4. DiscussionThis study shows for t

4. Discussion
This study shows for the first time important Pb levels in soil, water and vegetation from hunting areas, both in natural wetlands and rice fields, of central-eastern Santa Fe province, Argentina. The high pellet density observed in soil at hunting sites suggests that Pb of hunting origin generates or contributes to those pollution levels. Furthermore, we found broad Pb bioavailability in the environment, which implies risk of long term exposure to this toxicant for wildlife and other species. The relative isolation of most study sites support this hypothesis, as the distance from alternative lead sources (urban areas, roads, etc.) seems to rule out these options.
4.1. Pellet density and Pb contents in soil and water
Pellet densities ranged from 7.5 to 141 and 5.5 to 38.7 pellets/m2 in hunting W and RF sites, respectively. As the pellet density is usually very heterogeneous, concentrated nearby the shooting points, extrapolation to higher areas could be inaccurate. Nevertheless, we scaled the present results from square meters to hectares to allow comparisons with other studies. Thus, the high level of site W-H2 of 1.41 × 106 pellets/ha is similar to the highest densities found in French wetlands of about 2 × 106 pellets/ha (Taris and Bressac-Vaquer, 1987 and Pain, 1990), and higher than values reported in USA and several European countries, in the range of 2 × 104 to 5.4 × 105 pellets/ha (Guitart et al., 1994). These last values are comparable to the results obtained in rice fields in our study (5.5 × 104 to 3.9 × 105 pellets/ha). Concurrently, previous studies in our study area reported high levels of pellet ingestion and Pb tissue accumulation in wild ducks (Ferreyra et al., 2009, Ferreyra et al., 2014 and Ferreyra et al., 2015). In similar environments, pellet densities comparable to those found in our study have been associated with high pellet ingestion and mortality of ducks and swans (Kendall and Driver, 1982 and Guitart et al., 1994), flamingos (Mateo et al., 1997), as well as prey and carrion birds (Jacobson et al., 1977 and Lambertucci et al., 2011), among others.
Of notice is the presence of spent pellets in control sites WC-1 and WC-2, and of Pb in soil, water and vegetation in all sites. While poaching can't be ruled out as a source, the half-life of pellets is much higher than that of hunting restrictions in these areas (about 20 years). Thus the pellet levels found could well be from previous hunting activities. Water birds, like ducks, can also transport pellets. It was shown that ingested pellets can remain in the duck's digestive tract for up to 30 days, and that 10% are expelled, with different erosion levels, within 10 days following ingestion (Stendell et al., 1979, Brewer et al., 2003 and Rodríguez et al., 2010). Lead pellet ingestion by ducks in our study area varied between 7.6–50%, depending on species, site and year (Ferreyra et al., 2009 and Ferreyra et al., 2014). Thus, it is conceivable that ducks could act as pellet spreaders transporting them from areas with high level of pellets to non-hunting sites (Calabuig et al., 2010 and Don Pablo Research Team, 2012).
In contrast to published reports from other areas, we did not find a clear correlation between Pb concentration in soil and pellet density (Cao et al., 2003, Vantelon et al., 2005 and Perroy et al., 2014). However, most published studies were conducted in fields polluted by mining activities or in shooting ranges, which have very different environmental and soil conditions than our study area, and tend to have a very high content of metallic lead. Notwithstanding, the lack of correlation in our study could be due to oxidation of metallic Pb through abrasion and weathering processes, resulting in dissolution and, eventually, precipitation of Pb(II) in mineral forms.
