Introduction
Diatoms are being used increasingly by water management bodies for monitoring water quality, particularly in situations where other monitoring organisms (such as invertebrates) cannot be used. Also, in recent years, diatoms have become popular as indicators of water quality as awareness of problems caused by eutrophication in rivers has increased (Whitton and Rott, 1996; Prygiel et al., 1999). In Europe, the Urban Wastewater Treatment Directive (European Community, 1991) has stimulated the development of new methods for monitoring the effect of eutrophication on rivers downstream of large sewage treatment works (STWs), particularly as major investment was required to install nutrient-removal facilities at STWs shown to be causing eutrophication. In the UK, evaluation of the effects of STWs was based on a combination of chemical and biological methods (Harding and Kelly, 1999), with a diatom-based index, the trophic diatom index (TDI: Kelly, 1998) being used at many sites. The resulting close relationship between the TDI and investment decisions made by water companies makes it imperative that regulatory agencies are confident in the data produced by their staff and sub-contractors.
There is, however, relatively little literature on methods for quality assurance (QA) of community-level biological monitoring techniques. Methods for QA of chemical determinands of water quality are relatively well established; however, the statistical basis of comparisons between chemical analyses are univariate and, thus, relatively amenable to conventional parametric statistics (Cheeseman and Wilson, 1978). By contrast, much routine biological surveillance and monitoring is based upon field samples containing many species, all of which contribute to the assessment. The simplest scenario is that presented by invertebrate analyses in the UK where biological quality of rivers is assessed on the basis of presence or absence of benthic invertebrate taxa (Mason, 1996). Quality audits for such samples have been developed based on a Poisson relationship between the number of taxa “missed” by an analyst, compared to an experienced auditor (van Dijk, 1994; Dines and Murray-Bligh, 2000) and are now used routinely by the Environment Agency.
A more complicated situation is presented by recently developed macrophyte and diatom-based techniques in which the relative abundance of taxa, rather than their presence or absence is the basis of the quality assessment (Holmes et al., 1999; Kelly, 1998). One approach to this problem, adopted for macrophyte-based monitoring, is to ensure compliance to standard methods through rigorous training programmes for staff (Holmes et al., 1999). However, the use of semi-quantitative abundance classes complicates the direct comparisons between “replicate” samples that would be useful under some circumstances (e.g. when evaluating the work of a contractor). QA for the TDI is similar in many ways to that for macrophytes, except that an objective measure of quality has also been developed. This was aided by the fact that identification and enumeration of diatom taxa is performed in the laboratory, rather than by field surveys, as for macrophytes. The permanent slides that are produced from diatom samples can be safely mailed between laboratories to facilitate comparisons.
However, several factors interact to complicate statistical analyses of diatom samples. The standard unit of enumeration the TDI is the diatom valve—one-half of the frustule (cell wall). However, not all frustules are separated into two valves by the preparation methods, thus giving a contagious, rather than random distribution. Other aspects of the preparation procedure can also lead to contagion and together these violate assumptions about random distributions that are necessary before confidence limits can be fitted. Moreover, repeated use of a parametric test on the 20 or more taxa routinely encountered within a sample increases the risk of a “Type II” error (i.e. rejection of the null hypothesis when it should be retained: Parker, 1979). When diatoms are identified to species level, additional variability can be introduced through the use of different taxonomic conventions (Munro et al., 1990; Kelly, 1999), although such problems are not present with the TDI to a significant level due to the limited number of taxa involved.
An alternative approach is the use of a similarity measure. Such measures are used widely in community ecology to classify sites on the basis of the assemblage of organisms present (Gauch, 1982). Typically, the higher the value of similarity between two assemblages, the more similar they are. Above a certain level, the similarity is such that the two samples can be considered to be replicates of one another. It is a small step from here to compare not two different samples but the results that two different analysts obtained from the same sample. Assuming that the level of random variation within the system is understood, then such an approach allows an objective assessment of the quality of analysis.
The use of the Bray–Curtis index (also known as “Dominance Identity”; Engelberg, 1987), a simple similarity index, to evaluate analyses of benthic diatom samples is described in this paper. The Bray–Curtis index is used in quality audits of benthic invertebrate samples from UK estuaries (Unicomarine, 1996) and, more recently, has been applied to samples of phytoplankton and benthic diatoms (Kelly, 1999). In this paper, the results of an evaluation exercise based on the analyses of benthic diatom samples is described.
