Today, municipal landfill leachates

Today, municipal landfill leachates are often co-treated with municipal waste water but on-site treatment has also been introduced during the last decade. In many cases biological methods, including treatment wetlands, alone or in combination with other techniques have been used to successfully remove target pollutants such as nitrogen and organic material. They may also reduce persistent organic pollutants and elements including heavy metals in the effluent (Bulc, 2006, Kadlec and Wallace, 2009, Kadlec and Zmarthie, 2010, Kröpfelova´ et al., 2009 and Rutherford et al., 2000). These treatment wetlands have also in Sweden, in spite of the cold climate, been shown to reduce the target contaminants i.e. nitrogen and organic material (Johansson Westholm, 2003, Thörneby et al., 2006 and Waara et al., 2008), persistent organic pollutants (Thörneby et al., 2006) and metals (Thörneby et al., 2006 and Waara et al., 2008).
In landfill leachates the persistent organic pollutants and heavy metals are often associated with particulate matter (Waara et al., 2003, Wojciechowska and Waara, 2011 and Öman and Junestedt, 2008). In addition, it is well known that some industrial wastes and effluents are genotoxic, and their genotoxicity is predominantly associated with particulate matter (Claxton et al., 1998, White et al., 1996 and White and Rasmussen, 1997). Thus, the discharge of landfill leachate in a wetland system may result in the incorporation of many toxicants, including genotoxic compounds into the bottom sediments causing a subsequent hazard for the benthic organisms (White et al., 1998). They may also eventually become reintroduced into the water column through resuspension or trophic transfer (Chen and White, 2004 and Peng et al., 2009).
Hazard assessment of sediments in freshwater ecosystems is often conducted using chemical analyses and biological methods such as toxicity tests (or other bioassays) and benthic community inventories or a combination of the techniques often termed the sediment quality triad (Chapman, 1990). As several hundred different compounds have been detected in landfill leachates (Baun et al., 2004, Kjeldsen et al., 2002 and Öman and Junestedt, 2008) a comprehensive chemical analysis would not only be difficult but also extremely expensive. A specific landfill leachate will also vary in composition both in the short term (annually) and in the long term (decades) depending upon waste composition, waste age, landfilling technology and climate, for example temperature and precipitation (Kjeldsen et al., 2002 and Robinson, 2007). Therefore, the assessment of the environmental hazard of sediment produced during treatment of landfill leachate in an open aquatic ecosystem, like treatment wetlands with surface flow, might be performed most efficiently using biological methods, such as bioassays, as they give an indication of additivity and provide a relative measure of the environmental hazard of the samples and, hence, an indication of the level of toxicant sequestration in treatment wetland sediments.
Bioassays have successfully been used in ecotoxicological studies of untreated and treated landfill leachate. These studies indicate that untreated landfill leachate often is toxic, although the degree of toxicity depends upon the nature of the leachate and the test organism and the test system employed (Kjeldsen et al., 2002, Thomas et al., 2009 and Waara, 2013). On the contrary, treated leachate generally has low or no toxicity (Rutherford et al., 2000, Waara et al., 2008 and Waara, 2013) but so far, to our knowledge, no hazard assessment of sediments from a constructed wetland for on-site treatment of landfill leachate has been conducted.
The objective of the present study is therefore to assess the hazard of sediments in a treatment wetland at Atleverket landfill (Sweden), in operation since 2001, using three toxicity tests and a bioassay for dioxin-like compounds. The wetland consists of sediment traps followed by a series of 10 ponds connected with overflows. The majority of the measured water parameters, including heavy metals, show a gradual reduction over the system (Waara et al., 2008, Supplementary information Table 1 and Figs. 1 and 2). Analyses of the sediment concentration of some heavy metals also confirm that higher levels are observed in the first ponds (Wojciechowska and Waara, 2011, Supplementary information Table 2), hence higher toxicity in the first ponds might be expected. Consequently, several sediment samples from the sediment traps and the treatment wetland were assessed.
There is a wide range of toxicity methods available for this type of investigation (Keddy et al., 1995 and Davoren et al., 2005). In this study test methods and test organisms were selected that cover a range of endpoints and are internationally used and accepted. There should also be a knowledge of the sensitivity of the test organisms to un-ionized ammonia and salts (e.g. salinity or chloride), as these components often occur at high concentrations in untreated landfill leachate (Kjeldsen et al., 2002) and they might confound the assessment of hazard caused by persistent pollutants (Postma et al., 2002 and Lahr et al., 2003).