In most soils under normal humidity regimes, metallic Pb is oxidized and evolves through several chemical species, of increasing stability, reaching finally stable mineral forms (Lin et al., 1995, Cao et al., 2003, Vantelon et al., 2005, Vodyanitskii, 2006 and Ferreyroa et al., 2014). However, in soils of wetland areas, which are frequently flooded, there is an increased possibility of mobilization for soluble pollutants, increasing bioavailability. In the present study, the Pb content in soil of most hunting sites was only slightly higher than in control sites, with the exception of site W-H2, where the highest values of pellet density (Fig. 2) and Pb soil concentration were found. Despite the evidently higher hunting activity at this specific site, there are clear differences in soil with other sites: this soil is a Typic Natraqualf, with a high pH (10.1) and presence of calcite (Table A1). All other sites, including RF, had considerably lower pHs, between 5.6 and 6.8. Low pH values decrease or directly inhibit precipitation of common Pb(II) soil minerals, namely massicot and litharge (PbO), cerussite (PbCO3) and hydrocerussite (Pb3(CO3)2(OH)2)

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

4. สนทนาการศึกษานี้แสดงสำหรับเวลาสำคัญ Pb ระดับแรกในดิน น้ำ และพืชจากพื้นที่ล่าสัตว์ ทั้ง ในพื้นที่ชุ่มน้ำธรรมชาติและข้าว ตะวันออกกลางจังหวัดซานตาเฟ อาร์เจนตินา ความหนาแน่นของเม็ดสูงในดินที่ไซต์ล่าสัตว์แนะนำว่า Pb ล่ากำเนิดสร้าง หรือก่อให้เกิดมลพิษเหล่านั้น นอกจากนี้ เราพบสิ่งชีวปริมาณออกฤทธิ์ Pb ในสิ่งแวดล้อม ซึ่งหมายถึงความเสี่ยงระยะยาวใน toxicant นี้สำหรับสัตว์ป่าและพันธุ์อื่น ๆ แยกสัมพันธ์ของเว็บไซต์การศึกษาส่วนใหญ่สนับสนุนสมมติฐานนี้ เป็นระยะทางจากแหล่งข้อมูลลูกค้าเป้าหมาย (เมือง ถนน ฯลฯ) น่าจะ แยกแยะว่า ตัวเลือกเหล่านี้4.1. เม็ด Pb เนื้อหาในดินและน้ำและความหนาแน่นเม็ดที่ความหนาแน่นอยู่ในช่วงจาก 7.5 ถึง 141 และ 5.5 38.7 ขี้/m2 ในการล่าสัตว์ W และ RF ไซต์ ตามลำดับ เป็นความหนาแน่นของเม็ดมักจะแตกต่างกันมาก เข้มข้นใกล้เคียงจุดถ่ายภาพ ประมาณค่านอกช่วงพื้นที่สูงอาจไม่ถูกต้อง อย่างไรก็ตาม