ไดอะตอม
แนะนำที่มีการใช้มากขึ้นโดยหน่วยงานการบริหารจัดการน้ำสำหรับการตรวจสอบคุณภาพน้ำโดยเฉพาะอย่างยิ่งในสถานการณ์ที่มีชีวิตการตรวจสอบอื่น ๆ (เช่นแบคทีเรีย) ไม่สามารถนำมาใช้ นอกจากนี้ในปีที่ผ่านมา, ไดอะตอมได้กลายเป็นที่นิยมเป็นตัวชี้วัดคุณภาพน้ำในขณะที่การรับรู้ปัญหาที่เกิดจาก eutrophication ในแม่น้ำได้เพิ่มขึ้น (Whitton และ Rott, 1996;prygiel et al. 1999) ในยุโรปการบำบัดน้ำเสียในเมืองสั่งการรักษา (ประชาคมยุโรป, 1991) มีการกระตุ้นการพัฒนาวิธีการใหม่สำหรับการตรวจสอบผลกระทบของ eutrophication ในแม่น้ำล่องของงานระบบบำบัดน้ำเสียขนาดใหญ่ (stws) โดยเฉพาะอย่างยิ่งการลงทุนที่สำคัญจำเป็นต้องมีการติดตั้งสารกำจัด สิ่งอำนวยความสะดวกที่ stws แสดงให้เห็นว่าก่อให้เกิด eutrophication ในสหราชอาณาจักร,การประเมินผลกระทบของการ stws ก็ขึ้นอยู่กับการรวมกันของวิธีการทางเคมีและชีวภาพ (ฮาร์ดิ้งและเคลลี่, 1999) กับดัชนีไดอะตอมตามโภชนาดัชนีไดอะตอม (TDI: Kelly, 1998) ถูกนำมาใช้ในเว็บไซต์จำนวนมากส่งผลให้ความสัมพันธ์ใกล้ชิดระหว่าง TDI และการตัดสินใจการลงทุนของ บริษัท น้ำทำให้มันเป็นความจำเป็นที่หน่วยงานกำกับดูแลมีความมั่นใจในข้อมูลที่ผลิตโดยพนักงานและผู้รับเหมาของพวกเขา.
มี แต่ค่อนข้างน้อยในวรรณคดีวิธีการในการประกันคุณภาพ (QA ) ของชุมชนในระดับเทคนิคการตรวจหาทางชีวภาพวิธีการในการควบคุมคุณภาพของ determinands ทางเคมีของน้ำที่มีคุณภาพเป็นที่ยอมรับค่อนข้างดี แต่พื้นฐานทางสถิติของการเปรียบเทียบระหว่างการวิเคราะห์สารเคมีเป็น univariate และจึงค่อนข้างคล้อยตามสถิติตัวแปรธรรมดา (Cheeseman และวิลสัน, 1978) โดยคมชัดมากเฝ้าระวังทางชีวภาพประจำและการตรวจสอบจะขึ้นอยู่กับตัวอย่างสนามที่มีหลายชนิดซึ่งทั้งหมดมีส่วนร่วมในการประเมินผล สถานการณ์ที่ง่ายที่สุดที่จะนำเสนอโดยการวิเคราะห์ที่ไม่มีกระดูกสันหลังในสหราชอาณาจักรที่มีคุณภาพทางชีวภาพของแม่น้ำจะมีการประเมินบนพื้นฐานของการแสดงตนหรือการขาดงานของแท็กซ่าไม่มีกระดูกสันหลังหน้าดิน (Mason, 1996) ตรวจสอบคุณภาพสำหรับตัวอย่างดังกล่าวได้รับการพัฒนาบนพื้นฐานของความสัมพันธ์ระหว่างจำนวน Poisson แท็กซ่า "พลาด" โดยนักวิเคราะห์,เมื่อเทียบกับผู้สอบบัญชีที่มีประสบการณ์ (รถตู้ Dijk, 1994; รับปากและ Murray-Bligh, 2000). และมีการใช้ในขณะนี้เป็นประจำโดยหน่วยงานของสภาพแวดล้อม
สถานการณ์ที่ซับซ้อนมากขึ้นจะถูกนำเสนอโดยใช้เทคนิค macrophyte และไดอะตอมที่ใช้ในการพัฒนาเมื่อเร็ว ๆ นี้ซึ่งความอุดมสมบูรณ์ แท็กซ่ามากกว่าการแสดงตนหรือไม่มีตัวตนของพวกเขาเป็นพื้นฐานของการประเมินคุณภาพ (โฮล์มส์, et al, 1999. Kelly, 1998)วิธีการหนึ่งที่จะแก้ไขปัญหานี้นำมาใช้สำหรับการตรวจสอบ macrophyte ตามเพื่อให้มั่นใจว่าการปฏิบัติตามวิธีการมาตรฐานผ่านโปรแกรมการฝึกอบรมอย่างเข้มงวดสำหรับพนักงาน (โฮล์มส์, et al., 1999) อย่างไรก็ตามการใช้กึ่งปริมาณเรียนความอุดมสมบูรณ์มีความซับซ้อนการเปรียบเทียบโดยตรงระหว่างตัวอย่าง "ทำซ้ำ" ที่จะเป็นประโยชน์ภายใต้สถานการณ์บางอย่าง (เช่นเมื่อมีการประเมินการทำงานของผู้รับเหมา) QA สำหรับ TDI เป็นที่คล้ายกันในหลายวิธีที่จะว่า macrophytes ยกเว้นว่าวัตถุประสงค์ของการวัดที่มีคุณภาพยังได้รับการพัฒนา นี้ก็ได้รับความช่วยเหลือจากข้อเท็จจริงที่ว่าตนและการแจงนับจากแท็กซ่าไดอะตอมจะดำเนินการในห้องปฏิบัติการมากกว่าโดยสำรวจภาคสนามในขณะที่สำหรับ macrophytesสไลด์ถาวรที่ผลิตจากตัวอย่างไดอะตอมสามารถส่งได้อย่างปลอดภัยระหว่างการทดลองเพื่ออำนวยความสะดวกการเปรียบเทียบ.