The first method selected is the 6 day acute and chronic test OstracodtoxkitF™ utilizing Heterocypris incongruens as test organism, as it is one of several new small-scale test systems for freshwater organisms that have been developed during the last decades ( Chial and Persoone, 2002, Chial et al., 2003 and Wells et al., 1998). The second method used is the Microtox® test measuring the inhibition of bioluminescence inAliivibrio fischeri (formerly Vibrio fischeri). The advantage of this method is that it is rapid, internationally accepted and both water phases and intact sediment samples can be assessed ( Quereshi et al., 1998). Theumu-test is based on the capability of genotoxic agents to induce the umuC-gene in the Salmonella typhimurium TA 1535 strain, determined by the β-galactosidase activity ( Oda et al., 1985). It is an internationally standardized test method and it has been shown to compare well with the Ames test, a more traditionally used test method for identification of genotoxic substances ( Reifferscheid and Heil, 1996). The final method of the test battery used is an assay for determining the presence of dioxin-like compounds. H4IIE-luc is a mechanism-specific assay that detects all compounds that can bind to and activate the aryl hydrocarbon receptor (AhR). The H4IIE-luc assay has been acknowledged as a rapid, sensitive and reproducible method for determining the total content of dioxin-like compounds in different matrices, such as soil, sediment and water ( Behnisch et al., 2001a, Behnisch et al., 2001b, Behnisch et al., 2001c, Machala et al., 2001 and Ziccardi et al., 2002).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

วันนี้ leachates เทศบาลฝังกลบมักร่วมบำบัดน้ำเสียเทศบาล แต่รักษากายยังมีการแนะนำในช่วงทศวรรษ ในหลาย ๆ กรณี วิธีชีวภาพ รวมทั้งรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำ เดี่ยว หรือใช้ร่วมกับเทคนิคการใช้เพื่อลบเป้าหมายสารมลพิษไนโตรเจนและวัสดุอินทรีย์ พวกเขายังอาจลดสารมลพิษอินทรีย์แบบและองค์ประกอบรวมทั้งโลหะหนักในน้ำ (Bulc, 2006, Kadlec และ Wallace ปี 2009, Kadlec และ Zmarthie, 2010, Kröpfelova´ et al., 2009 และรูเทอร์ฟอร์ดและ al., 2000) ได้ พื้นที่ชุ่มน้ำเหล่านี้รักษาได้ในสวีเดน แม้อากาศหนาว การแสดงการลดสารปนเปื้อนเป้าหมายเช่น วัสดุอินทรีย์และไนโตรเจน (Johansson Westholm, 2003, Thörneby และ al., 2006 และ Waara et al., 2008), สารมลพิษอินทรีย์แบบถาวร (Thörneby และ al., 2006) และโลหะ (Thörneby และ al., 2006 และ Waara et al., 2008) .
ใน leachates ฝังกลบ แบบสารมลพิษอินทรีย์และโลหะหนักมักเกี่ยวข้องกับเรื่องฝุ่น (Waara et al., 2003, Wojciechowska และ Waara 2011 และ Öman และ Junestedt, 2008) นอกจากนี้ เป็นที่รู้จักว่า กากอุตสาหกรรมและ effluents บาง genotoxic และ genotoxicity ของพวกเขาเป็นส่วนใหญ่เกี่ยวข้องกับเรื่องฝุ่น (Claxton et al., 1998 ขาวร้อยเอ็ด al., 1996 และขาว และ Rasmussen, 1997) ดังนั้น การปล่อยออกของ leachate ฝังกลบในระบบพื้นที่ชุ่มน้ำอาจส่งผลให้ประสาน toxicants มาก รวมทั้งสารประกอบ genotoxic เป็นตะกอนด้านล่างทำให้เกิดอันตรายต่อมาสำหรับสิ่งมีชีวิตในธรรมชาติ (สีขาวและ al., 1998) พวกเขาอาจยังสุดจะผลิตใหม่ในลงในคอลัมน์น้ำ resuspension ตะกอนหรือ trophic โอน (เฉิน และ ขาว 2004 และ Peng et al., 2009) ได้