เราปรับผลปัจจุบันจากตารางเมตรเพื่อไร่ให้เปรียบเทียบกับการศึกษาอื่น ๆ ดังนั้น ระดับสูงของเว็บไซต์ W H2 ของ 1.41 × 106 เม็ด/ฮา จะคล้ายกับความหนาแน่นสูงสุดที่พบในพื้นที่ชุ่มน้ำฝรั่งเศสของ เกี่ยวกับ 2 × 106 เม็ด/ฮา (Taris และ Bressac-Vaquer, 1987 และ 1990 ความเจ็บปวด), และสูงกว่าค่าที่รายงานในสหรัฐอเมริกาและหลายประเทศในยุโรป ในช่วงของ 2 × 104 ถึง 5.4 × 105 เม็ด/ฮา (ทาร์ท et al. 1994) ค่าเหล่านี้ครั้งสุดท้ายจะเทียบได้กับผลลัพธ์ที่ได้ในข้าวในเรื่องการเรียน (5.5 × 104 ถึง 3.9 × 105 เม็ด/ฮา) พร้อม ศึกษาก่อนหน้านี้ในพื้นที่ศึกษารายงานเม็ดกินและสะสมเนื้อเยื่อ Pb ในเป็ดป่า (Ferreyra et al. 2009, Ferreyra et al. 2014 และ Ferreyra et al. 2015) ในสภาพแวดล้อมคล้ายกัน ความหนาแน่นของเม็ดเทียบเคียงกับที่พบในการศึกษาของเราได้เกี่ยวข้องกับกินเม็ดสูงและอัตราการตายของเป็ดและซ่อนตัวอย่าง (Kendall และ ไดร์เวอร์ 1982 และทาร์ท et al. 1994), ลามิงโก (มาเทโอ et al. 1997), รวมทั้งเหยื่อและ carrion นก (Jacobson et al. 1977 และ Lambertucci et al. 2011), หมู่คนอื่น ๆทราบล่วงหน้าเป็นการปรากฏตัว ของเม็ดใช้ในการควบคุมไซต์ WC-1 และ WC-2 และ Pb ในดิน น้ำ และพืชในไซต์ทั้งหมด ในขณะที่แย่งไม่สามารถปกครองออกเป็นแหล่ง ครึ่งชีวิตขี้จะสูงกว่าที่ของข้อจำกัดการล่าสัตว์ในพื้นที่เหล่านี้ (ประมาณ 20 ปี) ดังนั้น เม็ดระดับที่พบอาจดีมีจากกิจกรรมล่าสัตว์ก่อนหน้านี้ นกน้ำ เช่นเป็ด ยังสามารถขนส่งเม็ด มันแสดงให้เห็นว่า ขี้ติดเครื่องสามารถยังคงอยู่ในระบบทางเดินอาหารของเป็ดถึง 30 วัน และที่ 10% มี ไล่ พังทลายแตกต่างระดับ ภายใน 10 วันต่อการบริโภค (Stendell et al. 1979 เบียร์ et al. 2003 และ Rodríguez et al. 2010) นำเม็ดกิน โดยเป็ดในพื้นที่ศึกษาแตกต่างกันระหว่าง 7.6-50% ขึ้นอยู่กับสายพันธุ์ ไซต์ และปี (Ferreyra et al. 2009 และ Ferreyra et al. 2014) ดังนั้น มันเป็นไปได้ว่า เป็ดสามารถทำหน้าที่เป็นเม็ดชิ้นขนส่งจากพื้นที่มีระดับสูงขี้ไปไซต์ไม่ล่าสัตว์ (Calabuig et al. 2010 และทีมวิจัยดอนปาโบล 2012)ตรงข้ามกับรายงานที่ถูกประกาศจากพื้นที่อื่น ๆ เราไม่พบความสัมพันธ์ที่ชัดเจนระหว่างความเข้มข้นของตะกั่วในความหนาแน่นของดินและเม็ด (Cao et al. 2003, Vantelon et al. 2005 และ Perroy et al. 2014) อย่างไรก็ตาม สุดเผยแพร่ศึกษาได้ดำเนินการ ในเขตที่มีการปนเปื้อนจากกิจกรรมเหมืองแร่ หรือยิง ซึ่งมีความแตกต่างสิ่งแวดล้อม และเงื่อนไขของเราพื้นที่ของดิน และมักจะ มีเนื้อหาที่สูงของโลหะ แม้จะมี การขาดความสัมพันธ์ในเรื่องการเรียนอาจเนื่องจากออกซิเดชันของ Pb โลหะผ่านการขัดสีและการผุกร่อนกระบวนการ การยุบและ ในที่สุด ฝน Pb(II) ในแร่ในดินมากที่สุดภายใต้ระบอบความชื้นปกติ Pb โลหะถูกออกซิไดซ์ และวิวัฒนาการผ่านหลายพันธุ์สารเคมี ความเสถียรเพิ่มขึ้น ถึงฟอร์มแร่เสถียรสุด (Lin et al. 1995, Cao et al. 2003, Vantelon et al. 2005, Vodyanitskii, 2006 และ Ferreyroa et al. 2014) อย่างไรก็ตาม ในดินของพื้นที่ชุ่มน้ำพื้นที่ ที่ซึ่งมีน้ำท่วมบ่อย มีการระดมเพื่อละลายสารพิษ เพิ่มการดูดซึมอาจเพิ่มขึ้น ในศึกษา เนื้อหา Pb ในดินของไซต์ล่าสัตว์ส่วนใหญ่เป็นเพียงเล็กน้อยสูงกว่าในการควบคุม ไซต์ ยกเว้นเว็บไซต์ W-H2 ที่ค่าสูงสุดของความหนาแน่นของเม็ด (รูป 2) และ Pb ดินเข้มข้นพบ แม้ มีกิจกรรมล่าสัตว์ที่สูงขึ้นอย่างเห็นได้ชัดที่เฉพาะ มีความแตกต่างชัดเจนในดินกับไซต์อื่น ๆ: ดินนี้มีความ Natraqualf Typic มี pH สูง (10.1) และแคลไซต์ (ตาราง A1) เว็บไซต์อื่น ๆ RF รวมทั้งมี pHs ต่ำมาก 5.6 และ 6.8 ค่า pH ต่ำลด หรือยับยั้งการตกตะกอนของแร่ดิน Pb(II) ทั่วไป คือ massicot และ litharge (PbO), cerussite (PbCO3) และ hydrocerussite (Pb3(CO3)2(OH)2) โดยตรง

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

4. การอภิปราย
ผลการศึกษานี้แสดงให้เห็นเป็นครั้งแรกในระดับตะกั่วสำคัญในดินน้ำและพืชผักจากพื้นที่ล่าสัตว์ทั้งในพื้นที่ชุ่มน้ำธรรมชาติและทุ่งนาของภาคกลางภาคตะวันออกจังหวัดซานตาเฟ, อาร์เจนตินา ความหนาแน่นของเม็ดสูงพบว่าดินที่เว็บไซต์การล่าสัตว์แสดงให้เห็นว่า Pb ต้นกำเนิดของการล่าสัตว์สร้างหรือก่อให้เกิดระดับมลพิษเหล่านั้น นอกจากนี้เราพบว่าการดูดซึมตะกั่วในวงกว้างในสภาพแวดล้อมซึ่งหมายถึงความเสี่ยงของการรับสัมผัสในระยะยาวเพื่อให้สารพิษนี้สัตว์ป่าและพันธุ์อื่น การแยกความสัมพันธ์ของการศึกษามากที่สุดเว็บไซต์สนับสนุนสมมติฐานนี้เป็นระยะทางจากแหล่งทางเลือกนำ (พื้นที่เขตเมือง, ถนน, ฯลฯ ) ที่ดูเหมือนว่าจะออกกฎตัวเลือกเหล่านี้.
4.1 ความหนาแน่นของเม็ดและ Pb เนื้อหาในดินและน้ำ
