Kontinuerlig Instream overvågning af næringsstoffer og Sediment i landbruget vandskel

Environment
 

Summary

Med fremme af teknologi og stigningen i slutbrugerens forventninger, er behov og brug af højere tidsmæssige opløsning data for forurenende last skøn steget. Denne protokol beskriver en metode til løbende i situ vand kvalitet overvågning for at opnå højere tidsmæssige opløsning data for informeret vand resource management beslutninger.

Cite this Article

Copy Citation | Download Citations

Aryal, N., Reba, M. L. Continuous Instream Monitoring of Nutrients and Sediment in Agricultural Watersheds. J. Vis. Exp. (127), e56036, doi:10.3791/56036 (2017).

Please note that all translations are automatically generated.

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

Abstract

Indholdet af forurenende stoffer og belastninger i vandskel varierer betydeligt med tid og rum. Nøjagtige og rettidige oplysninger om omfanget af forurenende stoffer i vandressourcer er en forudsætning for at forstå chauffører af forurenende belastninger og for at træffe informerede vand ressource management beslutninger. Den anvendte "grab sampling" metode giver koncentrationer af forurenende stoffer i forbindelse med prøveudtagning (dvs. et snapshot koncentration) og kan- eller overpredict indholdet af forurenende stoffer og belastninger. Løbende overvågning af næringsstoffer og sediment har for nylig modtaget mere opmærksomhed på grund af fremskridt i computing, sensing teknologi og opbevaring hjælpemidler. Denne protokol viser brugen af sensorer, sondes og instrumentering til løbende at overvåge i situ nitrat, ammonium, turbiditet, pH, ledningsevne, temperatur og opløst ilt () og til at beregne belastninger fra to vandløb (grøfter) i to landbrugs vandskel. Med korrekt kalibrering, vedligeholdelse og drift af sensorer og sondes, kan god vandkvalitetsdata opnås ved at overvinde udfordrende betingelser såsom begroning og snavs opbygning. Metoden kan også bruges i vandskel af forskellige størrelser og karakteriseret ved landbruget, skovklædte og/eller urban land.

Introduction

Vand kvalitet overvågning giver oplysninger om koncentrationerne af forurenende stoffer på forskellige rumlige skalaer, afhængigt af størrelsen af de medvirkende område, som kan variere fra et plot eller et felt til et vendepunkt. Denne overvågning finder sted over en periode, som en enkelt hændelse, en dag, en sæson eller et år. De oplysninger, der er høstet fra kontrollen vandkvaliteten, hovedsagelig vedrørende næringsstoffer (f.eks. kvælstof og fosfor) og sediment, kan bruges til: 1) forstå hydrologiske processer og transport og omdannelse af forurenende stoffer i vandløb, som landbrugs afvandingsgrøfter; 2) at evaluere effektiviteten af forvaltningspraksis anvendes til afvanding at reducere næringsstof og sediment belastningen og øge vandkvalitet; 3) vurdere levering af sediment og næringsstoffer i vandet neden; og 4) forbedre modelleringen af næringsstoffer og sediment til at forstå de hydrologiske og vand kvalitetsprocesser, der bestemmer forurenende transport og dynamics over vifte af tidsmæssige og rumlige skalaer.

Denne information er afgørende for akvatiske økosystemer restaurering, bæredygtig planlægning og forvaltning af vand ressourcer1.

Mest anvendte almindeligt metode for næringsstof og sedimenter tilsyn i et vandskel er grab prøveudtagning. Grab prøveudtagning repræsenterer præcist et snapshot koncentration på tidspunktet for prøveudtagningen2. Det kan også skildrer en variation af forurenende koncentrationer med tiden, hvis hyppige prøveudtagning er gjort. Men, hyppige prøveudtagning er tid intensiv og bekostelig, ofte gør det upraktisk2. Derudover grab prøveudtagning kan- eller overvurderer de faktiske forurenende koncentrationer uden for prøveudtagning tid2,3,4. Derfor kan belastninger beregnes ved hjælp af sådanne koncentrationer ikke være nøjagtige.

Alternativt, kontinuerlig overvågning indeholder nøjagtige og rettidige oplysninger om vandkvaliteten i et foruddefineret tidsinterval, såsom et minut, time eller en dag. Brugere kan vælge de passende gang intervaller baseret på deres behov. Kontinuerlig overvågning giver forskere, planlæggere og ledere at optimere stikprøven samling; udvikle og overvåge tid-integreret målinger, som samlede maksimale daglige belastninger (TMDLs); vurdere den rekreative brug af vandområdet; vurdere baseline stream betingelser; og rumligt og tidsligt vurdere variationen af forurenende stoffer til at bestemme årsag og virkning relationer og udvikle en forvaltning plan5,6. Løbende overvågning af næringsstoffer og sediment har for nylig modtaget øget opmærksomhed på grund af fremskridt i computing og sensor teknologi, forbedret kapacitet af lagringsenheder og de stigende krav skulle studere mere komplekse processer 1 , 5 , 7. i en global undersøgelse af over 700 vand fagfolk, brugen af multi-parameter sondes steget fra 26% til 61% fra 2002 til 2012 og forventes at nå op på 66% af 20225. I den samme undersøgelse, er 72% af de adspurgte angivet behov for udbygning af deres net til at opfylde deres data brug for5. Antallet af stationer i et overvågningsnet og antallet af variabler overvåges pr. station i 2012 forventes at stige med 53% og 64%, henholdsvis, af 20225.

Dog er løbende vandkvalitet og mængde overvågning i landbruget vandskel udfordrende. Store nedbørsmængder begivenheder vaske væk sedimenter og macrophytes, bidrager til høje sediment belastning og snavs oprustning i sensorer og sondes. Afstrømning af overskydende kvælstof og fosfor anvendes på landbrugsmarker skaber ideelle betingelser for væksten af mikroskopiske og makroskopiske organismer og tilgroning af instream sensorer og sondes, især om sommeren. Tilgroning og sediment oprustning kan forårsage sensorer til at mislykkes, glider og producere upålidelige data. På trods af disse udfordringer, er finere tidsmæssige opløsning (så lavt som pr minut) data forpligtet til at studere afstrømning processer og punkt source forurening, som de er påvirket af vandskel karakteristika (fx størrelse, jordbund, hældning, osv. ) og timing og intensitet af nedbør7. Omhyggelig felt observation, hyppig kalibrering, og korrekt rengøring og vedligeholdelse kan sikre god kvalitet data fra sensorer og sondes, selv på de finere tidsopløsning.

Her diskuterer vi en metode for den i situ kontinuerlig overvågning af to landbrugs vandskel bruger multi-parameter vand kvalitet sondes, område-hastighed og tryk transducer sensorer og autosamplers; deres kalibrering og felt vedligeholdelse; og databehandling. Protokollen viser en måde, hvorpå løbende vand kvalitet overvågning kan udføres. Protokollen er generelt gælder for kontinuerlig vandkvalitet og mængde overvågning på enhver type eller størrelse af vandskel.