มักจะดำเนินการประเมินอันตรายของตะกอนในระบบนิเวศน้ำจืดใช้วิเคราะห์สารเคมีและวิธีทางชีวภาพเช่นความเป็นพิษทดสอบ (หรือ bioassays อื่น ๆ) และคงธรรมชาติชุมชนหรือการรวมกันของเทคนิคมักจะเรียกว่า triad คุณภาพของตะกอน (แชปแมน 1990) มีการตรวจพบสารแตกต่างกันเป็นหลายร้อยใน leachates ฝังกลบ (Baun et al., 2004 Kjeldsen และ al., 2002 และ Öman และ Junestedt, 2008) การวิเคราะห์ทางเคมีครอบคลุมไม่เพียงแต่จะยาก แต่ยังแพงมาก Leachate ฝังกลบเฉพาะยังจะแตกต่างกันในองค์ประกอบทั้งในระยะสั้น (รายปี) และในระยะยาว (ทศวรรษที่ผ่านมา) ขึ้นอยู่กับองค์ประกอบขยะ ขยะอายุ การ landfilling เทคโนโลยี และสภาพภูมิ อากาศ เช่นอุณหภูมิและฝน (Kjeldsen et al., 2002 และโรบินสัน 2007) การประเมินอันตรายด้านสิ่งแวดล้อมของผลิตในระหว่างการรักษาของ leachate ฝังกลบในการเปิดน้ำระบบนิเวศ เช่นพื้นที่ชุ่มน้ำรักษากับกระแสผิว ตะกอนอาจจะดำเนินการได้อย่างมีประสิทธิภาพมากที่สุดโดยใช้วิธีชีวภาพ เช่น bioassays พวกเขาให้ข้อบ่งชี้ของ additivity และวัดจัดให้มีญาติอันตรายสิ่งแวดล้อมของตัวอย่าง และ จึง การบ่งชี้ระดับของ sequestration toxicant ในการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำตะกอน
สำเร็จการใช้ Bioassays ในการศึกษา ecotoxicological ของ leachate ฝังกลบไม่ถูกรักษา และบำบัด การศึกษานี้บ่งชี้ leachate ที่ฝังกลบมูลฝอยที่ไม่ถูกรักษามักเป็นพิษ แม้ว่าระดับของความเป็นพิษขึ้นอยู่กับลักษณะของ leachate การ และการทดสอบสิ่งมีชีวิต และระบบทดสอบการทำงาน (Kjeldsen et al., 2002, Waara, 2013 และ Thomas et al., 2009) ดอก leachate บำบัดโดยทั่วไปมีน้อยหรือไม่มีความเป็นพิษ (รูเทอร์ฟอร์ดและ al., 2000, Waara, 2013 และ Waara et al., 2008) แต่ไกล เพิ่ม มีการดำเนินการไม่ประเมินอันตรายของตะกอนจากพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้นสำหรับการรักษาสิ่งของ leachate ฝังกลบ
วัตถุประสงค์ของการศึกษาปัจจุบันจึงเป็นการ ประเมินอันตรายของตะกอนในพื้นที่ชุ่มน้ำรักษาที่ฝังกลบมูลฝอย Atleverket (สวีเดน), ในการดำเนินงานตั้งแต่ปี 2001 ใช้ทดสอบความเป็นพิษที่สามและการ bioassay สาร dioxin เช่น พื้นที่ชุ่มน้ำประกอบด้วยกับดักตะกอนตาม ด้วยชุดของบ่อ 10 กับเนื่อง ส่วนใหญ่น้ำวัดพารามิเตอร์ โลหะหนัก รวมทั้งแสดงลดค่อย ๆ ผ่านระบบ (Waara et al., 2008, Figs. 1 และ 2 และตารางที่ 1 รายละเอียดเพิ่มเติม) วิเคราะห์ความเข้มข้นตะกอนของโลหะหนักบางยืนยันว่า ระดับที่สูงขึ้นพบในบ่อแรก (Wojciechowska Waara, 2011 เสริมข้อมูลและตารางที่ 2) จึง คาดหมายความเป็นพิษสูงกว่าในบ่อแรก ดังนั้น มีประเมินหลายตัวอย่างตะกอนจากกับดักตะกอนและพื้นที่ชุ่มน้ำรักษา
มีได้หลากหลายวิธีความเป็นพิษสำหรับชนิดของการตรวจสอบ (Keddy และ al., 1995 และ Davoren et al., 2005) ในการศึกษานี้ทดสอบวิธี และทดสอบชีวิตเลือกที่ครอบคลุมช่วงของปลายทาง และใช้ และยอมรับในระดับสากล นอกจากนี้ควรมีความรู้ในระดับความสำคัญของสิ่งมีชีวิตที่ทดสอบไม่ ionized แอมโมเนียและเกลือ (เช่นเค็มหรือคลอไรด์), ส่วนประกอบเหล่านี้มักจะเกิดขึ้นที่ความเข้มข้นสูงในการฝังกลบไม่ถูกรักษา leachate (Kjeldsen et al., 2002) และพวกเขาอาจ confound การประเมินอันตรายที่เกิดจากสารมลพิษแบบถาวร (Postma et al., 2002 และ Lahr et al., 2003) .
