Current water monitoring programs i

Current water monitoring programs in Europe, based on the Water Framework Directive (WFD) (EC, 2000) aremainly focused on monitor- ing of total metal concentration in water and sediment. However, the total concentration of metals is not sufficient to estimate the real poten- tially toxicity and the general status of freshwater systems because of a higher number of variables such as metal bioavailability, interactions between different metals and the effects of mixtures of metals that may also play a key role in the biological effects of these elements (López-Doval et al., 2012; Roig et al., 2013). Because of this, interest in the determination of the real bioavailability of metals in aquatic systems, both in water and in sediment, has grown during the last decades (Alcorlo et al., 2006; Ankley et al., 1994; Veses et al., 2011). To this respect, the European Commission has published the Directive 2013/39/EU of the European Parliament and of the Council of 12 August 2013 amending Directives 2000/60/EC and 2008/105/EC as regards priority substances in the field of water policy. Among the most novel requirements of this latest Directive for the State Members, one of the most important has been the mandatory determination of bioavailable concentrations of Cd, Pb, Hg and Ni in water through the adaptation and application of adequate bioavailability models (EC, 2013). Regard- ing to sediments, sequential extraction method has been an important and widely applied tool which has provided considerable insights over three decades into the environmental behavior of potentially toxic elements (Sutherland, 2010;Tessier etal., 1979). Itis generally accepted that metal pollution in aquatic ecosystems has a negative impact on the different aquatic communities (De Jonge et al., 2008; Lainé et al., 2014; Roig et al., 2013). According to De Jonge et al. (2008), metal pollution results in the loss of metal sensitive groups of macroinvertebrates such as Ephemeroptera, Trichoptera and Plecoptera. Diatom communi- ties are also strongly influenced by the presence of elevated metal levels (Hirst et al., 2002) and even certain species will develop teratological forms in their frustules (Triest et al., 2001). De Jonge et al. (2008), Hirst et al. (2002) and (Blanco and Bécares, 2010)agreedthatdiatoms reflect metal pollution mainly through variations in assemblage compo- sition while effectson macro-invertebrates are best reflected by changes in abundance and diversity. Although the number of macrophyte indi- ces has grown since the approval of the WFD, it is observed that most of them have been designed mainly to detect eutrophication processes

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ตรวจสอบโปรแกรมในยุโรป น้ำปัจจุบันอยู่บนน้ำกรอบคำสั่ง (WFD) (EC, 2000) aremainly เน้นตรวจสอบกำลังของความเข้มข้นโลหะรวมในน้ำและตะกอน อย่างไรก็ตาม ความเข้มข้นรวมของโลหะไม่ sufficient ประเมินจริง poten - tially เป็นพิษและสถานะของระบบน้ำจืดเนื่องจากของตัวแปรระหว่างโลหะที่แตกต่างกันและผลของส่วนผสมของโลหะที่ยังเล่นบทบาทสำคัญในผลกระทบทางชีวภาพขององค์ประกอบเหล่านี้ (López Doval et al ชีวปริมาณออกฤทธิ์โลหะทั่วไป , 2012 Roig et al., 2013) ด้วยเหตุนี้ สนใจในเรื่องของชีวปริมาณออกฤทธิ์ที่แท้จริงของโลหะในระบบน้ำ ทั้ง ในน้ำ และ ใน ตะกอน ได้เติบโตขึ้นในช่วงทศวรรษที่ผ่านมาล่าสุด (Alcorlo และ al., 2006 Ankley et al., 1994 Veses et al., 2011) การเคารพนี้ คณะกรรมาธิการยุโรปได้ประกาศคำสั่ง 2013/39/EU ของ รัฐสภายุโรป และคณะ 12 2013 สิงหาคมการแก้ไขคำสั่ง 2000/60/EC และ 2008/105/EC สำหรับสารสำคัญใน field นโยบายน้ำ ระหว่างนวนิยายสุดความต้องการของคำสั่งล่าสุดนี้สำหรับสมาชิกสถานะ หนึ่งสำคัญสุดได้กำหนดข้อบังคับของ bioavailable ความเข้มข้นของ Cd, Pb, Hg และ Ni ในน้ำที่ผ่านการปรับตัวและประยุกต์ใช้แบบจำลองชีวปริมาณออกฤทธิ์เพียงพอ (EC, 2013) สัมมาคารวะ-ing ให้ตะกอน วิธีการแยกลำดับถูกสำคัญ และใช้กันอย่างแพร่หลายเครื่องมือซึ่งข้อมูลเชิงลึกมากกว่าสามทศวรรษที่ผ่านมาเป็นองค์ประกอบอาจเป็นพิษ (ซูเธอร์แลนด์ 2010 พฤติกรรมสิ่งแวดล้อม Tessier etal., 1979) Itis โดยทั่วไปยอมรับว่า มลพิษโลหะในระบบนิเวศทางน้ำมีผลกระทบเชิงลบในน้ำชุมชน (เดอยอง et al., 2008 Lainé et al., 2014 Roig et al., 2013) ตามเดอยอง et al. (2008), โลหะมลพิษผลขาดทุนของกลุ่มโลหะสำคัญของ macroinvertebrates Ephemeroptera, Trichoptera และสโตนฟลาย ไดอะตอมฮาวายชุดสื่อสารมีความสัมพันธ์ยังขอ influenced ด้วยก็ยกระดับโลหะ (Hirst และ al., 2002) และแม้บางชนิดจะพัฒนาแบบฟอร์ม teratological ใน frustules ของพวกเขา (Triest et al., 2001) เดอยอง et al. (2008), Hirst et al. (2002) และ (เต้บลังโก้ และ Bécares, 2010) agreedthatdiatoms reflect มลพิษโลหะส่วนใหญ่ โดยในการผสมผสาน compo-sition ในขณะที่แมโค effectson-invertebrates reflected สุดตามการเปลี่ยนแปลงความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลาย แม้ว่าจำนวน macrophyte indi งาน ces มีพัฒนาตั้งแต่การอนุมัติ WFD มันจะสังเกตว่า ส่วนใหญ่จะได้รับส่วนใหญ่ตรวจพบกระบวนการเค