Protokollen blev udført i nordøstlige Arkansas lille-grøfter bassinet (HUC 080202040803, 53.4 km2 område) og Lower St. Francis Basin (HUC 080202030801, 23,4 km2 område). Disse to vandskel løbe ned bifloder til Mississippifloden. Behov for overvågning bifloder til Mississippifloden blev identificeret af den nedre Mississippifloden Conservation Committee og Golfen Mexico hypoxi Task Force at udvikle en skelsættende management plan og registrere forløbet af management aktiviteter 8 , 9. Desuden disse vandskel karakteriseres som fokus vandskel af United States Department of Agriculture-naturlige ressourcer bevaring Service (USDA-referencecentre), baseret på potentialet for at reducere næringsstof og sediment forurening og for forbedre vand kvalitet10. Edge-of-field overvågning gennemføres i disse afvandingsområder som en del af statewide Mississippi River Basin sund vandskel initiativ (MRBI) netværk11. Flere detaljer af vandskel (dvs. steder, vandskel karakteristika, osv.) leveres i Aryal og Reba (2017)6. Kort sagt, den lille flod grøfter bassin har overvejende silt lerjord jord, og bomuld og sojabønner er de vigtigste afgrøder, mens Lower St. Francis Basin har overvejende Sharkey lerjord, og ris og sojabønner er de store afgrøder. På hver vandskel, blev i situ løbende vand kvantitet og kvalitet kontrol (dvs. decharge temperatur, pH, DO, turbiditet, ledningsevne, nitrat og ammonium) foretaget på tre stationer i mainstream bruger denne protokol til forstå den rumlige og tidsmæssige variation i de forurenende belastninger og de hydrologiske processer. Desuden blev ugentlige vandprøver indsamlet og analyseret for suspenderet sediment concentration.

Protocol

1. webstedsudvælgelse

  1. skelsættende valg
    1. Vælg watershed(s) baseret på omfanget af forureningsproblem, prioritering af skelsættende, nærhed til forskningsfacilitet, adgang til webstedet, og data mål.
  2. Stream prøveudtagning steder
    1. Vælg stream prøveudtagning placering(med) baseret på undersøgelsen formål.
      Bemærk: Optimale prøveudtagning placeringer er godt blandet inden for et tværsnit, sikkert og nemt tilgængeligt, geophysically stabil (dvs. konstant tværsnit og en bank støttende instrument station boliger) og repræsentant 12 , 13 , 14. Stationer ikke umiddelbart nedstrøms fra sammenløbet af to floder og i en lige kanal sektion, uden en konvergerende eller divergerende kanal tværsnit, er mere homogen og repræsentative 14.
    2. Co finde hydrologiske og vand kvalitetsmålinger på et tværsnit til at beregne belastninger.
      Bemærk: Hvis identificerer den rumlige variation af næringsstoffer og sediment i et vandskel, Vælg flere stationer til at målrette potentielle kilder i hele vandskel.

2. Instrument og Sensor udvalg

  1. Vælg instrumenter og sensorer til at måle decharge og vandkvalitet og samle vandprøver med det planlagte interval. Vælge instrument og sensorer baseret på data behov, vandskel og tilgængelige ressourcer.
    Bemærk: Ideel sensorer er pålidelige, præcise, følsomme, præcis, billig og egnet til stream miljø og kræver begrænset vedligeholdelse og minimal træning af feltet tekniker 13. I en landbrugs vandskel, tilgroning og snavs oprustning er de største årsager til bekymring. Derfor foretrækkes sondes udstyret med selvrensende og groedehindrende funktioner.
    1. Brug en autosampler, sondes, en område-hastigheds sensor, en tryktransduceren og en transportabel flowmeter.
      Bemærk: Sonde bør have en vinduesvisker at rengøre turbiditet sensor og en børste til at rense pH, ammonium, nitrat, og gøre sensorer.
      Bemærk: Instrument i denne protokol vedrører en vand prøveudtagning enhed bestående af et autosampler, slange, si eller strømmen modul og område-hastigheds sensor.
  2. Vælg kvalitetsparametre baseret på data mål, sensor pris og tilgængelighed. Måler temperatur, pH,, ledningsevne, turbiditet, ammonium og nitrat hver 15 min.
    Bemærk: Temperatur, pH, DO og ledningsevne er den mest almindelige parametre udvalgt og målt på USGS stationer, nitrat-, ammonium- og turbiditet er mindre almindelige, men de er ved at vinde popularitet 1 , 14.
    Bemærk: data mål afhænger vandskel karakteristika. For eksempel, kvælstof og fosfor overvågning kan være mere vigtigt i landbruget vandskel i forhold til fosfor overvågning i urban vandskel.