วิธีแรกที่เลือกคือ 6 วันเฉียบพลัน และเรื้อรัง™ OstracodtoxkitF ใช้ incongruens Heterocypris เป็นการทดสอบสิ่งมีชีวิต ทดสอบ เนื่องจากเป็นระบบทดสอบที่ระบุใหม่หลายสำหรับชีวิตปลาที่ได้รับการพัฒนาในช่วงทศวรรษ (Chial และ Persoone, 2002, Chial และ al., 2003 และบ่อและ al., 1998) วิธีสองใช้การทดสอบ Microtox ®ยับยั้ง bioluminescence fischeri inAliivibrio (ชื่อเดิมต่อ fischeri) วัดได้ ข้อดีของวิธีนี้คือ ว่า มันเป็นอย่างรวดเร็ว ยอมรับในระดับสากล และระยะน้ำและตะกอนเหมือนเดิมตัวอย่างสามารถประเมิน (Quereshi et al., 1998) Theumu ทดสอบจะขึ้นอยู่กับความสามารถของตัวแทน genotoxic ชวนยีน umuC ในสายพันธุ์ typhimurium TA 1535 ซัลตามกิจกรรมβ-galactosidase (ลโอะดะและ al., 1985) มันเป็นวิธีการทดสอบมาตรฐานในระดับสากล และการแสดงการเปรียบเทียบกันกับการทดสอบเอมส์ อื่น ๆ ใช้วิธีการทดสอบแบบดั้งเดิมสำหรับรหัสของสาร genotoxic (Reifferscheid และ Heil, 1996) วิธีสุดท้ายการทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้เป็นการทดสอบในการกำหนดสถานะของสารเช่น dioxin H4IIE-ลุคเป็นวิเคราะห์กลไกเฉพาะที่ตรวจพบสารประกอบทั้งหมดที่สามารถผูกเข้า และเปิดใช้งานตัวรับไฮโดรคาร์บอน aryl (AhR) ทดสอบลุค H4IIE ยอมรับว่า เป็นวิธีที่รวดเร็ว มีความสำคัญ และจำลองการกำหนดเนื้อหาทั้งหมดของสารประกอบเช่น dioxin ในเมทริกซ์ต่าง ๆ ดิน ตะกอน และน้ำ (Behnisch et al., 2001a, Behnisch et al., 2001b Al. และ Behnisch, 2001 c, Machala และ al., 2001 และ Ziccardi และ al., 2002) .

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

วันนี้น้ำชะขยะเทศบาลมักจะร่วมรับการรักษาด้วยน้ำเสียของเทศบาล แต่การรักษาในสถานที่เดียวกันยังได้รับการแนะนำในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา ในหลาย ๆ กรณีวิธีการทางชีวภาพรวมทั้งพื้นที่ชุ่มน้ำในการรักษาเพียงอย่างเดียวหรือใช้ร่วมกับเทคนิคอื่น ๆ ที่ได้รับการใช้ในการประสบความสำเร็จในการลบมลพิษเป้าหมายเช่นไนโตรเจนและสารอินทรีย์ นอกจากนี้ยังอาจช่วยลดสารมลพิษอินทรีย์ถาวรและองค์ประกอบรวมทั้งโลหะหนักในน้ำทิ้ง (Bulc 2006, มิชาลคาดเล็กและวอลเลซ, 2009, ชาลคาดเล็กและ Zmarthie 2010, 2000 Kröpfelova 'เอตอัล. ปี 2009 และรัทเธอร์และอัล.) พื้นที่ชุ่มน้ำในการรักษาเหล่านี้มียังอยู่ในสวีเดนแม้สภาพภูมิอากาศหนาวเย็นได้รับการแสดงเพื่อลดการปนเปื้อนเป้าหมายคือไนโตรเจนและสารอินทรีย์ (Johansson Westholm, 2003, Thörnebyตอัล. ปี 2006 และ Waara และคณะ. 2008), ถาวรอินทรีย์ มลพิษ (Thörnebyและคณะ. 2006) และโลหะ (Thörnebyตอัล. ปี 2006 และ Waara et al,., 2008)
ในการฝังกลบน้ำชะหมั่นอินทรีย์สารพิษและโลหะหนักมักจะเกี่ยวข้องกับเรื่องอนุภาค (Waara และคณะ. 2003 , Wojciechowska และ Waara 2011 และโอมานและ Junestedt, 2008) นอกจากนี้ยังเป็นที่รู้จักกันดีว่าบางส่วนของเสียอุตสาหกรรมและสิ่งปฏิกูลเป็น genotoxic และ genotoxicity ของพวกเขาส่วนใหญ่มีความเกี่ยวข้องด้วยอนุภาคเรื่อง (ลกซ์และอัล. ปี 1998 สีขาวและคณะ. 1996 และสีขาวและรัสมุสเซน, 1997) ดังนั้นการไหลของน้ำชะขยะที่ฝังกลบในระบบพื้นที่ชุ่มน้ำที่อาจทำให้เกิดการรวมตัวกันของสารพิษจำนวนมากรวมทั้งสาร genotoxic เป็นตะกอนด้านล่างก่อให้เกิดอันตรายตามมาสำหรับสิ่งมีชีวิตหน้าดิน (สีขาวและคณะ. 1998) พวกเขาก็อาจรับรู้ในที่สุดกลายเป็นลงในคอลัมน์น้ำผ่านแขวนลอยหรือโอนโภชนา (เฉินและสีขาว, ปี 2004 และ Peng et al,., 2009)