แต่ปัจจัยหลายประการที่มีผลกระทบที่ซับซ้อนการวิเคราะห์ทางสถิติของตัวอย่างไดอะตอม มาตรฐานของหน่วยนับ TDI เป็นไดอะตอมวาล์วครึ่งหนึ่งของ frustule (ผนังเซลล์) อย่างไรก็ตามfrustules ไม่ได้ทั้งหมดจะถูกแยกออกเป็นสองวาล์วโดยวิธีการเตรียมจึงให้กระจายแบบมากกว่าแบบสุ่ม ด้านอื่น ๆ ของขั้นตอนการเตรียมการยังสามารถนำไปสู่การติดเชื้อและร่วมกันเหล่านี้ละเมิดสมมติฐานเกี่ยวกับการกระจายแบบสุ่มที่มีความจำเป็นก่อนที่จะ จำกัด ความเชื่อมั่นสามารถติดตั้ง ยิ่งไปกว่านั้นใช้ซ้ำของการทดสอบตัวแปรเมื่อ 20 หรือมากกว่าแท็กซ่าพบเป็นประจำภายในตัวอย่างเพิ่มความเสี่ยงของ "Type II" ข้อผิดพลาด (เช่นการปฏิเสธสมมติฐานเมื่อมันควรจะถูกเก็บรักษาไว้: Parker, 1979) เมื่อไดอะตอมจะมีการระบุไปถึงระดับสายพันธุ์แปรปรวนเพิ่มเติมสามารถแนะนำผ่านการใช้งานของการประชุมการจัดหมวดหมู่ที่แตกต่างกัน (มันโร, et al, 1990. Kelly, 1999),แม้ว่าปัญหาดังกล่าวไม่ได้อยู่กับ TDI ให้อยู่ในระดับที่มีนัยสำคัญเนื่องจากการ จำกัด จำนวนแท็กซ่าที่เกี่ยวข้อง.
วิธีการทางเลือกคือการใช้การวัดความคล้ายคลึงกัน มาตรการดังกล่าวถูกนำมาใช้กันอย่างแพร่หลายในระบบนิเวศของชุมชนในการจัดสถานที่อยู่บนพื้นฐานของการชุมนุมของสิ่งมีชีวิตในปัจจุบัน (gauch, 1982) โดยทั่วไปจะมีมูลค่าสูงของความคล้ายคลึงกันระหว่างสอง assemblages,ขึ้นคล้ายพวกเขา เหนือระดับบางอย่างคล้ายคลึงกันดังกล่าวว่าทั้งสองตัวอย่างสามารถพิจารณาที่จะลอกเลียนแบบของอีกคนหนึ่ง มันเป็นขั้นตอนเล็ก ๆ จากที่นี่ไปเปรียบเทียบไม่ได้สองตัวอย่างที่แตกต่างกัน แต่ผลที่ได้ว่าทั้งสองนักวิเคราะห์ที่แตกต่างกันที่ได้รับจากกลุ่มตัวอย่างเดียวกัน สมมติว่าระดับของการเปลี่ยนแปลงแบบสุ่มภายในระบบเป็นที่เข้าใจ,แล้ววิธีการดังกล่าวช่วยให้การประเมินวัตถุประสงค์ของคุณภาพของการวิเคราะห์
การใช้งานของ Bray-Curtis ดัชนี (หรือที่เรียกกันว่า "ตัวตนปกครอง"; เอนเกลเบิร์ก, 1987). ดัชนีความคล้ายคลึงกันที่เรียบง่ายในการประเมินผลการวิเคราะห์ตัวอย่างดินไดอะตอมคือ ที่อธิบายไว้ในบทความนี้ ดัชนี Bray-Curtis ที่ใช้ในการตรวจสอบคุณภาพของตัวอย่างที่ไม่มีกระดูกสันหลังหน้าดินจากอ้อย UK (unicomarine, 1996) และเมื่อเร็ว ๆ นี้ได้รับนำไปใช้กับกลุ่มตัวอย่างของแพลงก์ตอนพืชและสัตว์ทะเลหน้าดินไดอะตอม (Kelly, 1999) ในงานวิจัยนี้ผลของการออกกำลังกายการประเมินบนพื้นฐานของการวิเคราะห์ตัวอย่างดินไดอะตอมอธิบาย.
การแปล กรุณารอสักครู่..