3. Sonde kalibrering og programmering

  1. kalibrere sensorer på sonde som pr fabrikantens anbefalinger. Ændre kalibrering protokol efter behov baseret på de lokale miljøforhold.
    Bemærk: Hyppigheden af kalibrering afhænger af det miljø, hvor sensorerne er udsat. Generelt, det falder inden for 2-4 uger. Her, sondes er kalibreret hver 2 uger under vækstsæson og hver 3 uge i ikke-voksende sæson (November til April).
  2. På laboratoriet, rense sonde grundigt før kalibrering. Ren sensor overflader ved hjælp af bløde børster (fx tandbørster) og sæbe eller alle formål renere. Fjerne cirkulationspumpe visker og børste ved hjælp af en sekskantet unbrakonøgle; Rengør visker og børste.
  3. Hæld elektrolytten pH referenceelektrode, refill det med friske elektrolytten løsning, og tilføje en kaliumchlorid salt pellet for at opretholde ledningsevne af elektrolytten løsning. Luk hætten, så det er lufttæt; nogle elektrolyt vil spilde ud, mens fælles landbrugspolitik er at blive skruet på. Skyl sonde med deioniseret vand.
  4. Suspendere sonde på en robust støtte, således at bunden af sonde hviler ca 20-30 cm over bordpladen, giver mulighed for nem bearbejdelighed. Tilslutte en sonde til computeren ved hjælp af en kommunikationsledning. Start fabrikanten ' s software. Tryk på " drive sonde " til at indgå i programmet sonde.
  5. Indstille antallet af Kalibreringsstandarder på den " parameteropsætning " fane. Kalibrere sensorer i følgende rækkefølge: ledningsevne, pH, DO, turbiditet, nitrat og ammonium.
    Bemærk: Rækkefølgen af kalibreringen er vigtig, som nitrat og ammonium sensorer bruge ledningsevne og pH værdier.
    Bemærk: Antallet af Kalibreringsstandarder er 2 for ledningsevne, 2 eller 3 for pH, 1 for, 2 eller 4 for turbiditet, 2 for nitrat og 2 for ammonium.
  6. Skylles modtagne med Deioniseret vand flere gange og tørre modtagne overflade med klude før at indføre en standard til sensoren til at undgå krydskontaminering.
    Bemærk: Før kalibrering hver sensor, Bemærk værdierne sensoren læser for følgende standarder: gøre, pH 7, turbiditet for DI og 50 NTU, nitrat til 50 mg/L, og ammonium til 50 mg/L. Disse værdier kan bruges til at vurdere, om sensorerne var korrekte i feltet. De også kan anvendes med forsigtighed til at korrigere feltværdier.
  7. Efter kalibrering af hver sensor (trin 3.8-3.13) til en standard " kalibrering vellykket " vises, mislykkes kalibreringen, nulstiller sensoren og prøv igen. Hvis sensoren stadig mislykkes, forbrugsvarer kan have brug for udskiftning eller sensoren muligvis fabrik reparation.
    Bemærk: Nulstilling af nitrat eller ammonium-sensor vil nulstille begge sensorer.
  8. Kalibrere ledningsevne sensoren ved hjælp af 2-punkts kalibrering; 0 µs/cm til en tør sensor og 1.412 µs/cm til standardopløsningen. Vælg " SpCond [µs/cm] " i den " kalibrering " fane. Tør den ovale del af sensoren helt med klude. Angiv " 0,0 " i µs/cm og Indtast " kalibrere. "
    1. Indsæt standard i en pose til helt dække den ovale del af sensoren. Vent indtil sensoren læsning stabiliserer (~ 2-5 min), Angiv " 1412 " i µs/cm, og Angiv " kalibrere. " " kalibrering vellykket " vises; Hvis kalibreringen mislykkes, nulstille sensoren og prøv igen.
  9. Kalibrere pH sensor ved hjælp af pH 7 og pH 10 standarder og kontroller lineariteten af kalibrering med pH 4. Vælg den " pH [enheder] " i fanen kalibrering under fanen Indsæt pH 7 standard i en pose, der dækker både pH junction og referenceelektrode. Vent ca 5 min til det at stabilisere. Angiv " 7,0 " som pH værdi og indtaste " kalibrere. "
    1. skylles elektroderne og tør dem ved hjælp af klude. Indsæt pH 10 og følge de samme procedure som pH 7. Indsæt pH 4 til at kontrollere kalibreringskurven linearitet er opfyldt; kalibreret sensoren bør læse 4 ± 0,2 til pH 4,0 standard.
  10. Kalibrere gør sensoren ved hjælp af temperatur-stabiliseret, air-mættet, deioniseret vand (18 M Ω-cm) som enkelt punkt standard.
    1. Vælg den " LDO % [satellit] " tab. fylde kalibrering cup med Deioniseret vand til næsten-fuld niveau og placere cup på sonde. Invertere sonde for at sikre, at temperatursensor og gør membranerne er helt dækket af vandet.
    2. Vent ca 5 min at stabilisere den procentvise mætning læsning. Når stabiliseret, Angiv " 100 " til den procentvise mætning. Angiv barometertrykket i mmHg ved at kontrollere en lokal vejrstation og " kalibrere. "
      Bemærk: DI vand er temperatur-stabiliseret og luft-mættet ved at forlade det åbent til atmosfæren i det mindste overnatning i laboratoriet for gasudveksling, mætning, og temperaturen stabilisering. Barometertrykket skal gives, da gøre mætning afhænger af atmosfærisk tryk ud over den temperatur (målt ved sonde, selve).
    3. Tjek den skala faktor, som bør være 0,5 - 1,5 til acceptable kalibrering. Afslut programmet kalibrering, Angiv terminaltilstand, brug pilene til at fremhæve " Log i " og tryk på " Indtast. " fremhæve " niveau 3 " og tryk på " Angiv. " fremhæve " setup " og tryk på " Angiv. " fremhæve " sensorer " og tryk på " Angiv. " fremhæve " gøre " og tryk på " indtaster. " fremhæve " % sad " og tryk på " Angiv. " Bemærk skaleringsfaktoren.
    4. Tryk " Esc " at afslutte og Indtast " operere sonde " igen. Vælg den " calibration fanebladet " at fortsætte kalibreringen.
    5. Invertere sonde tilbage og suspendere det således at sensorerne ansigt jorden.
  11. Kalibrere turbiditet sensoren ved hjælp af 4 standarder: DI, 50 NTU, 100 NTU og 200 NTU. Vælg den " turbiditet [NTUs] " fane. I en kalibrering cup, sætte nok DI vand til at dække mindst bunden af turbiditet sensor. Lad turbiditet læsningen stabilisere. Angiv punkt " 1 " for DI standard, en " 0,6 " NTU turbiditet værdi, og " kalibrere. "
    1. på samme måde kalibrere turbiditet sensor for andre standarder. Forhindre boble dannelsen af homogenisering standarder, dreje flasken op og ned (ikke ryste) og hælde standarderne langs kop.
    2. Efter kalibrering alle standarder, kontrollere sensor aflæsninger for DI og 50 NTU at se Hvis kalibreringen var acceptabel (dvs. inden for ±1%).
  12. Kalibrere nitrat sensoren ved hjælp af to standarder: høj (50 mg/L 3 --N) og lav (5 mg/L 3 --N). Vælg den " 3 - [mg/L-N] " fane.
    1. Pour 50 mg/L standard at fylde kalibrering cup op til tre fjerdedele fuld og Placer kop på sonde, gør en vandtæt forbindelse. Invertere sonde, således at nitrat og temperatur sensorerne er helt dækket. Vent i 15 min. (eller indtil læsning er stabilt). Når stabiliseret, Angiv den standard plan " 1 " og en værdi af " 46.2. " optage temperatur og mV aflæsningerne i en notesbog. Angiv " kalibrere. "
      Bemærk: nitrat sensor bruger temperaturføler ud over de ledningsevne og pH sensorer.
    2. Skylles sensorer med Deioniseret vand flere gange og tør dem med klude. Gentag den samme procedure for den lave standard. Forskellen mellem to spænding behandlinger bør være 50-65 mV, og forskellen mellem temperaturmålinger bør ikke overstige 5 ° F til kalibrering skal være acceptabelt.
  13. Kalibrere ammonium-sensor på samme måde til nitrat sensoren.
  14. Geninstallere og kalibrere visker og pensel. Vælg den " SelfClean [Rev] " tab. Vælg " 1 " rotation og Indtast " kalibrere. "
    Bemærk: wiper og børste vil rotere én gang.
  15. Når alle sensorer er kalibreret, programmere sonde. Angiv " Indstil ur til pc tid " i det " system " fane til synkronisering. Slette den ældste logfil, hvis der er 4 eksisterende log-filer og oprette en ny logfil. Når logfilen oprettes, skal du vælge overvågning parametre og parametre til at logge. Vælg overvågning varighed (dvs. indtil den næste kalibrering, normalt 2-3 uger i landbruget vandskel) og interval (15 min) ved at vælge start- og sluttidspunkt for logfilen og logintervallet. Gem logfilen.
    Bemærk: Når som helst en sonde kan lagre op til 4 logfiler.
  16. Tjekke det interne batterispænding og om nødvendigt erstatte de interne batterier.
    1. Vælg den " online overvågning " fanen og starte online overvågning.
    2. Kontrollere internt batteri spænding læsning. Hvis det er under 10.5 V, erstatte det med otte nye C batterier.
      Bemærk: Sonde stopper optagelsen data Hvis indre batterispændingen falder under ~9.0 V.
    3. Bruge silikone fugemasse til at forsegle hætten af batterirummet en vandtæt forbindelse.
  17. Lægger sensor guard og sætte det i en spand halvt fyldt vand.
    Bemærk: Sondes i spanden er klar til transport og (gen) installation på websteder. Sondes skal nedsænkes for pH-elektrode til at fungere ordentligt.

4. Instrument og Sensor Installation

  1. område-hastigheds sensor og flow modul
    1. Mount område-hastigheds sensor sikkert på en stålplade på et valgte udsnit. Montere den stålplade på den " L " beslag ( figur 1), der er monteret i Telspar indlæg drevet på thalweg for strøm (dvs. den dybeste del af kanalen) ( figur 1); udvidelse af den " L " beslag opstrøms af Telspar indlæg skal være lang nok så strømmen ikke påvirkes af tilstedeværelsen af Telspar indlæg i åen. Placer sensoren på den " L " beslag på stream seng, sådan at spidsen af sensoren ansigter upstream retning strømmen.
      Bemærk: Effekten af Telspar indlæg kan vurderes visuelt hvis indførelsen af stillingen skaber flow forstyrrelse på sensor position opstrøms eller kvantitativt ved hjælp af sensor aflæsninger med og uden Telspar indlæg. I denne protokol, tværsnits variation blev betragtet som ubetydelig. Hvis det skal vurderes, kan flere sondes eller sensorer placeres på et tværsnit. Område-hastigheds sensor foranstaltninger gennemsnitlig hastighed ved hjælp af ultralyds Doppler metode. Det kræver ikke en omregningsfaktor, baseret på flow dybde eller velocity profilering og on-site kalibrering. Modulet flow måler hastighed fra-1.5 til 6,1 m/s og dybde fra 0,01 m til 9.15 m. Som sådan, det finder anvendelse på forskellige vandskel.
    2. Til at beregne dechargen, måle område af tværsnittet.
      Bemærk: Softwaren kan direkte beregne området, hvis formen på kanalen eller en ligning er.
      Bemærk: Dataene fra sensoren registreres direkte i modulet flow og kan downloades til en computer ved hjælp af fabrikanten ' s software og en kommunikationsledning.