การประเมินอันตรายของตะกอนในระบบนิเวศน้ำจืดมักจะดำเนินการโดยใช้สารเคมีและวิธีการวิเคราะห์ทางชีวภาพเช่นการทดสอบความเป็นพิษ (หรือวิธีตรวจอื่น ๆ ) และสินค้าคงเหลือชุมชนหน้าดินหรือการรวมกันของเทคนิคที่มักจะเรียกว่าสามคุณภาพตะกอน (แชปแมน, 1990) เป็นหลายร้อยสารที่แตกต่างกันได้รับการตรวจพบในน้ำชะขยะ (Baun ตอัล. ปี 2004 Kjeldsen ตอัล. ปี 2002 และโอมานและ Junestedt, 2008) การวิเคราะห์ทางเคมีที่ครอบคลุมไม่เพียง แต่จะเป็นเรื่องยาก แต่ยังมีราคาแพงมาก น้ำชะขยะที่ฝังกลบที่เฉพาะเจาะจงจะแตกต่างกันไปในองค์ประกอบทั้งในระยะสั้น (ปี) และระยะยาว (ทศวรรษที่ผ่านมา) ขึ้นอยู่กับส่วนประกอบของขยะที่อายุขยะฝังกลบเทคโนโลยีและสภาพภูมิอากาศเช่นอุณหภูมิและฝน (Kjeldsen และคณะ. 2002 และโรบินสัน, 2007) ดังนั้นการประเมินอันตรายต่อสิ่งแวดล้อมของตะกอนที่ผลิตในระหว่างการรักษาของน้ำชะขยะที่ฝังกลบในระบบนิเวศแหล่งน้ำเปิดเช่นเดียวกับการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีการไหลพื้นผิวอาจจะมีการดำเนินการได้อย่างมีประสิทธิภาพมากที่สุดโดยใช้วิธีการทางชีวภาพเช่นวิธีตรวจเช่นที่พวกเขาให้ข้อบ่งชี้ของ additivity และ เป็นการวัดระดับความสัมพันธ์ของอันตรายต่อสิ่งแวดล้อมของกลุ่มตัวอย่างและดังนั้นบ่งบอกถึงระดับของการอายัดสารพิษในการรักษาตะกอนบึง
วิธีตรวจได้ประสบความสำเร็จในการใช้ในการศึกษาพิษของการรักษาและได้รับการรักษาน้ำชะขยะที่ฝังกลบ การศึกษาเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าน้ำชะขยะที่ฝังกลบได้รับการรักษามักจะเป็นพิษถึงแม้ว่าระดับของความเป็นพิษขึ้นอยู่กับลักษณะของน้ำชะขยะและระบบการทดสอบและทดสอบระบบงาน (Kjeldsen ตอัล. ปี 2002 โทมัสเอตอัล. ปี 2009 และ Waara, 2013 ) ในทางตรงกันข้ามน้ำชะขยะได้รับการปฏิบัติโดยทั่วไปมีน้อยหรือไม่มีความเป็นพิษ (รัทเธอร์และอัล., 2000, Waara ตอัล. ปี 2008 และ Waara, 2013) แต่จนถึงขณะนี้เพื่อความรู้ของเราไม่มีการประเมินอันตรายของตะกอนจากพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้นสำหรับ สถานที่ฝังกลบการรักษาของน้ำชะขยะที่ได้รับการดำเนินการ
โดยมีวัตถุประสงค์ของการศึกษาในปัจจุบันจึงเป็นที่จะประเมินอันตรายของตะกอนในบึงรักษาที่ Atleverket ฝังกลบ (สวีเดน), ในการดำเนินงานตั้งแต่ปี 2001 โดยใช้สามทดสอบความเป็นพิษและชีวภาพสารได- เช่นสารประกอบ พื้นที่ชุ่มน้ำประกอบด้วยดักตะกอนตามด้วยชุดจาก 10 บ่อที่เชื่อมต่อกับล้น ส่วนใหญ่ของวัดพารามิเตอร์น้ำรวมทั้งโลหะหนักที่แสดงให้เห็นการลดลงทีละน้อยกว่าระบบ (Waara et al,., 2008, ข้อมูลเสริมตารางที่ 1 และมะเดื่อ. 1 และ 2) การวิเคราะห์ความเข้มข้นของตะกอนของโลหะหนักบางชนิดยังยืนยันว่าระดับที่สูงขึ้นจะมีการตั้งข้อสังเกตในบ่อแรก (Wojciechowska และ Waara, 2011, ตารางข้อมูลเสริมที่ 2) ความเป็นพิษจึงสูงกว่าในบ่อแรกอาจจะคาดหวัง ดังนั้นตัวอย่างตะกอนจากหลายดักตะกอนและการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีการประเมิน
มีความหลากหลายของวิธีการความเป็นพิษที่มีอยู่สำหรับประเภทนี้ของการสืบสวนเป็น (Keddy และคณะ. 1995 และ Davoren และคณะ. 2005) ในการศึกษานี้วิธีการทดสอบและสิ่งมีชีวิตที่ถูกเลือกทดสอบที่ครอบคลุมช่วงของจุดสิ้นสุดและมีการใช้ในระดับสากลและได้รับการยอมรับ นอกจากนี้ยังควรจะเป็นความรู้เกี่ยวกับความไวของสิ่งมีชีวิตการทดสอบเพื่อแอมโมเนียยกเลิกการแตกตัวเป็นไอออนและเกลือ (เช่นความเค็มหรือคลอไรด์) เป็นองค์ประกอบเหล่านี้มักจะเกิดขึ้นที่ระดับความเข้มข้นสูงในน้ำชะขยะที่ฝังกลบได้รับการรักษา (Kjeldsen และคณะ. 2002) และพวกเขาอาจจะ ทำลายการประเมินของอันตรายที่เกิดจากสารมลพิษถาวร (โพเอตอัล. ปี 2002 และลาหร์ตอัล., 2003)
วิธีการแรกที่เลือกเป็น OstracodtoxkitF ทดสอบ 6 วันเฉียบพลันและเรื้อรัง™ใช้ incongruens Heterocypris เป็นระบบการทดสอบมันเป็นอย่างใดอย่างหนึ่ง หลายระบบใหม่ขนาดเล็กสำหรับการทดสอบน้ำจืดมีชีวิตที่ได้รับการพัฒนาขึ้นในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา (Chial และ Persoone, 2002, Chial et al,. 2003 และเวลส์และคณะ. 1998) วิธีที่สองใช้เป็น® Microtox ทดสอบการวัดการยับยั้งของชีวิตเรืองแสง inAliivibrio fischeri (ก่อน Vibrio fischeri) ข้อดีของวิธีนี้ก็คือว่ามันเป็นอย่างรวดเร็วได้รับการยอมรับในระดับสากลและทั้งสองขั้นตอนและตัวอย่างน้ำตะกอนสมบูรณ์สามารถประเมิน (Quereshi et al,., 1998) Theumu การทดสอบจะขึ้นอยู่กับความสามารถของตัวแทน genotoxic ก่อให้เกิด umuC ยีนในแบคทีเรีย Salmonella typhimurium TA 1535 สายพันธุ์ที่กำหนดโดยกิจกรรมβ-galactosidase (โอดะ, et al., 1985) มันเป็นวิธีการทดสอบที่ได้มาตรฐานสากลและได้รับการแสดงที่จะเปรียบเทียบกันได้ดีกับการทดสอบ Ames วิธีการทดสอบที่ใช้แบบดั้งเดิมสำหรับการจำแนกสาร genotoxic (Reifferscheid และไฮ, 1996) วิธีสุดท้ายของการทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้เป็นทดสอบสำหรับการกำหนดสถานะของสารไดออกซินเหมือน H4IIE-ลัคเป็นกลไกการทดสอบเฉพาะที่ตรวจพบสารที่สามารถผูกและเปิดใช้งานรับ aryl ไฮโดรคาร์บอน (AhR) ทดสอบ H4IIE-ลัคได้รับการยอมรับว่าเป็นวิธีการที่รวดเร็วที่สำคัญและสามารถทำซ้ำในการพิจารณาเนื้อหาโดยรวมของสารไดออกซินเหมือนในการฝึกอบรมที่แตกต่างกันเช่นดินตะกอนและน้ำ (Behnisch et al,., 2001a, Behnisch, et ​​al. 2001b, Behnisch, et ​​al., 2001c, Machala และคณะ. 2001 และ Ziccardi et al,., 2002)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

วันนี้เทศบาลขยะน้ำชะขยะชุมชนมัก Co รักษาด้วยน้ำ แต่ในการรักษายังได้รับการแนะนำในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา ในหลายกรณี ชีววิธี รวมทั้งชายเลนรักษาคนเดียวหรือใช้ร่วมกับเทคนิคอื่น ๆได้ถูกใช้ไปเรียบร้อยแล้ว เอาเป้าหมายมลพิษเช่นไนโตรเจนและอินทรีย์วัตถุพวกเขายังอาจลดอินทรีย์สารมลพิษและองค์ประกอบได้แก่ โลหะหนักในน้ำ ( bulc , 2006 , kadlec และวอลเลซ kadlec zmarthie 2009 และ 2010 KR ö pfelova ใหม่ et al . , 2009 และ Rutherford et al . , 2000 ) ชายเลน การรักษาเหล่านี้ยังในสวีเดน ทั้งๆที่อากาศหนาว ถูกแสดงเพื่อลดสิ่งปนเปื้อน เช่น เป้าหมายไนโตรเจนและอินทรีย์วัตถุ ( Johansson westholm , 2003 , Th ö rneby et al . , 2006 และ waara et al . , 2008 ) , อินทรีย์สารมลพิษ ( Th ö rneby et al . , 2006 ) และโลหะ ( Th ö rneby et al . , 2006 และ waara et al . , 2008 ) .
