorpyrifos-koncentrationer rationer.

figur 1
Figur 1: Billede af en parkeringsplads bioswale. Indløbsrør (ubehandlede) stormvandsprøver blev samlet fra flere af kantstensåbningerne til bioswalen. Outlet (behandlede) stormvandsprøver blev opsamlet fra et drænrør placeret inde i et overløbsgitter placeret øverst på billedet (ikke vist). Klik her for at se en større version af denne figur.

Figur 2
Figur 2: Skematisk diagram af integreret vegeteret grønt system (152 m længde, ikke i skala). Hele grøften blev vegeteret med rødt svinggræs græs. Kompost og GAC installationer blev placeret som vist.Ftp_upload / 55391 / 55391fig2large.jpg "target =" _ blank "> Venligst klik her for at se en større version af denne figur.

Toksicitet Enheder Fjord Outlet
H. azteca % Overlevelse 66 98
C. dubia % Overlevelse 100 100
C. dilutus % Overlevelse 81 71
Tørt wt. (Mg) 0,39 0,77
Kemi
TSS mg / l 136 38
bifenthrin ng / L 5.6 0,4
cyfluthrin ng / L 1.2 ND
Cypermethrin ng / L 3.1 ND
(Es) Fenvalerat ng / L 0,7 ND
fenpropathrin ng / L 3.6 ND
L-Cyhalothrin ng / L 1.3 ND
Permethrin 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
imidacloprid ng / L ND ND
Cadmium ug / L 0,52 0.07
Kobber ug / L 78 5.9
At føre ug / L 11 1
Nikkel ug / L 32 2.8
Zink ug / L 590 15
Samlede PAH'er ug / L 0,47 ND

Tabel 1: Toksicitet og kemi af biosvale indløb og udløb overvåges under en storm. TSS = totalt suspenderede faste stoffer; ND = ikke detekteret.

3,2 liter / sekund 6,3 liter / sekund
1 2 3 </ Td> 1 2 3
Chlorpyrifos (ng / L)
Fjord 638 738 879 282 973 966
Outlet ND ND 78 52 82 58
Procentændring -100 -100 -91 -82 -92 -94
TSS (mg / L)
Fjord 422 588 448 238 218 258
Outlet 46 66 176 40 52 31
OmCent ændring -89 -89 -61 -83 -76 -88
Toksicitet (% Overlevelse)
Fjord 0 0 0 0 0 0
Outlet 96 * 100 * 0 100 * 0 4
Kontrollere 96 100 100 96 100 100
Gennemsnitlig. Chlorpyrifos Reduktion 97% 89%
Gennemsnitlig. Afløbsfiltrering 52% 43%
Gennemsnitlig. Chlorpyrifos belastningsreduktion 98% </ Td> 94%

Tabel 2: Koncentrationer af chlorpyrifos, koncentrationer af koncentrationer af suspenderede faste stoffer og procent overlevelse i kompositprøver fra replikatforsøg, der evaluerer effektiviteten af ​​de integrerede grøftbehandlinger ved to strømningshastigheder (3,2 l / s og 6,3 l / s). Asterisk indikerer signifikant reduktion i toksicitet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

De fremgangsmåder, der beskrives i denne protokol, er beregnet som endelige trin i en overordnet strategi for fjernelse af forurenende stoffer i landbrugets kunstvanding og stormvand afstrømning. Anvendelse af bioswales og andre urban grønne infrastrukturer LID-praksis er beregnet som et sidste stykke af puslespillet for at fjerne forurenende stoffer i afstrømning, inden de når tilstødende modtagende farvande. Denne protokol lægger vægt på metoder til overvågning af bybiosvale til bestemmelse af behandlingseffektivitet til fjernelse af toksicitet i forbindelse med bymæssige forureninger med vægt på aktuelle pesticider.

Kritiske trin i udformningen af ​​overvågningsundersøgelser omfatter modelleringsmetoder og prøvetagningsdesign til at indfange stormhydrografier, passende analytelister med passende detektionsgrænser og anvendelse af toksicitetsindikatorer og endepunkter, der er egnede til byforurening, der vides at forårsage overfladevandstoksicitet.