< img alt = "Figur 1" class = "xfigimg" src = "/ filer/ftp_upLoad/56036/56036fig1.jpg"/ >
figur 1. Layout af en typisk Instream overvågning Station (ikke til en skala).
Stationen indeholder en Telspar post som sonde er ophævet ved hjælp af et stålkabel, en karabinhage og dupsko. Dupsko vises ikke. L-beslag som område-hastigheds sensor er monteret er placeret på stream seng og er sikret stramt til post ved hjælp af møtrikker og bolte. Autosampler (ikke vist i figuren) trækker vand stikprøven fra en slange, der indeholder en si på spidsen. Kablet fra området-hastigheds sensor er forbundet til flow-modulet (ikke vist). venligst klik her for at se en større version af dette tal.

  1. tryktransduceren (PT sensor)
    1. når den område-hastigheds sensor er ikke tilgængelig, måle dybde ved hjælp af en tryktransduceren.
    2. Installere PT sensor inde i Telspar stillingen og sikre det med en stålwire og dupsko; spidsen af sensoren skal bare røre stream seng. Programmere PT sensor til at måle vanddybden med 15 min. intervaller.
  2. Manuel decharge måling
    1. For stationer med en PT sensor som decharge måleapparat, gøre en fase-udledning kurve af manuelt måler decharge over en vifte af strømme, der dækker mindst low, medium og høj strømme. Opdele tværsnitsareal i flere segmenter (30-60 cm bred), afhængigt af bredden af flow. Mål den gennemsnitlige hastighed i midterlinien af segmentet ved hjælp af en bærbar flowmåler. Hvis dybden er < 10 cm, måler den maksimale hastighed og ganger med 0,9 at få den gennemsnitlige hastighed. Hvis dybden er 10-75 cm, måle hastigheden på 0,6 af dybde til at bestemme de gennemsnitlige hastighed 15. For dybder større end 75 cm, måle hastigheder på tre dybder (0,2, 0,6 og 0,8 af dybde fra vandoverfladen) og gennemsnitlig dem 15.
    2. Beregne udledning af et segment, bruger den gennemsnitlige hastighed, bredde og dybde af segmentet og summerer udledninger fra alle segmenter til at opnå en samlet udledning.
    3. Følge proceduren for intervaller af strømme der dækker low, medium og høj strømme.
    4. Bestemme forholdet mellem fase (dvs., dybde af flow, målt ved tryktransduceren på tidspunktet for manuel decharge måling) og de målte udledninger.
      Bemærk: Hvis decharge er for høj til at måle hastigheden manuelt, en midlertidig område-hastigheds sensor kan bruges gøre et forhold mellem decharge målt af område-hastigheds sensor og dybden målt ved PT sensoren.
  3. Vand kvalitet multi-parameter sonde
    1. Mount af sonde på Telspar indlæg med en stålwire, dupsko og en karabinhage for sonde sikkerhed og nem installation og fjernelse ( figur 1). Sted sonde i downstream side af Telspar indlæg at forhindre skader fra snavs eller træ logs, der kan komme flydende med stream vand, især i løbet af oversvømmelse. Sted i bunden af sonde mindst 1-10 cm over stream seng at reducere sandsynligheden for sediment oprustning på sonde.
      Bemærk: Sonde bør altid være neddykket i vandet. Derfor i en stream med varierende strømme, skal sonde være høj nok til at reducere ophobning af sediment på sonde og lav nok til at forhindre sonde fra at få udsat for luft. Men for en kanal med mindre variabel gennemstrømning, sonde kan placeres således at sensorerne er ca 10 cm under vandoverfladen.
      Bemærk: Hvis sonde har en dybde sensor, højden af dybde sensor fra kanal sengen bør måles konto for dybden af installation af dybde sensoren over kanal sengen.
    2. Magt sonde med interne batterier og/eller eksterne batterier. Bruge en bærbar batteri boks til at huse de eksterne batteri og en kommunikationskabel til at tilslutte en sonde. Programmere sonde til at indsamle data hvert 15 min og downloade data direkte til computeren ved hjælp af kommunikationskabel.
  4. Autosampler
    1. installere en autosampler i vejret-beskyttende boliger på toppen af stream bank på stabil jorden. Power autosampler med en bly-syre batteri. Installere en 20-W solar panel for at oplade batteriet onsite.
    2. Sikre en trævlesi rør under vandet med Telspar indlæg eller L-beslag og tilsluttes autosampler med en slange.
      Bemærk: Autosampler trækker vand fra åen via si og slange.
      Bemærk: Placering af si-rør er vigtigt at opnå repræsentative data. I denne protokol, blev det placeret, forudsat at ingen tværsnits variabilitet.
    3. Program autosampler at prøve vand ugentlige eller baseret på behov. Henvises til autosampler manual fra producenten.
      Bemærk: Autosampler kan programmeres til at prøve vand baseret på nedbørsmængde, flow, tid eller en kombination. Sampler kan programmeres til at prøve en prøve på mange flasker, mange prøver til en flaske (composite), eller en kombination.
      Bemærk: Autosampler indsamler et volumen vand (2.000 mL) nødvendige for analysen af yderligere parametre i laboratoriet. Ud over løbende vand kvalitet overvågning ved hjælp af en sonde prøver er analyseret på en ugentlig basis for suspenderet sediment koncentration.

5. Sensor og Sonde vedligeholdelse

  1. rene område-hastigheds sensor på hvert besøg at reducere snavs på eller i nærheden af sensor overflader.
  2. Ofte kalibrere sensorer på sonde.
    Bemærk: Frekvensen er afhængig af sæson, Hydrologi, vandskel, sensor type og sats for begroning. I afvandingsområder valgt her, krævedes kalibrering hver 2 uger til at indsamle data af god kvalitet.
  3. Erstatte de forbrugsdele som anbefalet af fabrikanten.
    Bemærk: Dette omfatter et pH reference elektrode/cap, en cap (membran) for sensor, ion-tip sensorer (nitrat og ammonium sensorer), og en cirkulerende visker og pensler.
  4. Send sonde til fabrikken reparation, hvis nødvendigt (dvs., hvis sensoren ikke læse acceptable værdier for standarderne, selv efter nulstilling og justering, eller hvis sensorerne ikke kalibrering).

6. Feltet prøveudtagning og laboratorieundersøgelser

  1. Forbered på forhånd for ekskursion til at opretholde sensorerne og samle automatisk indsamlet vandprøver eller manuelt prøve og indsamle vandprøver hvis en autosampler ikke er tilgængelig på webstedet. Sørg for at medtage punkterne i tjeklisten (tabel 1).
  2. Indsamle vandprøver i en ren (dvs., acid vasket og skyllet) og tør krukke (10 L), mærke dem og transportere dem på is til laboratoriet hurtigst muligt til analyse.
    Bemærk: Den indsamlede vandprøve er en repræsentativ prøve under faktiske forhold på tidspunktet for prøveudtagningen og på en bestemt lokalitet; integriteten af indsamlede prøven bør bevares mod forurening og fysiske, kemiske og biologiske ændringer 12.
    Bemærk: Container materiale kræves kan være forskellige for nogle analysander af interesse, forsuring og/eller filtrering kan være nødvendigt på webstedet.
  3. Analysere colmetre vand prøver i laboratoriet ved hjælp af standard metoder, før den godkendte bedrift gange 16.
    Bemærk: Vandprøver kan analyseres ved hjælp af EPA 353.2; 4500-NO3 for nitrat, EPA 353.2; 4500-NO2 for nitrit, EPA 365.1; 4500-PI for fosfat, EPA 350.1; 4500-PJ for total kvælstof, EPA 365.4; 4500-PJ for total fosfor, 2540-D for samlede mængde suspenderede stoffer, 2540-C for total opløst faststof og D 3977-97 for suspenderet sediment koncentration 16 , 17.
  4. Følger de passende kvalitetskontrol og kontrol, såsom blanks, standarder, replikater osv., under analysen. Følg Quality Assurance projektplan (QAPP).
  5. Fylde kæde af forældremyndighed ark for både prøve collector og at laboratoriepersonalet og opbevare en kopi af hver. Bemærk eventuelle usædvanlige eller bemærkelsesværdige begivenheder observeret i feltet på kæde af forældremyndighed ark.