เม็ดหนาแน่นตั้งแต่ 7.5-141 และ 5.5-38.7 เม็ด / m2 ในการล่าสัตว์และ W RF เว็บไซต์ตามลำดับ ความหนาแน่นของเม็ดมักจะแตกต่างกันมากมีความเข้มข้นอยู่บริเวณใกล้เคียงจุดที่ถ่ายภาพการคาดการณ์ไปยังพื้นที่ที่สูงขึ้นอาจจะไม่ถูกต้อง อย่างไรก็ตามเราปรับขนาดผลลัพธ์ที่ได้จากตารางเมตรถึงไร่ที่จะอนุญาตให้เปรียบเทียบกับการศึกษาอื่น ๆ ดังนั้นระดับสูงของเว็บไซต์ W-H2 1.41 × 106 เม็ด / ไร่มีความคล้ายคลึงกับความหนาแน่นสูงสุดพบในพื้นที่ชุ่มน้ำของฝรั่งเศสประมาณ 2 × 106 เม็ด / ไร่ (Taris และ Bressac-Vaquer 1987 และความเจ็บปวด, 1990) และ สูงกว่าค่าที่รายงานในประเทศสหรัฐอเมริกาและหลายประเทศในยุโรปในช่วง 2 × 104-5.4 × 105 เม็ด / ฮ่า (Guitart et al., 1994) ค่าสุดท้ายเหล่านี้จะเปรียบกับผลที่ได้รับในนาข้าวในการศึกษา (5.5 × 104-3.9 × 105 เม็ด / ไร่) ในขณะเดียวกันการศึกษาก่อนหน้าในพื้นที่การศึกษาของเรารายงานระดับสูงของการบริโภคและการสะสมเม็ดเนื้อเยื่อ Pb ในเป็ดป่า (Ferreyra et al., 2009 Ferreyra et al., ปี 2014 และ Ferreyra et al., 2015) ในสภาพแวดล้อมที่คล้ายกันเม็ดหนาแน่นเทียบเคียงกับที่พบในการศึกษาของเราได้รับการที่เกี่ยวข้องกับการบริโภคเม็ดสูงและอัตราการตายของเป็ดและหงส์ (เคนดอลและคนขับรถ, ปี 1982 และ Guitart et al., 1994), ลามิงโก (แม et al., 1997) เช่นเดียวกับเหยื่อและซากนก (Jacobson et al., ปี 1977 และ Lambertucci et al., 2011) กลุ่มอื่น ๆ .
แจ้งให้ทราบล่วงหน้าคือการปรากฏตัวของเกล็ดที่ใช้ในเว็บไซต์ควบคุม WC-1 และ WC-2 และตะกั่วใน ดินน้ำและพืชผักในเว็บไซต์ทั้งหมด ในขณะที่การรุกล้ำไม่สามารถปกครองออกเป็นแหล่งที่มาที่ครึ่งชีวิตของเกล็ดจะสูงกว่าที่ข้อ จำกัด ของการล่าสัตว์ในพื้นที่เหล่านี้ (ประมาณ 20 ปี) ดังนั้นระดับเม็ดที่พบอาจจะดีจากกิจกรรมการล่าสัตว์ก่อนหน้านี้ นกน้ำเช่นเป็ดยังสามารถขนส่งเม็ด มันแสดงให้เห็นว่าการกินเม็ดสามารถอยู่ในระบบทางเดินอาหารของเป็ดได้นานถึง 30 วันและว่า 10% จะถูกไล่ออกจากโรงเรียนที่มีระดับการกัดเซาะที่แตกต่างกันภายใน 10 วันต่อไปนี้การบริโภค (Stendell et al., 1979 บรูเออร์, et al., 2003 และRodríguez et al., 2010) การกลืนกินเม็ดตะกั่วโดยเป็ดในพื้นที่การศึกษาของเราแตกต่างกันระหว่าง 7.6-50% ขึ้นอยู่กับชนิดของเว็บไซต์และปี (Ferreyra et al., 2009 และ Ferreyra et al., 2014) ดังนั้นจึงเป็นไปได้ว่าเป็ดสามารถทำหน้าที่หว่านเป็นเม็ดลำเลียงออกจากพื้นที่ที่มีระดับสูงของเม็ดไปยังเว็บไซต์ที่ไม่ใช่การล่าสัตว์ (Calabuig et al., 2010 และดอนปาโบลทีมวิจัย, 2012).
