In aquatic environments, heavy meta

In aquatic environments, heavy metals discharged from industrial or sewage effluents or from atmospheric deposition may be rapidly removed from the water column and transported to bottom sediment (Fo¨ rstner and Wittmann, 1981; Fung and Lo, 1997). Consequently, metal concentrations in sediment are often several orders of magnitude higher than those in ambient seawater (Luoma, 1990). There has been increasing awareness that sediment may serve as an important source for metal bioaccumulation in aquatic animals (Luoma, 1989). For example, Cd associated with the sediment can contribute up to 60–100% of the total Cd burden in sediment dwelling chironomidae (Bendell-Young, 1999) or polychaete (Selck et al., 1998, 1999; Wang et al., 1999). However, quantitative study on metal bioaccumulation from sediment is still limited (Luoma, 1989; Campbell et al., 1988; Luoma and Fisher, 1997). Although a few studies have shown that sediment ingestion can be an important source of metal uptake, the geochemical controls of sediment on metal bioavailability are not yet fully understood (e.g. organic matter; Jenne and Luoma, 1977; Luoma, 1989; Newman and Jagoe, 1994; Lin and Chen, 1998; Selck et al., 1999).
It has been generally conceived that quantification of metal bioavailability from contaminated sediment is a difficult task due to the complex metal geochemistry in sediment, animal physiology and ecology. One important physiological parameter quantifying metal bioavailability from ingested food particles is the metal assimilation efficiency (AE), but this parameter remains largely unquantified for most sediment- ingesting invertebrates (Gagnon and Fisher, 1997; Wang et al., 1998, 1999; Griscom et al., 2000; Arifin and Bendell-Young, 2000). Metal AEs from ingested sediment tended to be lower than those from ingested phytoplankton in the clam Macoma balthica and the mussel Mytilus edulis (Gagnon and Fisher, 1997; Wang et al., 1997; Lee and Luoma,
1998). Cr was however absorbed by the clams at a much higher efficiency when it was associated with bacteria rather than phytoplankton (Decho and Luoma, 1991). Schlekat et al. (1999) demonstrated that Cd AE in the amphipod Leptocheirus plumulosus decreased with increasing Cd concentration in bacterial exopolymers in the sediment.
Recently, metal AE from the ingested food source has been extensively quantified in a few marine invertebrates (Wang and Fisher, 1999). Most of these studies however quantified metal AEs in animals feeding on single diets. There are few studies which investigate metal assimilation in a mixture of diets. Whether the presence of other food particles affects the assimilation of metals from a particular particle type is unknown for most animals.
Development of sediment quality criteria must be based on rigorous study on metal bioavailability from contaminated sediment. Currently, it is generally accepted that acid volatile sulfide (AVS) is the key geochemical component in anoxic sediment for determining metal bioavailability and toxicity to aquatic benthic invertebrates (Di Toro et al., 1993; Ankley, 1996). Recent evidence, however, indicated that metals bound with AVS can also be bioavailable to deposit-feeding invertebrates (Lee et al., 2000). In marine polychaetes and bivalves, it was found that metals associated with anoxic sediment were directly bioavailable to these animals (Wang et al., 1999; Griscom et al.,
2000). Clearly there is a need to investigate whether metals associated with anoxic