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

โปรแกรมการตรวจสอบน้ำปัจจุบันในยุโรปขึ้นอยู่กับกรอบน้ำ Directive (WFD) (EC, 2000) aremainly ที่มุ่งเน้นการตรวจติดตามไอเอ็นจีของความเข้มข้นของโลหะรวมในน้ำและตะกอน แต่ความเข้มข้นรวมของโลหะไม่ได้ Suf เพียงพอไฟที่จะประเมินความเป็นพิษ poten- tially จริงและสถานะทั่วไปของระบบน้ำจืดเนื่องจากมีจำนวนที่สูงขึ้นของตัวแปรเช่นการดูดซึมโลหะปฏิสัมพันธ์ระหว่างโลหะที่แตกต่างกันและผลกระทบของสารผสมของโลหะที่อาจ ยังมีบทบาทสำคัญในการผลกระทบทางชีวภาพขององค์ประกอบเหล่านี้ (López Doval-et al, 2012;.. Roig et al, 2013) ด้วยเหตุนี้ความสนใจในความมุ่งมั่นของการดูดซึมที่แท้จริงของโลหะในระบบน้ำทั้งในน้ำและในดินตะกอนได้เติบโตขึ้นในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา (Alcorlo et al, 2006;.. Ankley et al, 1994; Veses et al, 2011) เพื่อการนี​​้คณะกรรมาธิการยุโรปได้ตีพิมพ์ Directive 2013/39 / EU ของรัฐสภายุโรปและของสภา 12 สิงหาคม 2013 แนวทางแก้ 2000/60 / EC และ 2008/105 / EC ที่เกี่ยวกับสารที่มีความสำคัญใน ELD ไฟของน้ำ นโยบาย ท่ามกลางความต้องการของนวนิยายเรื่องนี้มากที่สุดของ Directive ล่าสุดนี้เป็นสมาชิกของรัฐซึ่งเป็นหนึ่งในสิ่งที่สำคัญที่สุดที่ได้รับการกำหนดบังคับของความเข้มข้นทางชีวภาพของแคดเมียมตะกั่วปรอทและนิกเกิลในน้ำผ่านการปรับตัวและการประยุกต์ใช้แบบจำลองการดูดซึมที่เพียงพอ (EC 2013 ) ไอเอ็นจีจะ Regard- ตะกอนวิธีการสกัดลำดับได้รับเครื่องมือที่สำคัญและใช้กันอย่างแพร่หลายซึ่งได้ให้ข้อมูลเชิงลึกมากกว่าสามทศวรรษเข้าไปในพฤติกรรมสิ่งแวดล้อมขององค์ประกอบที่เป็นพิษที่อาจเกิดขึ้น (Sutherland 2010. Tessier etal, 1979) Itis ได้รับการยอมรับโดยทั่วไปว่ามลพิษโลหะในระบบนิเวศทางน้ำมีผลกระทบต่อชุมชนน้ำที่แตกต่างกัน (De Jonge et al, 2008;. Lainé et al, 2014;.. Roig et al, 2013) ตามที่ De Jonge et al, (2008) ผลมลพิษโลหะในการสูญเสียในกลุ่มที่มีความสำคัญของโลหะ macroinvertebrates เช่น Ephemeroptera, Trichoptera และ Plecoptera ความสัมพันธ์สื่อสารไดอะตอมนอกจากนี้ยังมีมากใน uenced ชั้นโดยการปรากฏตัวของโลหะระดับสูง (เฮิรสท์, et al., 2002) และแม้กระทั่งบางชนิดจะมีการพัฒนารูปแบบ teratological ใน frustules ของพวกเขา (เอสเต et al. 2001) De Jonge et al, (2008), et al, เฮิรสท์ (2002) และ (Blanco และBécares 2010) agreedthatdiatoms อีกชั้นโลหะ ect มลพิษส่วนใหญ่ผ่านการเปลี่ยนแปลงใน sition ส่วนประกอบการชุมนุมในขณะที่สัตว์ไม่มีกระดูกสันหลัง effectson แมโครเป็นอีกครั้งที่ดีที่สุด fl ected จากการเปลี่ยนแปลงในความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลาย แม้ว่าจำนวนของงาน CES ชี้บอก macrophyte ได้เติบโตขึ้นมาตั้งแต่ได้รับอนุมัติจาก WFD ก็เป็นที่สังเกตว่าส่วนใหญ่ของพวกเขาได้รับการออกแบบเป็นหลักในการตรวจสอบกระบวนการ eutrophication