7. Dataindsamling og analyse

  1. hente vand kvalitet og mængde data fra sondes, strømmen modul og laboratorium.
  2. Gem en kopi af alle rå data før du arbejder med data korrektion og analyse.
  3. Omhyggeligt kontrollere de indsamlede data på Turbiditet og fjerne enhver nul (f.eks 0.0 NTU), NAN, eller urimelige værdier (f.eks. 3.000 NTU; øvre grænse for påvisning af sensoren) før yderligere analyse.
    Bemærk: Forsigtighed bør udvises, når du fjerner alle data. De fjernes kun når lokationsspecifikke betingelser i feltet noter identificere og bestemme, at dataene ikke er rimelig.
  4. Bruge relationen fase-udledning til at beregne udflåd fra PT sensoren.
    Bemærk: Dybden målt ved PT sensor skal være presset kompenseret.
    1. Brug fabrikanten (In situ Inc.) software, " Baromerge, " til post rette PT sensordata.
      Bemærk: Dataene kan korrigeres ved en fast barometertrykket værdi, ved at angive mange barometertrykket værdier manuelt og automatisk med en baroTroll logfil. Denne protokol bruger en baroTroll logfil indsat på et nærliggende sted til automatisk for at rette PT sensordata.
  5. For området-hastigheds sensordata, fjerne eventuelle negative flow, der kunne være sensor artefakt.
    Forsigtig: Nogle gange der kunne faktisk være negative flow, afhængigt af stedet. I så fald ikke ignorere den negative velocity.
  6. Beregner manglende decharge data ved hjælp af en lineær regression mellem opstrøms eller nedstrøms decharge og decharge på stationen.
    Bemærk: Forholdet skal være statistisk signifikant, hvilket er normalt tilfældet mellem udledninger for alle upstream og downstream stationer. I afvandingsområder testet her, forholdet var signifikant (p < 0,01) og korrelationskoefficienten var større end 93%. Imidlertid den manglende decharge data kan kun udfyldes ved hjælp af denne metode, hvis afstanden mellem websteder er korte og vandskel karakteristika forbliver lignende.
  7. Fyld ikke mangler vandkvalitetsdata.
    Bemærk: Vandkvalitetsdata påvirkes af mange variable (dvs., timing og anvendelsen af gødning, om decharge stigende eller faldende, site specifikke betingelser, etc.).
  8. Udføre en regressionsanalyse mellem suspenderet sediment koncentration (SSC) fra laboratorium resultater og turbiditet (NTU) målt på streamen.
    Bemærk: Sådan regression er følsomme over for sediment størrelse distribution, sådan at hvis sand udgør en betydelige, men variable brøkdel af VSK, regression vil være fattige. Det kan imidlertid forbedres, hvis sands og bøder er adskilt under analysen og hvis bøderne er korreleret til VSK. Brug regression til at beregne løbende værdier, SSC.
  9. Da indholdet af forurenende stoffer varierer med decharge, beregne flow-vægtede koncentrationer ved hjælp af ligningen 1 6. Beregne de flow-vægtede gennemsnitlige koncentrationer (FWMC) på daglig basis ved hjælp af timedata. Alternativt kan du beregne det på timebasis bruger 15-min data; FWMCs er tid-integreret samt.
    Equation
    hvor
    FWMC = flow-vægtede gennemsnitlige koncentration på en daglig basis
    c, jeg = koncentration af jeg th prøve
    t jeg = tid, 1 h
    q jeg = decharge for jeg th prøve
    jeg = 1 til 24
  10. anvende passende statistiske teknikker for at opfylde mål, data. Når dataene er ikke normal, transformere data for at gøre dem normal eller bruge median ± interkvartil rækkevidde. Udføre ikke-parametrisk test for ikke-normalfordelte data.

Representative Results

I Aryal og Reba (2017) publikationen, blev denne protokol brugt til at studere transport og omdannelse af næringsstoffer og sediment i to små landbrugs vandskel6. Flere resultater fra denne protokol er beskrevet nedenfor.

Nedbør-afstrømning vand kvalitet relationer:

Styrken af kontinuerlig overvågning er, at brugerne kan vælge en fin tidsopløsning til at studere årsag-virkning forhold, såsom forholdet mellem regn, afstrømning og turbiditet, ved hjælp af 15-min data (figur 2A). Nedbør data blev hentet fra vejrstationer (www.weather.astate.edu), en inde i den lille flod grøfter Basin og andre 6,3 miles væk fra Lower St. Francis Basin. 00:00 til 09:00 7/22 opstod i alt 25,4 mm nedbør. Nedbøren øget udflåd fra 0.71 m3/s på 00:00 til 4.89 m3/s 17:45 7/22. Der var flere lokale decharge toppe i løbet af hændelsen, sandsynligvis knyttet til den rumlige variation af nedbør og dræning mønstre af felterne ris og sojabønner, der bidrog til fleste af strømmen. Lower St. Francis Basin havde omkring 94% af området i rækkeafgrøder, primært sojabønner og ris. Som decharge gradvis aftaget, en anden 14-mm regn begivenhed indtraf den 7/23 kl 07:00 og varede 5 h. Derfor blev en anden stigning i udledning målt.

Som forventet, turbiditet steg med decharge efter hændelsen regn og aftog gradvist (figur 2A). Turbiditet steget fra 13 NTU kl 23:34 7/21 til 409 NTU kl 02:04 7/23. Den højeste turbiditet blev opnået under den stigende udledning del af hydrograph. Det var sandsynligvis den første flush, der vaskes jordpartikler fra felterne landbruget. Som med dechargen, viste turbiditet også to klare toppe.

Figure 2
Figur 2. Variation af nedbør, udledning og vandkvaliteten på begivenhed Basis i lavere St. Francis bassin, en landbrugs vandskel.
(A) nedbør, udledning og turbiditet. (B) nitrat, ammonium og ledningsevne fra 7/21-7/26. Fleste af de skelsættende afgrøder blev sojabønner og ris. Nedbør, udledning og turbiditet parceller er baseret på 60-, 15- og 15-min data, henholdsvis. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

På samme måde, nitrat-, ammonium- og ledningsevne viste variationer med afstrømning og tid (figur 2B). Under hændelsen afstrømning kan nitratkoncentrationen enten falde på grund af en fortynding effekt eller stige som følge af en blanding af koncentreret afstrømning fra Marker. I den velovervejede tidsramme, nitrat steg op til 4,52 mg/L på 02:04 7/22 og faldt gradvist. Den højeste koncentration af nitrat faldt sammen med den første flush afstrømning, som for nylig anvendt men ubrugte opløselige kvælstofindhold blev skyllet væk. Den anden peak af nitratkoncentrationen svarede med en anden top i decharge, men det havde en lavere koncentration end den første top. Dette er sandsynligvis på grund af udvaskning af let opløseligt kvælstof ved den første flush. Form af nitrat toppe var den samme under begge arrangementer, trods forskelle i størrelsesorden.

Den gennemsnitlige ammonium koncentration var 0,80 mg/L, sandsynligvis på grund af bidrag fra rismarker. Ammonium koncentration varierede lidt med to decharge toppe (dvs. forøget med en stigning i udledning). Men stigningen i ammonium koncentration med den anden decharge peak var mindre end det med første decharge peak, af samme grunde som nitrat (figur 2B). Som med nitrat, toppede ammonium koncentration før decharge toppede.