ในน้ำชะขยะหมั่นอินทรีย์สารพิษและโลหะหนักที่มักจะเกี่ยวข้องกับฝุ่นละอองขนาดเล็ก ( waara et al . , 2003 wojciechowska waara , และ ,2011 และÖมนุษย์และ junestedt , 2008 ) นอกจากนี้ มันเป็นที่รู้จักกันดีว่าบางอุตสาหกรรมของเสียและน้ำทิ้งจะต่อย และว่าตนเด่นที่เกี่ยวข้องกับฝุ่นละออง ( แคล็กสเติ้น et al . , 1998 , ขาว et al . , 1996 และขาวด้าน , 1997 ) ดังนั้น การไหลของน้ำชะมูลฝอยในระบบบึงประดิษฐ์ที่อาจส่งผลในการรวมตัวกันของสารพิษมากมาย ,รวมทั้งสารประกอบต่อยลงไปในก้นตะกอนทำให้เกิดอันตรายตามมา สำหรับสิ่งมีชีวิตในดิน ( สีขาว et al . , 1998 ) พวกเขาอาจกลายเป็นการ reintroduced เข้าไปในน้ำ หรือ โอนผ่าน resuspension ครั้ง ( เฉิน และ สีขาว ปี 2004 และ Peng et al . , 2009 ) .
ประเมินความอันตรายของตะกอนในระบบนิเวศน้ำจืดมักจะทดลองใช้วิเคราะห์ทางเคมีและวิธีทางชีวภาพ เช่น การทดสอบความเป็นพิษ ( หรือละเอียดอื่น ๆ ) และสินค้าชุมชนสัตว์หรือการรวมกันของเทคนิคที่เรียกว่ามักจะตะกอนคุณภาพ 3 ( Chapman , 2533 ) เป็นหลายร้อยที่แตกต่างกันและได้รับการตรวจพบในน้ำชะขยะ ( baun et al . 2004kjeldsen et al . , 2002 และÖมนุษย์และ junestedt 2008 ) การวิเคราะห์ทางเคมีที่ครอบคลุมจะไม่เพียง แต่จะยาก แต่ก็แพงมาก มีการเปลี่ยนแปลงเฉพาะจะยังแตกต่างกันในองค์ประกอบทั้งในระยะสั้น ( ปี ) และระยะยาว ( ปี ) ขึ้นอยู่กับองค์ประกอบเสียเศษ อายุ landfilling เทคโนโลยีและสภาพภูมิอากาศสำหรับอุณหภูมิตัวอย่างและการตกตะกอน ( kjeldsen et al . , 2002 และ โรบินสัน , 2007 ) ดังนั้นการประเมินอันตรายด้านสิ่งแวดล้อมของตะกอนที่ผลิตในระหว่างการรักษาของน้ำชะมูลฝอยในระบบนิเวศทางน้ำเปิด เช่น การรักษาพื้นที่ที่มีการไหลผิวอาจจะดำเนินการได้อย่างมีประสิทธิภาพมากที่สุดการใช้วิธีทางชีวภาพ เช่น ละเอียด ,เช่นที่พวกเขาให้ข้อบ่งชี้ของการบวก และให้วัดพระญาติของกลุ่มตัวอย่างและเป็นอันตรายต่อสิ่งแวดล้อม ดังนั้น การระบุระดับของการสะสมพิษในการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำตะกอน .
ละเอียดเรียบร้อยแล้วถูกใช้ในการศึกษา ecotoxicological ของดิบและรักษาน้ำชะมูลฝอย . การศึกษาเหล่านี้แสดงให้เห็นว่าสารน้ำชะมูลฝอยมักจะเป็นพิษแม้ว่าระดับของความเป็นพิษขึ้นอยู่กับลักษณะของน้ำชะขยะและทดสอบชีวิตและระบบทดสอบที่ใช้ ( kjeldsen et al . , 2002 , โทมัส et al . , 2009 และ waara 2013 ) ในทางตรงกันข้ามน้ำที่ปฏิบัติโดยทั่วไปมีความเป็นพิษต่ำ หรือ ไม่ ( Rutherford et al . , 2000 , waara et al . , 2008 และ waara 2013 ) แต่ตอนนี้ ความรู้ของเราไม่มีการประเมินความเสี่ยงของตะกอนจากระบบบึงประดิษฐ์ในการบำบัดน้ำชะมูลฝอยให้มีการดําเนินการ .