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ในสภาพแวดล้อมน้ำ โลหะหนักออก จาก effluents อุตสาหกรรมหรือน้ำเสีย หรือ จากอากาศสะสมอาจได้อย่างรวดเร็วออกจากคอลัมน์น้ำ และขนส่งไปตะกอนด้านล่าง (Fo¨ rstner และ Wittmann, 1981 ฝั่ง และ หล่อ 1997) ดังนั้น ความเข้มข้นของโลหะในตะกอนมักหลายอันดับของขนาดสูงในน้ำทะเลล้อมรอบ (Luoma, 1990) มีมีการเพิ่มความตระหนักให้ตะกอนอาจเป็นสำคัญ bioaccumulation โลหะในสัตว์น้ำ (Luoma, 1989) ตัวอย่าง ซีดีที่เกี่ยวข้องกับตะกอนสามารถมีส่วนร่วมถึง 60 – 100% ของภาระซีดีรวมตะกอนที่หลักแรกฟัก (Bendell-หนุ่ม 1999) หรือโพลีคีทา (Selck et al., 1998, 1999 วัง et al., 1999) อย่างไรก็ตาม bioaccumulation โลหะจากตะกอนการศึกษาเชิงปริมาณคือยังคงจำกัด (Luoma, 1989 Campbell et al., 1988 Luoma ก Fisher, 1997) ถึงแม้ว่าศึกษาไม่ได้แสดงว่า กินตะกอนสามารถเป็นแหล่งที่สำคัญของการดูดซับโลหะ ควบคุม geochemical ของตะกอนบนโลหะชีวปริมาณออกฤทธิ์จะไม่ ได้อย่างเข้าใจ (เช่นอินทรีย์ Jenne และ Luoma, 1977 Luoma, 1989 นิวแมนและ Jagoe, 1994 ลินและเฉิน 1998 Selck et al., 1999)มันได้รับโดยทั่วไปรู้สึกว่า นับของดูดซึมโลหะจากตะกอนปนเปื้อนเป็นงานที่ยากเนื่องจาก geochemistry โลหะซับซ้อนในตะกอน สรีรวิทยาของสัตว์ และระบบนิเวศ หนึ่งพารามิเตอร์สำคัญสรีรวิทยา quantifying โลหะดูดซึมจากอาหารติดเครื่องแล้วอนุภาคมีประสิทธิภาพผสมโลหะ (AE), แต่พารามิเตอร์นี้ยังคงเป็น unquantified สำหรับส่วนใหญ่ตะกอน - ingesting invertebrates (Gagnon และ Fisher, 1997 วังและ al., 1998, 1999 Griscom และ al., 2000 Arifin ก Bendell-หนุ่ม 2000) AEs โลหะจากตะกอนติดเครื่องแล้วมีแนวโน้มที่ต่ำกว่าจาก phytoplankton ติดเครื่องแล้ว balthica Macoma หอยกาบและหอยแมลงภู่ Mytilus edulis (Gagnon และ Fisher, 1997 วังและ al., 1997 ลีและ Luomaปี 1998) . Cr ถูกอย่างไรก็ตามการดูดซึม โดยหอยที่มีประสิทธิภาพสูงขึ้นมากเมื่อเกี่ยวข้องกับแบคทีเรียมากกว่า phytoplankton (Decho และ Luoma, 1991) Schlekat et al. (1999) แสดงว่า แอะซีดีใน amphipod Leptocheirus plumulosus ลดลง ด้วยการเพิ่มความเข้มข้นของซีดีใน exopolymers แบคทีเรียในตะกอนล่าสุด AE โลหะจากแหล่งอาหารติดเครื่องแล้วได้รับอย่างกว้างขวาง quantified ในกี่ marine invertebrates (วังและฟิชเชอร์ 1999) ส่วนใหญ่ของการศึกษาเหล่านี้อย่างไรก็ตาม quantified AEs โลหะในสัตว์อาหารในอาหารเดียว มีการศึกษาน้อยซึ่งตรวจสอบโลหะผสมในส่วนผสมของอาหาร ว่า สถานะของอนุภาคอาหารอื่น ๆ มีผลต่อการผสมของโลหะจากอนุภาคบางชนิดไม่ทราบสาเหตุของสัตว์ส่วนใหญ่พัฒนาเกณฑ์คุณภาพตะกอนต้องยึดตามศึกษาดูดซึมโลหะจากตะกอนปนเปื้อนอย่างเข้มงวด ขณะนี้ จะโดยทั่วไปยอมรับว่าซัลไฟด์ระเหยกรด (AVS) เป็นส่วนประกอบสำคัญ geochemical anoxic ตะกอนสำหรับการกำหนดความเป็นพิษกับน้ำธรรมชาติ invertebrates (Di พิพิธ et al., 1993 และดูดซึมโลหะ Ankley, 1996) หลักฐานล่าสุด อย่างไรก็ตาม ระบุว่า โลหะที่ถูกผูกไว้กับ AVS สามารถ bioavailable เพื่อฝากอาหาร invertebrates (Lee et al., 2000) ในทะเล polychaetes bivalves พบว่า โลหะที่เกี่ยวข้องกับตะกอน anoxic ถูกตรง bioavailable เพื่อสัตว์เหล่านี้ (วัง et al., 1999 Griscom et al.,2000) อย่างชัดเจนมีความจำเป็นเพื่อตรวจสอบว่า โลหะที่เกี่ยวข้องกับ anoxic

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ในสภาพแวดล้อมทางน้ำ โลหะหนักออกจากน้ำทิ้งอุตสาหกรรม หรือสิ่งปฏิกูล หรือจากการบรรยากาศอาจอย่างรวดเร็วออกจากน้ำ ตะกอน และส่งตัวไปด้านล่าง ( FO และตั้ง rstner วิทมาน , 1981 ; ฟงและดูเถิด , 1997 ) ดังนั้นปริมาณโลหะในดินมักมีคําสั่งหลายขนาดสูงกว่าอุณหภูมิน้ำทะเล ( luoma , 2533 )มีการเพิ่มความตระหนักว่าตะกอนอาจใช้เป็นแหล่งสำคัญสำหรับโลหะการสะสมในสัตว์น้ำ ( luoma , 1989 ) ตัวอย่างเช่น ซีดีที่เกี่ยวข้องกับตะกอนสามารถมีส่วนร่วมถึง 60 – 100 % ของภาระซีดีรวมในตะกอนที่อยู่อาศัยริ้นน้ำจืด ( bendell ยอง , 1999 ) หรือ เจน ฟอนดา ( selck et al . , 1998 , 1999 ; Wang et al . , 1999 ) อย่างไรก็ตามการศึกษาการสะสมโลหะจากดินตะกอนที่ยังขาด ( luoma , 1989 ; Campbell et al . , 1988 ; และ luoma ฟิชเชอร์ , 1997 ) แม้ว่าบางการศึกษาแสดงให้เห็นว่าการรับประทานดินตะกอนสามารถเป็นแหล่งสำคัญของการใช้โลหะ , การควบคุมถึงตะกอนในการดูดซึมโลหะที่ยังไม่เข้าใจ เช่น อินทรีย์วัตถุ และ luoma ; jenne , 1977 ; luoma , 1989 ;นิวแมนและ jagoe , 1994 ; หลิน และ เฉิน , 1998 ; selck et al . , 1999 ) .