Ledningsevne varierede fra 93-495 µS/cm i perioden. Den ledningsevne, viste et omvendt forhold til udledning (figur 2A og 2B) (dvs., ledningsevne var højt under base flow og faldt med en forøgelse af flow i begge peak udledninger). Nitrat og ammonium var sandsynligvis mindre bidragydere til vand ledningsevne, da ledningsevne af vand faldt under peak decharge, selv om nitrat og ammonium var højere end under referencebetingelser. Fortynding af regnvand, som har lavere ledningsevne, kan have bidraget til den lavere ledningsevne af vand i åen.

Temperaturprofil variationer af pH, temperatur og er klart illustreret af sonde resultater (figur 3). Temperaturen varierede fra 36.1 24.6 ° c fra 7/9 - 7/10. Vandtemperatur i åen var den laveste på 06:00-07:00 og den højeste på 17:00-18:00.

Figure 3
Figur 3. Døgnvariation af pH, temperatur, og gør på en Stream afsnit i Lower St. Francis Basin, en landbrugs vandskel. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Den opløste ilt var laveste fra midnat til 06:00. Som fotosyntese aktivitet af planter starter efter solopgang, DO steg støt indtil det toppede kl 16:19 på 7/9 (9.98 mg/L, 144.9% mætning) og på 15:34 på 7/10 (11.21 mg/L, 159.9% mætning). At gøre støt faldt indtil midnat og forblev konstant. Bakterier og alger respiration, fotosyntese, kulstofholdigt og kvælstofholdige oxidation og temperatur sandsynligvis påvirket døgnvariation18.

PH varierede mellem 7.4 og 7,8 fra 7/9-7/10. PH var højest på 17:34 på 7/9 (7,78) og kl 17:04 på 7/10 (7.77). Døgnvariation i pH var også påvirket af satsen for respiration, fotosyntese og stødpudeevne, da kuldioxid, hvilket mindsker pH, er fjernet gennem fotosyntese og er tilføjet under respiration i de akvatiske systemer.

De koncentrationer, der er vist i figur 2 og figur 3, hvis målt over en længere periode (dvs. om måneden, sæson, år) kan give oplysninger om hvordan vandkvaliteten ændres med tiden på naturlige eller administreret betingelser.

TempoRAL (månedlig) Variation af forurenende belastninger:

Tidsmæssige variation på en del af åen kan studeres over forskellige tidsskalaer. Månedlige variation på lille grøfter vandløbsoplandet, et lille landbrugs vendepunkt i nordøstlige Arkansas, afslørede et mønster af kvælstof og sediment tab fra vandskel hele året (figur 4). Forurenende belastninger var høj i forsommeren og slutningen af efteråret. Månederne September og oktober var præget af lavt forurenende lastning, hovedsagelig på grund af lavt flow. Den videnskabelige Styringskomité var højest i November og December på grund af høj nedbør på for nylig høstet og forstyrret felter. Data viste også, at variationer var meget høj, da daglige belastninger blev drevet af nedbør begivenheder, der varierede betydeligt. Høje belastninger under sent efterår (November og December) viste, at næringsstof reduktion programmer kan være mere effektive, hvis de fokuserer på at reducere November/December belastninger. Teknikker, som reducerer tabet af forurenende stoffer i vinter, såsom anvendelse af dækafgrøder19, skal derfor tages i betragtning i vandskel management programmer.

Figure 4
Figur 4. Månedlige Variation af nitrat-, Ammonium- og SSC belastning (kg/d) ved udgangen af den lille flod grøfter bassin.
Værdierne er medianen ± interkvartil rækkevidde. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Rumlige Variation af forurenende belastninger:

Protokollen giver også data for rumlige variationer ud over tidsmæssige variationer, hvis flere stationer i et vandskel er valgt. Forurenende belastninger i en landbrugs watershed (figur 5) viser tydeligt stigende nitrat og ammonium belastninger som vandet rejser nedstrøms. Tabet i 9,6 kg/ha nitrat pr. år var inden for 8-14 kg/ha om året serien rapporteret i Missouri i små landbrugs vandskel med lignende jord typs20. Denne type oplysninger kan bruges til at vurdere effektiviteten af instream vand ledelsespraksis og forurenende transport, blandt andre.

Figure 5
Figur 5. Nitrat og Ammonium Transport i den lille flod grøfter.
Opstrøms, vadested og downstream sites var placeret ca 2 km fra hinanden. Værdierne er gennemsnit ± standardfejl af middelværdien på daglig basis for August 2015. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Sensor tilgroning og Sediment oprustning:

I landbruget vandskel, kan tilstedeværelsen af næringsstoffer som kvælstof og fosfor i vandets afstrømning i høje koncentrationer accelerere hastigheden hvormed bio-begroning opstår ved en given temperatur. Derudover kan afstrømning vand bære høje sediment belastninger, at stammer fra de dyrkede marker og eroderede vandveje. Den høje sediment belastning kan føre til aflejring af sediment partikler på sensoren og sonde overflader og ophobning af sediment. Sådanne tilgroning og sediment oprustning kan resultere i drift og unøjagtige resultater.

Døgnvariation af gøre faldt indtil 7/15, steg på 7/16 efter sensoren var renset på webstedet, og pludselig faldt efter 13 eller 14 dage (figur 6) på grund af begroning. Vækst og deraf følgende ophobning af mikroorganismer på overfladen af sonde kan ses i figur 7. Den begroning er svær på overflader hvor klude eller børster ikke rense. Effekten af sediment oprustning på turbiditet læsning blev observeret på 12/26 (figur 8). Nedbør på 12/23 og 12/25 øget turbiditet op til 1595 NTU og 1073 NTU. Turbiditet faldt når udledning faldt i åen. Men den store regn begivenhed på 12/26 forårsaget turbiditet at nå den øvre grænse for 3000 NTU. Den turbiditet læsning lå stabilt på 3000 NTU på grund af ophobning af snavs på sonde guard og tilstedeværelsen af ukrudt og planterne på Telspar indlæg. Når efterladenskaberne akkumuleret, turbiditet aflæsninger var uregelmæssig (dvs. ændret brat fra 3000 NTU til mindre end 50 NTU i 15 min) og forkert. Derfor, turbiditet data fra 12/26 til 12/29 er ikke af god kvalitet.

Figure 6
Figur 6. Drift af DO sensoraflæsningen efter Sonde forblev i åen for to uger.
Efter kalibrering, sonde blev installeret på 7/8 og afdrift begyndte 7/22. Afdrift i sensoren læsning efter 7/21 resulterede i et lavere DO end normalt. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 7
Figur 7. Billeder viser smuds på Sensor overflader (venstre) og rene Sensing overflader af sensorer (højre) efter aftørring med en pensel og visker. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 8
Figur 8. Turbiditet (NTU) i åen før og efter Sediment oprustning i Sonde vagt.
Nedbør (mm) er vist på den sekundære y-aksen. Turbiditet viste et fremragende svar på nedbør på 12/16, 12/23 og 12/25. Men hændelsen store regn af 12/26 oprettede sediment oprustning i sonde guard og turbiditet aflæsninger efter 12/26 var defekt (for det meste 3000 NTU) og uregelmæssig. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Erikas > elementet notering Elementet notering Check Dokumenter QAPP (Quality Assurance projektplan) Kæde af forældremyndighed ark Feltet notebook Navigation maps/GPS Pen, markør, etiket tape Sikkerhed Solcreme/solbriller Hveps spray Førstehjælp kit Drikkevand Kommunikation (mobiltelefon) Personlige beskyttende udstyr-vadefugl, gummi boot, handsker, hat Reb og anker Antiseptisk Handvask Prøve indsamling, opbevaring, transport Køler og is Prøve flaske og låg Mærkning tape Sensor/instrumentering Meddelelse kabler Opkrævet eksterne batterier Feltet laptop Sonde Kommunikationskabel "C" batterier Pensel og sæbe Feltet laptop Andre Værktøjskasse (skruetrækkere, volt meter, zip bånd, skruenøgle,...)