ในทางตรงกันข้ามกับการตีพิมพ์รายงานจากพื้นที่อื่น ๆ เราไม่พบความสัมพันธ์ที่ชัดเจนระหว่างความเข้มข้นตะกั่วในดินและความหนาแน่นของเม็ด (Cao et al., 2003 Vantelon et al., ปี 2005 และ Perroy et al., 2014) อย่างไรก็ตามการศึกษาที่ตีพิมพ์ส่วนใหญ่ได้ดำเนินการในเขตปนเปื้อนมาจากกิจกรรมเหมืองแร่หรือในช่วงการถ่ายภาพที่มีแตกต่างกันมากสภาพแวดล้อมและดินกว่าพื้นที่ศึกษาของเราและมีแนวโน้มที่จะมีปริมาณสูงมากของสารตะกั่วที่เป็นโลหะ แม้จะมีการขาดความสัมพันธ์ในการศึกษาของเราอาจเป็นเพราะการเกิดออกซิเดชันของโลหะตะกั่วผ่านการขัดสีและสภาพดินฟ้าอากาศกระบวนการที่มีผลในการสลายตัวและในที่สุดการตกตะกอนของตะกั่ว (II) ในรูปแบบแร่.
ในดินมากที่สุดภายใต้ระบอบการปกครองที่มีความชื้นปกติโลหะตะกั่ว ออกซิไดซ์และวิวัฒนาการผ่านสารเคมีชนิดหลายของการเพิ่มความมั่นคงถึงรูปแบบของแร่ธาตุที่มีเสถียรภาพที่สุด (Lin et al., 1995 เฉา et al., 2003 Vantelon et al., 2005 Vodyanitskii 2006 และ Ferreyroa et al. 2014 ) อย่างไรก็ตามในดินของพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีน้ำท่วมบ่อยครั้งมีความเป็นไปได้ที่เพิ่มขึ้นของการระดมมลพิษที่ละลายน้ำดูดซึมที่เพิ่มขึ้น ในการศึกษาปัจจุบันปริมาณตะกั่วในดินมากที่สุดเว็บไซต์การล่าสัตว์เป็นเพียงสูงกว่าในเว็บไซต์ควบคุมเล็กน้อยด้วยข้อยกเว้นของเว็บไซต์ W-H2 ที่ค่าสูงสุดของความหนาแน่นของเม็ด (รูปที่. 2) และ Pb ความเข้มข้นของดินพบ . แม้จะมีกิจกรรมการล่าสัตว์อย่างเห็นได้ชัดที่สูงขึ้นในเว็บไซต์นี้โดยเฉพาะมีความแตกต่างที่ชัดเจนในดินกับเว็บไซต์อื่น ๆ : ดินนี้เป็น Typic Natraqualf ที่มีค่าความเป็นกรดสูง (10.1) และการปรากฏตัวของแคลเซียมคาร์บอเนต (ตารางที่ A1) เว็บไซต์อื่น ๆ ทั้งหมดรวมถึง RF มีค่าพีเอชต่ำมากระหว่าง 5.6 และ 6.8 ค่าพีเอชต่ำลดหรือยับยั้งการตกตะกอนของโดยตรงทั่วไปตะกั่ว (II) แร่ธาตุดินคือ Massicot และ litharge (PbO) cerussite (PbCO3) และ hydrocerussite (PB3 (CO3) 2 (OH) 2)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