วัตถุประสงค์ของการศึกษานี้จึงเพื่อประเมินอันตรายของตะกอนในการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำ atleverket ฝังกลบ ( สวีเดน ) ในการดำเนินการตั้งแต่ปี 2001 โดยใช้ การทดสอบความเป็นพิษ และสามารถให้ไดออกซิน เช่นสารประกอบพื้นที่ชุ่มน้ำประกอบด้วยดักตะกอนตามด้วยชุดของ 10 บ่อเชื่อมต่อกับล้น . ส่วนใหญ่ของน้ำ วัดค่าพารามิเตอร์ ได้แก่ โลหะหนัก ให้ลดทีละน้อยมากกว่าระบบ ( waara et al . , 2008 , เพิ่มเติมข้อมูลตารางที่ 1 และลูกมะเดื่อ . 1 และ 2 )การวิเคราะห์ตะกอนมีความเข้มข้นของโลหะหนักบางชนิดยังยืนยันว่าระดับที่สูงขึ้นจากบ่อแรก ( wojciechowska และ waara 2011 เสริมข้อมูลตาราง 2 ) ความเป็นพิษจึงสูงกว่าในบ่อแรกอาจจะคาดหวัง ดังนั้นหลายตัวอย่างตะกอนจากการดักตะกอนและพื้นที่ชุ่มน้ำ การรักษาจะถูกประเมิน .
มีหลากหลายวิธีที่สามารถตรวจสอบความเป็นพิษชนิดนี้ ( เคดดี้ et al . , 1995 และ davoren et al . , 2005 ) ในการศึกษาครั้งนี้ได้ทดสอบวิธีการทดสอบและคัดเลือกสิ่งมีชีวิตที่ครอบคลุมช่วงของข้อมูลและมีการใช้ในระดับสากล และเป็นที่ยอมรับ ควรจะมีความรู้เรื่องความไวของสิ่งมีชีวิตในการทดสอบและทดสอบแอมโมเนียและเกลือ เช่น ความเค็ม หรือ คลอไรด์ )เป็นคอมโพเนนต์เหล่านี้มักเกิดขึ้นในความเข้มข้นสูงในดิบฝังกลบมูลฝอย ( kjeldsen et al . , 2002 ) และพวกเขาอาจเล่นงานประเมินอันตรายที่เกิดจากมลพิษแบบถาวร ( postma et al . , 2002 และลาร์ et al . , 2003 ) .
วิธีแรกเลือกเป็น 6 วัน ostracodtoxkitf ™โดยใช้การทดสอบแบบเฉียบพลันและเรื้อรัง heterocypris incongruens เท่าที่ทดสอบสิ่งมีชีวิตมันเป็นหนึ่งในกระบวนการทดสอบระบบใหม่หลาย ๆสำหรับสิ่งมีชีวิตน้ำจืดที่ได้ถูกพัฒนาขึ้นในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา ( chial และ persoone 2002 chial et al . , 2003 และ Wells et al . , 1998 ) วิธีที่สองใช้เป็น microtox ®ทดสอบการวัดการยับยั้งไบโอลูมิเนสเซน inaliivibrio fischeri ( เดิมชื่อ Vibrio fischeri ) ข้อดีของวิธีนี้คือว่ามันเป็นอย่างรวดเร็วในระดับสากล ได้รับการยอมรับทั้งน้ำและดินตะกอนและขั้นตอนครบถ้วนสามารถประเมิน ( quereshi et al . , 1998 ) theumu การทดสอบจะขึ้นอยู่กับความสามารถของตัวแทน เพื่อให้เกิด umuc ต่อยีนใน Salmonella Typhimurium ทา 2 สายพันธุ์ โดยพิจารณากิจกรรมบีตา - galactosidase ( โอดะ et al . , 1985 )มันเป็นวิธีทดสอบมาตรฐานในระดับสากล และได้แสดงการเปรียบเทียบกับการทดสอบเอมส์ , แบบดั้งเดิมมากขึ้น ใช้วิธีทดสอบการจำแนกสารเคมีและต่อย reifferscheid ไฮล์ , 1996 ) วิธีสุดท้ายของการทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้เป็นวิธีสำหรับการปรากฏตัวของไดออกซิน เช่นสารประกอบh4iie ลุคเป็นกลไกที่เฉพาะเจาะจง ) ที่ตรวจพบสารที่สามารถจับกับตัวรับและเปิดใช้งานกลืนกันไฮโดรคาร์บอน ( ยา ) การ h4iie ลุค โดยได้รับการตอบรับเป็นอย่างรวดเร็ว ไว และการหาวิธีการกำหนดเนื้อหาทั้งหมดของไดออกซิน เช่น สารประกอบในลักษณะต่างๆ เช่น ดิน ดินตะกอนและน้ำ ( behnisch et al . , 2001a behnisch 2001b , et al . ,behnisch et al . , 2001c Machala , et al . , 2001 และ ziccardi et al . , 2002 ) .