For eksempel fjernelse af nedbrydninger af phenylpyrazolpesticidfiproniJeg var inkonsekvent, sandsynligvis på grund af dens moderate opløselighed 2 , 13 . Modifikationer af nuværende bioswale designs kan være påkrævet for at behandle specifikke forurenende stoffer, der ikke er fuldstændigt fjernet af bioswales og andre LID-metoder. For eksempel er anvendelsen af ​​højopløselige neonicotinoidpesticider stigende, og disse sorberer ikke let til plantekilder 14 . Behandling af mere opløselige pesticider kan kræve yderligere trin, såsom filtrering ved hjælp af GAC 4 .

Vegetationsbehandlingssystemer, der bruges til at fjerne pesticider og andre forurenende stoffer fra afvandingen af ​​landbruget, kombinerer designkomponenter svarende til bioswales. Integrerede vegeterede dræningsgrøfter omfatter sedimentationsarealer designet til at tillade grove suspenderede partikler at sedere, efterfulgt af vegeterede sektioner til sorbing af pesticider. Undersøgelser har vist, at disse behandlinger fjerner landbrugsrelaterede forureninger ved promoTing infiltration og fjernelse af pesticider gennem sorption til aflejrede partikler og planteoverflader 15 , 16 .

Undersøgelser har også vist, at fjerningseffektiviteten varierer afhængigt af målkontaminanten, og at mere opløselige pesticider er vanskeligere at fjerne 3 . Da målet er at reducere pesticider til ikke-toksiske koncentrationer, før de kommer ind i modtagende farvande, er der behov for yderligere behandling for at fungere som "polering" trin. Disse omfatter anvendelse af behandlingsenzymer 3 , 4 , 17 og for nylig anvendelse af GAC.

Systemer, der indbefatter GAC, vil sandsynligvis være mere effektive 4 , og nyere forsøg har vist, at neonicotinoidimidaclopridet blev fuldstændigt fjernet af GAC ved feltfrekvenser og koncentrationer (VoorheesEt al. , I tryk 21 ). Praktiske overvejelser for producenter, der er interesseret i at indarbejde GAC i integrerede vegetationsbehandlingssystemer, vil være brugervenlighed, GAC livsforventning og indkøbs- og bortskaffelsesomkostninger. For eksempel er de nuværende indkøbs- og bortskaffelsesomkostninger for GAC ca. tre dollars pr. Pund. Dette er emnerne i den igangværende forskning. Som det her viste eksempel kan effektiviteten af ​​GAC i feltet udvides ved at inkorporere GAC-fyldte behandlingsmuffer ved afslutningen af ​​vegeterede systemer, efter at sedimentations- og vegetabilske grøftafsnit har fjernet størstedelen af ​​suspenderede partikler og forurenende stoffer 4 . Omkostningsovervejelser for installation og vedligeholdelse af alle komponenter af integrerede vegetationsbehandlingssystemer til landbrug og biosvale til byafstrømning vil kræve mere detaljerede teknoøkonomiske gennemførlighedsundersøgelser 18 .

Toksicitetsovervågning Considerations

Da pesticidbrugsmønstre udvikler sig med regulering af ældre klasser som organofosfater til bybrug og øget brug af nyere klasser, såsom pyrethroider, phenylpyrazoler ( fx fipronil) og neonicotinoider ( f.eks . Imidacloprid), vil det være vigtigt at anvende testfølsomme Til de mest almindeligt anvendte pesticider. De to arter, der anvendes i det biosvale byeksempel, der beskrives i dette papir, er blandt de mest følsomme arter til pesticider, der anvendes i øjeblikket. Amphipoden H. azteca er yderst følsom over for pyrethroidpesticider 19 og nogle organophosphater, og C. dilutus er blandt de mest følsomme arter til fipronil og dets nedbrydninger og til neonicotinoider 20 .

I betragtning af de vegetabilske systemers variabel ydeevne til behandling af disse klasser af pesticider er det vigtigt at indarbejde passende toksicitetsprøver for overvågning efter behandlingG af spildevand fra by og landbrug for at sikre, at de beskytter modtagende farvande.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Forfatterne erklærer, at de ikke har nogen konkurrerende finansielle interesser.

Acknowledgments

Finansiering til det her beskrevne arbejde 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