4 . การอภิปรายการศึกษานี้แสดงให้เห็นเป็นครั้งแรกที่สำคัญระดับตะกั่วในดินน้ำและพืชจากพื้นที่ล่าทั้งในพื้นที่ชุ่มน้ำธรรมชาติและทุ่งนากลางตะวันออกจังหวัดซานตาเฟ , อาร์เจนตินา ความหนาแน่นสูงที่พบในเม็ดดินที่เว็บไซต์ล่าเห็นว่า PB ที่มาล่าสร้างหรือก่อให้เกิดมลพิษที่ระดับ นอกจากนี้ เราพบการ PB ในวงกว้างในสิ่งแวดล้อม ซึ่งหมายถึงความเสี่ยงระยะยาวของแสงนี้เป็นพิษต่อชีวิตสัตว์ป่า และชนิดอื่น ๆ สนับสนุนสมมติฐานนี้แยกสัมพัทธ์ของการศึกษามากที่สุด ที่ระยะห่างจากแหล่งนำทางเลือก ( เขตเมือง ถนน ฯลฯ ) ดูเหมือนจะออกกฎตัวเลือกเหล่านี้4.1 . ความหนาแน่นและปริมาณเม็ดตะกั่วในดินและน้ำเม็ดมีความหนาแน่นตั้งแต่ 7.5 141 และ 5.5 ถึง 38.7 เม็ด / m2 W ในการล่าสัตว์และ RF เว็บไซต์ตามลำดับ เป็นเม็ดที่หนาแน่นเป็นปกติมากที่แตกต่างกันจากที่ยิงจุด ทำไมพื้นที่ที่สูงขึ้นอาจไม่ถูกต้อง อย่างไรก็ตาม เราปรับผลจากตารางเมตรในไร่เพื่อให้เปรียบเทียบกับการศึกษาอื่น ๆ ดังนั้น ระดับของ w-h2 เว็บไซต์ 1.41 × 106 เม็ด / ฮา คล้ายกับมีความหนาแน่นสูงสุดพบในพื้นที่ชุ่มน้ำฝรั่งเศสประมาณ 2 × 106 เม็ด / ฮา ( ทาริส bressac vaquer และ 1987 และความเจ็บปวด , 1990 ) และสูงกว่าค่ารายงานในสหรัฐอเมริกาและหลายประเทศในยุโรปในช่วง 2 × 104 5.4 × 105 เม็ด / ฮา ( guitart et al . , 1994 ) ค่าสุดท้ายเหล่านี้จะเปรียบกับผลลัพธ์ที่ได้ในนาข้าวในการศึกษาของเรา ( 5.5 × 104 3.9 × 105 เม็ด / ฮา ) นอกจากนี้ การศึกษาในพื้นที่การศึกษาของเรารายงานระดับสูงของเม็ดรับประทานและตะกั่วสะสมในเนื้อเยื่อเป็ดป่า ( เฟอร์รี่รา et al . , 2009 , เฟอร์รี่รา et al . , 2014 และเฟอร์รี่รา et al . , 2015 ) ในสภาพแวดล้อมที่คล้ายกัน คือ เม็ด เทียบเท่ากับที่พบในการศึกษาของเรามีความสัมพันธ์กับการบริโภคอาหารสูงและอัตราการตายของเป็ดและหงส์ ( Kendall และคนขับรถ , 1982 และ guitart et al . , 1994 ) , แสดง ( แมทธิว et al . , 1997 ) เป็นเหยื่อ และซากสัตว์นก ( Jacobson et al . , 1977 และ lambertucci et al . , 2011 ) , หมู่คนอื่น ๆการสังเกตคือการปรากฏตัวของใช้เม็ดในเว็บไซต์และการควบคุม wc-1 wc-2 และตะกั่วในดินน้ำและพืชในเว็บไซต์ทั้งหมด ในขณะที่การลักลอบล่าสัตว์ ไม่สามารถปกครองออกตามแหล่งที่ครึ่งชีวิตของเม็ดจะสูงกว่าที่ของการล่าสัตว์ ข้อ จำกัด ในพื้นที่เหล่านี้ ( 20 ปี ) ดังนั้น เม็ด ระดับที่พบอาจได้รับจากกิจกรรมล่าก่อน นกเป็ดน้ำ เช่น สามารถการขนส่งเม็ด มันแสดงให้เห็นว่ากินเม็ดสามารถคงอยู่ในเป็ดระบบทางเดินอาหารได้ถึง 30 วัน และร้อยละ 10 จะไล่ออก กับระดับดินที่แตกต่างกันภายใน 10 วันตามการกลืนกิน ( stendell et al . , 1979 , Brewer et al . , 2003 และมาร์ตินลุยส์โรดรีเกซ et al . , 2010 ) ตะกั่วเม็ดให้รับประทานโดยเป็ดในพื้นที่ศึกษามีค่าระหว่าง 7.6 - 50 % ขึ้นอยู่กับชนิดของเว็บไซต์และปี ( เฟอร์รี่รา et al . , 2009 และเฟอร์รี่รา et al . , 2010 ) ดังนั้นจึงเป็นไปได้ว่าเป็ดจะเป็นเม็ด Spreaders การขนส่งของพวกเขา จากพื้นที่ที่มีระดับสูงของเพลล่าบนเว็บไซต์ ( calabuig et al . , 2010 และ Don Pablo ทีมวิจัย , 2012 )ในทางตรงกันข้ามกับรายงานที่เผยแพร่มาจากพื้นที่อื่น จึงไม่พบความสัมพันธ์ที่ชัดเจนระหว่างความเข้มข้นของตะกั่วในดินและความหนาแน่นของเม็ด ( เคา et al . , 2003 , vantelon et al . , 2005 และ perroy et al . , 2010 ) แต่ส่วนใหญ่ที่เผยแพร่การศึกษาได้ดำเนินการในด้านมลพิษจากกิจกรรมเหมืองแร่ หรือยิงปืน ซึ่งมีมากที่แตกต่างกันสิ่งแวดล้อมและสภาพดินสูงกว่าพื้นที่การศึกษาของเรา และมักจะมีเนื้อหาสูงของโลหะตะกั่ว แต่ไม่มีสหสัมพันธ์ในการศึกษาของเรา อาจเนื่องจากการเกิดออกซิเดชันของโลหะตะกั่วที่ผ่านกระบวนการขัดสีและสภาพดินฟ้าอากาศ , ผลในการละลาย และในที่สุด การตกตะกอนของตะกั่ว ( II ) ในรูปแบบธรรมชาติในดินมากที่สุด ภายใต้ระบบความชื้นปกติ โลหะตะกั่วเป็นออกซิไดซ์และวิวัฒนาการทางเคมีหลายชนิดของเสถียรภาพเพิ่มขึ้นถึงรูปแบบแร่ก็มั่นคง ( หลิน et al . , 1995 , เคา et al . , 2003 , vantelon et al . , 2005 vodyanitskii 2006 และ ferreyroa et al . , 2010 ) อย่างไรก็ตาม ในดินของพื้นที่ป่าชายเลน ซึ่งมีบ่อยน้ำท่วม มีความเป็นไปได้ที่เพิ่มขึ้นของการระดมทุนสำหรับสารมลพิษ ละลายเพิ่มชีวปริมาณออกฤทธิ์ ในการศึกษาเนื้อหาของเว็บไซต์ใน PB ดินการล่าสัตว์ส่วนใหญ่เป็นเพียงเล็กน้อยสูงกว่าในเว็บไซต์ควบคุมด้วยข้อยกเว้นของเว็บไซต์ w-h2 ที่ค่าสูงสุดของความหนาแน่นของเม็ดดิน ( รูปที่ 2 ) และความเข้มข้นของตะกั่วพบว่า แม้จะเห็นได้ชัดที่สูงกว่าการล่าสัตว์กิจกรรมที่เว็บไซต์นี้โดยเฉพาะ มีความแตกต่างที่ชัดเจนกับเว็บไซต์อื่น ๆในดิน ดินนี้เป็น natraqualf typic ที่มี pH สูง ( 10.1 ) และการแสดงตนของแคลไซต์ ( ตารางที่ 1 ) เว็บไซต์อื่น ๆ ทั้งหมดรวมทั้ง RF มีมากลดความเป็นกรดด่างระหว่าง 5.6 และ 5.5 . ต่ำค่า pH ลดลงหรือตรงยับยั้งการตกตะกอนพบ Pb ( II ) และแร่ดินได้แก่ massicot ลิธาร์จ ( สาม ) , เซรัสไซต์ ( pbco3 ) และ hydrocerussite ( pb3 ( co3 ) 2 ( OH ) 2