จะได้รับโดยทั่วไปรู้สึกว่า ปริมาณการปนเปื้อนของโลหะจากดินตะกอน เป็นงานที่ยากเนื่องจากการทางธรณีเคมีของโลหะที่ซับซ้อนในตะกอน สรีรวิทยาและนิเวศวิทยาของสัตว์หนึ่งที่สำคัญ ด้านค่าพารามิเตอร์จากการได้รับอาหารอนุภาคโลหะเป็นโลหะการผสมผสานประสิทธิภาพ ( เอ ) แต่พารามิเตอร์นี้ส่วนใหญ่ยังคง unquantified สำหรับตะกอนส่วนใหญ่ - ingesting สัตว์ไม่มีกระดูกสันหลัง ( เรอะ และฟิชเชอร์ , 1997 ; Wang et al . , 1998 , 1999 ; กริสเคิ่ม et al . , 2000 ; arifin และ bendell ยอง , 2000 )โลหะ AES จากกินดินมีแนวโน้มลดลงจากกินแพลงก์ตอนพืชในหอย macoma balthica และหอยแมลงภู่ mytilus ชินี ( เรอะ และฟิชเชอร์ , 1997 ; Wang et al . , 1997 ; ลี และ luoma
, 1998 ) โครเมียมเป็นอย่างไรก็ตามดูดซึมโดยหอยที่มีประสิทธิภาพสูงมากเมื่อมันเกี่ยวข้องกับแบคทีเรียมากกว่าแพลงก์ตอนพืช ( เดโช และ luoma , 1991 ) schlekat et al .( 2542 ) พบว่า ซีดีเอในแอฟิพอด leptocheirus plumulosus ลดลงเมื่อเพิ่มความเข้มข้นของแคดเมียมใน exopolymers แบคทีเรียในดินตะกอน .
เมื่อเร็ว ๆนี้ , โลหะเอจากกินแหล่งอาหารได้ถูกอย่างกว้างขวาง quantified ในสัตว์ทะเลไม่มีกระดูกสันหลังน้อย ( วังและฟิชเชอร์ , 1999 ) ส่วนใหญ่ของการศึกษาเหล่านี้ อย่างไรก็ตามปริมาณโลหะในอาหารสัตว์เลี้ยงในระบบเดียวมีการศึกษาน้อย ซึ่งการตรวจสอบโลหะในส่วนผสมของอาหาร ไม่ว่าสถานะของอนุภาคของอาหารอื่น ๆ มีผลต่อการดูดซึมของโลหะจากชนิดของอนุภาคโดยเฉพาะเป็นที่รู้จักสำหรับสัตว์มากที่สุด การพัฒนาเกณฑ์คุณภาพดินตะกอน ต้องอยู่บนพื้นฐานของการศึกษาอย่างเข้มงวดบนโลหะการ จากตะกอนดินที่ปนเปื้อน ในปัจจุบันเป็นที่ยอมรับกันโดยทั่วไปว่ากรดระเหยซัลไฟด์ ( AVS ) คือ คีย์ถึงส่วนประกอบในตะกอนถังเพื่อกำหนดการและความเป็นพิษต่อสัตว์น้ำไม่มีกระดูกสันหลังสัตว์โลหะ ( di Toro et al . , 1993 ; แองค์ลีย์ , 1996 ) หลักฐานล่าสุด อย่างไรก็ตาม พบว่าโลหะที่ถูกผูกไว้กับ AVS ยังสามารถในไปฝากให้อาหารสัตว์ ( ลี et al . , 2000 )ในเพรียงทะเลและน้ำ พบว่าโลหะที่เกี่ยวข้องกับตะกอนในถังโดยตรง สัตว์เหล่านี้ ( Wang et al . , 1999 ; กริสเคิ่ม et al . ,
2 ) อย่างชัดเจน ต้องมีการตรวจสอบว่า โลหะที่เกี่ยวข้องกับซิก