Tabel 1. Kontrolliste til anbefales til et feltbesøg prøve vand og reparation og vedligehold sensorer.

Discussion

Samlet set har den løbende overvågning af næringsstoffer og sediment flere fordele i forhold til overvågning ved hjælp af grab prøveudtagningsmetode. Hydrologiske og vand kvalitetsprocesser påvirkes af regn over et meget kort tidsrum. Brugerne kan opnå høje tidsmæssige opløsning data på næringsstoffer og sediment at studere komplekse problemer. Andre kvalitetsparametre, såsom ledningsevne, pH, temperatur og, bevilges der samtidig og til samme pris som for overvågning af nitrat-, ammonium- og turbiditet. Desuden er der andre sensorer fra producenter, der giver mulighed for måling af endnu mere vand kvalitetsparametre, som klorofyl, saltholdighed og thermodynamikken potentiale, sammen med næringsstoffer og sediment.

Denne protokol kan bruges til at identificere den tidsmæssige variation af de forurenende stoffer over en valgte periode af undersøgelsen; den rumlige variation af forurenende stoffer i et vendepunkt, hvis kontrollen udføres på flere stationer; og de tværsnitsbaserede variation af forurenende stoffer, hvis kontrollen udføres på flere punkter i et tværsnit. Som vist i denne protokol, døgnvariation i pH, ledningsevne,, nitrat, ammonium, turbiditet og temperatur kan vise årsag og virkning relationer og bidrage til en bedre forståelse for førere af forurenende belastninger.

Trods den vellykkede kontinuerlig måling af næringsstoffer og sediment er den største begrænsning af metoden tab af data eller en lav kvalitet dataindsamlingen sensor fejl, tab af magt og sedimenter/snavs oprustning. Mens webstedsudvælgelse er vigtigt, er det lige så vigtigt at ofte kontrollere kalibreringen eller at kalibrere når det er nødvendigt, udskifte interne og eksterne batterier (hvis ikke solar drevet), og hente og kontrollere data. Datakvaliteten kan kompromitteres i flere faser, fra dataopsamling til databehandling. På stadiet erhvervelse, fokus i dette papir, er retsmidler for mulige problemer beskrevet nedenfor.

Datatab:

Forkert programmering af sensorer, tab af strøm til sensoren, etc., kan forårsage huller i dataene. Hvis det er muligt, kan en sol oplader installeres på stationer til at genoplade batteriet. Ellers hyppig udskiftning af interne (for sondes) og/eller eksterne batterier er påkrævet. Hente dataene ofte vil hjælpe til at identificere problemet hurtigt og til at løse det, at reducere tab af data på grund af hukommelsen begrænsninger. Gnavere kan beskadige kabler og medføre tab af data. Disse tab kan undgås ved hjælp af wire vagter til at dække kablerne.

Lav kvalitet Data på grund af begroning:

Begroning af sensor overflader og den resulterende drift eller unøjagtighed i data kan minimeres ved at dække sensor vagt med kobber tape, ved hjælp af kobber vagt, og ved hjælp af kobber mesh omkring sensor vagt. Vi har fundet, der dækker sonde overflader (ikke sensorer) med all-weather tape høj grad lettet rengøring af sensorer. Selvrensende sondes med vinduesviskere og pensler, indkvartering i den, der anvendes i undersøgelsen, hjalp til at rense overflader af sensorer (figur 7). Brug af kobber materialer, såsom tape, vagt, eller mesh, nedsat vækst af mikroorganismer og den deraf følgende tilgroning.

Lav kvalitet Data på grund af snavs oprustning:

Placering af sensoren og sonde og nedgravning af kabler under sediment kan begrænse snavs oprustning. For eksempel, hjælper placere sonde visse dybde over stream seng men under vandoverfladen begrænse sediment oprustning. Ligeledes, placere sonde i downstream side af Telspar indlæg reducerer vragrester, som Telspar post fangster stort woods, græsser, etc. rengøring af sonde under hvert felt besøg kan bidrage til at producere bedre kvalitet data. Indpakning sensor vagt med kobber mesh reducerer sediment og snavs oprustning, indblanding fra vandplanter og macroinvertebrates og tilgroning.

Mens sonde kan placeres opstrøms eller nedstrøms for Telspar indlæg, suspension af sonde på den efterfølgende side anbefales. Kravet for sensorer i sonde til at måle uden bias at have bevægelse af vand på tværs af sensoren overflader eller at have nogen stående vand. Tynde bredden af post (4,0 cm) og huller i stillingen sikre, at vandet løber gennem sensor overflader. Derudover når sonde er i upstream side af stillingen, kan akvatiske ukrudt og planterester materiale vedlægge sonde vagt, som konstateret i denne undersøgelse. En anden ulempe ved markedsføring af sonde i upstream side er, at mens guard beskytter sensorer, sonde krop er stadig i fare for at blive ødelagt af vragrester/træ i upstream side af stillingen. Effekten af stillingen på hastighed måling kan testes ved visuelt observere og sammenligne hastighed aflæsninger med og uden posten. Område-hastigheds sensor var ca 50 cm af Telspar indlæg i denne protokol, og tilstedeværelsen af Telspar indlæg påvirkede ikke hastigheden.

At identificere hyppigheden af kalibrering lokationsspecifikke betingelser er vigtige. Det er en balance mellem ikke at kompromittere datakvalitet af henhold til kalibrering og ikke spilde ressourcer af over kalibrering. I landbruget streams i denne undersøgelse (dvs., varmt, fugtigt tropisk klima) var laboratorium kalibrering hver 2 uger i sommeren (figur 6) og hver 3 uger i vinteren tilstrækkelig. Dog blev sensorer renset på stedet hver uge i løbet af sommeren.

Udarbejdelsen af en QAPP for alle aktiviteter, herunder kvalitetskontrol kontrol forud for projektet, hjælper med at identificere potentielle problemer, holder undersøgelsen, konsekvent og ensartet og frembringer bedre data. Efter de retningslinjer, der er fastsat i proceduren QAPP er nødvendig.

Dokumentation af de events eller usædvanlige bemærkninger i bærbare pc'er eller fotografier er meget vigtigt. Mange gange, er resultaterne af overvågningen knyttet til begivenheder, der er atypisk. For eksempel, vil den opmudring (dvs. rengøring) af en strøm (grøft), som er sjældne, øge turbiditet af vandprøve, selv uden øget udledning.

Sikkerheden af det personale, der er involveret i arbejdet i marken, samt instrument sikkerhed, er meget vigtige. En sikkerhed, sundhed og velfærd plan skal udarbejdes før starten af et projekt. Nogle af bekymringer, sikkerhed omfatter slanger, temperatur farer, oversvømmelse, høj vind, kørsel betingelser, lyn, mv logistik og anbefalede elementer at tage under feltet besøg er givet i tabel 1.

En af begrænsningerne i den aktuelle teknologi til måling af nitrat og ammonium (dvs., ion-selektiv elektrode) er, at det ikke måler dem netop op til meget lave næringsstof værdier. Mens løsningen af sensorerne er 0,01 mg/L for nitrat og ammonium sensorer, nøjagtigheden er 5% af læsning, eller op til ± 2 mg/L. Nøjagtigheden af, turbiditet, pH og ledningsevne sensorer er ± 0,1 - 0,2 mg/L eller 0,1%; ± 1 - 3% op til 400 NTU; ± 0,2; og ± 5 µS, henholdsvis. Desuden proprotokol er vanskelige at følge i løbet af oversvømmelser på grund af utilgængelighed.