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

โปรแกรมการตรวจสอบน้ำ ปัจจุบันน้ำในยุโรป ตามกรอบ ( WFD ) ( EC Directive 2000 ) ให้เป็นไปอย่างมีประสิทธิภาพ มุ่งเน้นการตรวจสอบ - ing ของความเข้มข้นของโลหะรวมในน้ำและดินตะกอน อย่างไรก็ตามความเข้มข้นรวมของโลหะไม่ซุฟจึง cient ประเมินจริง poten - tially พิษและสถานภาพทั่วไปของระบบน้ำจืด เนื่องจากจำนวนที่สูงของตัวแปรเช่นการดูดซึมโลหะระหว่างโลหะที่แตกต่างกันและผลของส่วนผสมของโลหะที่อาจมีบทบาทสำคัญในผลทางชีวภาพขององค์ประกอบเหล่านี้ ( ล. óเพซ doval et al . , 2012 ;รอยก์ et al . , 2013 ) เพราะเหตุนี้ ความสนใจในการหาการดูดซึมที่แท้จริงของโลหะในระบบน้ำ ทั้งในน้ำและในดิน มีการเติบโตในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา ( alcorlo et al . , 2006 ; แองค์ลีย์ et al . , 1994 ; veses et al . , 2011 ) ในส่วนนี้คณะกรรมาธิการยุโรปได้ตีพิมพ์ประกาศ 2013 / 39 / EU ของรัฐสภายุโรปและสภา 12 สิงหาคม 2013 การสั่ง 2000 / 60 / EC และ 2008 / 105 / EC เกี่ยวกับสารสำคัญในละมั่ง ถ่ายทอดนโยบายน้ำ ระหว่างความต้องการใหม่ที่สุดของคำสั่งล่าสุดนี้สำหรับรัฐสมาชิกหนึ่งที่สำคัญที่สุด ได้ถูกกำหนดในข้อบังคับของความเข้มข้นของแผ่นซีดี , ตะกั่ว , ปรอทและผมในน้ำ ผ่านการปรับตัวและการประยุกต์ใช้โมเดลการเพียงพอ ( EC , 2013 ) เรื่อง - ing ตะกอนการสกัดลำดับขั้นได้รับที่สำคัญและใช้กันอย่างแพร่หลายเครื่องมือซึ่งมีมากข้อมูลเชิงลึกกว่าสามทศวรรษในสิ่งแวดล้อม พฤติกรรมขององค์ประกอบที่เป็นพิษที่อาจเกิดขึ้น ( Sutherland , 2010 ; เทส เ ร์คณะ . , 1979 ) ซึ่งยอมรับกันโดยทั่วไปว่า มลพิษในระบบนิเวศน้ำโลหะที่มีผลกระทบต่อชุมชนแตกต่างกันสัตว์น้ำ ( เดอ จองจ์ et al . , 2008 ;นอนé et al . , 2014 ; รอยก์ et al . , 2013 ) ตาม เดอ จองจ์ et al . ( 2008 ) , โลหะมลพิษผลลัพธ์ในการสูญเสียของโลหะที่มีกลุ่มของสัตว์ไม่มีกระดูกสันหลังขนาดใหญ่เช่นอีฟีเมอรอปเทอราในสโตนฟลาย , และ . ไดอะตอมการสื่อสาร -- ความสัมพันธ์ยังมั่นในfl uenced โดยการแสดงตนของระดับของโลหะสูง ( มัน et al . ,2002 ) และแม้บางชนิดจะพัฒนาในรูปแบบ teratological ฟรัสตูล ( aktaion et al . , 2001 ) เดอ จองจ์ et al . ( 2008 ) , มัน et al . ( 2002 ) ( Blanco และ B éสน , 2010 ) agreedthatdiatoms Re fl ect โลหะมลพิษส่วนใหญ่ผ่านรูปแบบต่าง ๆ ในการชุมนุมคอมโป - sition ในขณะที่สัดส่วนแมโครสัตว์ไม่มีกระดูกสันหลังดีที่สุด Re flประมวลจากการเปลี่ยนแปลงในความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลายแม้ว่าจำนวนของมาโครไฟต์ indi - งาน CES ได้เติบโตขึ้นตั้งแต่การอนุมัติของ WFD พบว่าส่วนใหญ่ของพวกเขาได้รับการออกแบบเป็นหลักเพื่อตรวจสอบกระบวนการ
ยูโทรฟิเคชัน