Mens denne protokol blev testet i landbruget vandskel, kan det også anvendes på andre vandskel i andre regioner, såsom vandskel påvirket af andre arealer bruge aktiviteter, herunder minedrift. Denne metode er også nyttig ved vurderingen af interaktioner mellem flere forurenende stoffer. Fremtidige anvendelser af metoden beskrevet her omfatter sensor avancement for at håndtere begroning af sensorer og ophobning af snavs/sediment på sonde vagt; yderligere forbedringer af nøjagtighed og præcision af sensorer; udviklingen af trådløse netværk og sen overførsel af data til servere; og opbygning af større netværk til standard data erhvervelse systemer, administration af data og programmer.

Disclosures

Forfatterne har ikke noget at oplyse.

Acknowledgments

Forskningen blev muligt takket være finansiering fra bevarelse effekter vurdering projekt (CEAP). Vi er især taknemmelige for site-adgang tilladelse fra producenter, forskning bistand fra medlemmer af USDA-ARS-Delta vand Management Research Unit, og analysen af personalet i økotoksikologi forskningsfacilitet, Arkansas State University. En del af denne forskning blev støttet af en udnævnelse til programmet ARS deltagelse, administreret af Oak Ridge Institut for videnskab og uddannelse (ORISE) gennem en tværinstitutionelle aftale mellem det amerikanske Department of Energy og USDA. ORISE forvaltes af ORAU under DOE kontraktnummer DE-AC05-06OR23100. Alle holdningerne i dette papir er forfatterens og afspejler ikke nødvendigvis de politikker og udsigt over USDA, ARS, DOE eller ORAU/ORISE.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
Multiparameter sonde Hach Hydrolab DS5X measures temperature, pH, conductivity, dissolved oxygen, nitrate, ammonium, turbidity
Area velocity flow module and sensor Teledyne Isco 2150 measures average stream velocity and flow depth, and calculates flow rate and total flow based on provided cross-section area of the ditch. Stored data can be downloaded directly to computer.
Automatic portable water sampler Teledyne Isco ISCO 6712 automatically samples water in the set interval or in conjunction with flow module and sensor
Pressure Transducer In-situ Rugged Troll 100 measures presure, level and temperature in the water. Stored data can be directly downloaded to the computer
Portable flow meter Flo-mate (Hach) Marsh-McBirney 2000 For manual discharge measurement
Battery, 12 v, rechargeable UPG UB 1270 To power sonde
Battery, 12 v, rechargeable Interstate Batteries SRM 27 Lead acid battery to power autosampler
Solar panel Alt E ALT20-12P To recharge battery at the site
C-8 batteries
Calibration standards Hach or Fisher Scientific mulitple Standards of pH (4,7,10), conductivity (1412 uS/cm), nitrate (5 and 50 mg/L), ammonium (5 and 50 mg/L), and turbidity (50,100,200 NTU)
High nitrate standard Hach 013810HY 50 mg/L
Low nitrate standard Hach 013800HY 5 mg/L
High ammonium standard Hach 002588HY 50 mg/L
Low ammonium standard Hach 002587HY 5 mg/L
Turbidity standard Fisher scientific R8819050-500G 50 NTU
Turbidity standard Fisher scientific 88-061-6 100 NTU
Turbidity standard Fisher scientific R8819200500 C 200 NTU
Potassium chloride salt pellets Hach 005376HY to maintain electrolyte for pH electrode
Potassium chloride standard Fisher scientific 5890-16 1412 us/cm
Buffer solution, pH 4 Fisher scientific SB99-1 for pH sensor calibration
Buffer solution, pH 7 Fisher scientific SB108-1 for pH sensor calibration
Buffer solution, pH 10 Fisher scientific SB116-1 for pH sensor calibration
Silicon sealant Hach 00298HY For sealing sensor battery cover water tight
All purpose cleaner Sunshine Makers Inc Simple green
Wipes Kimberly-Clark
L-bracket
Telsbar post Unistrut Service Company Secure sensors and sondes in the stream
Steel wire supend sonde and PT sensor
Carabiner supend sonde and PT sensor
Allen wrench
Copper wire mesh Bird B Gone Rodent and bird control copper mesh roll
Adhesive Tape Agri Drain Corporation Tile tape, works in wet and cold weather

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Pellerin, B. A., et al. Emerging Tools for Continuous Nutrient Monitoring Networks: Sensors Advancing Science and Water Resources Protection. J Am Water Resour Assoc. 52, (4), 993-1008 (2016).
  2. Rozemeijer, J., et al. Application and Evaluation of a New Passive Sampler for Measuring Average Solute Concentrations in a Catchment Scale Water Quality Monitoring Study. Environ Sci Tech. 44, (4), 1353-1359 (2010).
  3. Cassidy, R., Jordan, P. Limitations of instantaneous water quality sampling in surface-water catchments: Comparison with near-continuous phosphorus time-series data. J. Hydrol. 405, (1-2), 182-193 (2011).
  4. Facchi, A., Gandolfi, C., Whelan, M. J. A comparison of river water quality sampling methodologies under highly variable load conditions. Chemosphere. 66, (4), 746-756 (2007).
  5. Hamilton, S. Global hydrological monitoring industry trends. Aquatic Informatics. Vancouver, B.C. (2012).
  6. Aryal, N., Reba, M. L. Transport and transformation of nutrients and sediment in two agricultural watersheds in Northeast Arkansas. Agric Ecosyst Environ. 236, 30-42 (2017).
  7. National Research Council (U.S.). Confronting the nation's water problems: The role of research. National Academies Press. (2004).
  8. LMRRA (Lower Mississippi River Resource Assessment). Final Assessment in Response to Section 402 of WRDA 2000 Public Review Draft. (2015).
  9. MWNTF (Mississippi River/Gulf of Mexico Watershed Nutrient Task Force). New Goal Framework. Washington, DC. (2008).
  10. USDA-NRCS (The United States Department of Agriculture-Natural Resources Conservation Service). Mississippi River Basin Healthy Watersheds Initiative Maps and List of Watershed. Available from: http://www.nrcs.usda.gov/wps/portal/nrcs/detailfull/national/programs/initiatives/?cid=nrcsdev11_023896 (2016).
  11. Reba, M. L., et al. A statewide network for monitoring agricultural water quality and water quantity in Arkansas. J. Soil Water Conserv. 68, (2), 45a-49a (2013).
  12. Duncan, D., Harvey, F., Walker, M. Australian Water Quality Centre. Environment Protection Authority. Australia. (2007).
  13. Hamilton, S. The 5 essential elements of a hydrological monitoring program. Aquatic Informatics. (2012).
  14. Wagner, R. J., Boulger, R. W. Jr, Oblinger, C. J., Smith, B. A. Guidelines and standard procedures for continuous water-quaity monitors-Station operation, record computation, and data reporting: U.S. Geological Survey Techniques and Methods 1-D3. Virginia. (2006).
  15. World Metorological Organization. Manual on Stream Gauging Volume I-Fieldwork. (2010).
  16. American Public Health Association, American Water Works Association, & Water Environment Federation. Standard methods for the examination of water & wastewater. 21st ed, American Public Health Association. (2005).
  17. ASTM (American Society of Testing and Materials) D3977-97. Standard test methods for determining sediment concentration in water samples. ASTM International. West Conshohocken, PA. (1997).
  18. O'Connor, D. J. The temporal and spatial distribution of dissolved oxygen in streams. Water Resour Res. 3, (1), 65-79 (1967).
  19. Dabney, S. M. Cover crop impacts on watershed hydrology. J Soil Water Conserv. 53, (3), 207-213 (1998).
  20. Udawatta, R. P., Motavalli, P. P., Garrett, H. E., Krstansky, J. J. Nitrogen losses in runoff from three adjacent agricultural watersheds with claypan soils. Agric Ecosyst Environ. 117, (1), 39-48 (2006).

Comments

0 Comments


    Post a Question / Comment / Request

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

    Usage Statistics