Oceanological and Hydrobiological S

Oceanological and Hydrobiological Studies

Phyto- and zooplankton in fishponds contaminated with heavy metal runoff from a lead-zinc mine

Key words: aquatic ecosystems, heavy metals, industrial impact, lead, plankton, zinc

Abstract
This investigation focused on plankton inhabiting fishponds, which previously received mine waters from the lead-zinc mine ‘Matylda’, located in southern Poland (Upper Silesia). The purpose of the investigation was to study the effects of chronic and persistent contamination of fishpond bottom sediments with
heavy metals originated from the lead and zinc mine. The phytoand zooplankton in the four fishponds were dominated by diatoms, green algae and rotifers. Plankton composition of the reference non-contaminated pond was different, since Chrysophytes dominated, and Copepoda were the most numerous among zooplankton. In the contaminated fishponds, we observed teratological forms, both for phyto-and zooplankton species, but only as individuals. Our results showed that planktonic communities had adapted to chronic and persistent heavy metal contamination.

INTRODUCTION
The anthropogenic contamination of freshwaters and their sediment with heavy metals has an impact on aquatic communities worldwide (e.g. Pawlik-
Skowrońska 2001, Balistrieri et al. 2007, Wołowski et al. 2008, Smolyakov et al. 2010a). Ore mining and processing have been recognized as the largest source of contamination of heavy metals in receiving waters and sediments, often exceeding a thousand times the local geochemical background (Förstner, Wittman
1983). In Poland, formerly one of the largest zinc producers in Europe, several lead and zinc ore mines and associated processing plants have been closed recently, or production is scheduled to finish soon due to depletion of ore. The mines have been documented as the principal sources of Cd, Pb and Zn, which have been discharged into river systems
with enormous amounts of mine runoff from an exploited water-abundant karst aquifer. The lead and zinc ore mining and processing have resulted in
contamination of river channel sediments with cadmium, lead and zinc, up to about 3000 mg kg-1,
30% and 20%, respectively (Ciszewski 1998,
Ciszewski 2004). Moreover, overbank sediments deposited for over 100 years as a result of mining, are continuously eroded and leached with flood waters, which contribute to high alluvial sediment and water contamination (Ciszewski et al. 2008; Aleksander-
Kwaterczak, Helios-Rybicka 2009).
Numerous studies have indicated that algae may tolerate high concentrations of heavy metals (e.g. Shubert et al. 2001). However, on the other hand, heavy metals at low concentrations may also affect many algae and zooplankton organisms by changing their biomass, species richness, and structure of their relationships by shifting towards the dominance of less sensitive species. Moreover, metals in aquatic ecosystems may be adsorbed onto cell walls and

assimilated by aquatic microorganisms leading to disturbance of ion balance, liquid intracellular transport, degradation of photosynthetic pigments, oxidation stress and may eventually lead to teratogenic forms of organisms (Pawlik-Skowrońska 2002a, Dziengo-Czaja et al. 2008).
Despite numerous studies on the toxicological effects on aquatic microorganisms contaminated with heavy metals, which were based mainly on short-term microcosm experiments (Paulsson et al. 2000,
Clement et al. 2004), studies on the long-term effects of sediment contamination with heavy metals on
freshwater species are scarce with only a few studies related to freshwaters affected by lead and zinc mining runoff (Besser et al. 2007, Morin et al. 2008).
With a general lack of documentation of streams and ponds with highly contaminated sediments due to
past mining activity, it is difficult to estimate the actual role of the sediments as a contaminant source and predict the long-term potential and real effects on aquatic microorganisms and the functioning of whole communities. Further, this makes it impossible to mitigate the negative effects of chronic and persistent heavy metal contamination.
The present investigation focused on the phyto-
and zooplankton of fishponds, which previously received mine waters containing Pb and Zn from the mine ‘Matylda’ in southern Poland. The research
aimed to study the long-term effects of heavy metal contamination of fishpond bottom sediment on
planktonic organisms. The study focused on the structure and dynamics of plankton communities. It was hypothesized that there would be a decrease in the phyto- and zooplankton populations and the diversity due to heavy metal contamination, with the dominance of less sensitive species and the presence of teratological forms of algae and plankton animals.

STUDY AREA
The Matylda Stream drains a small catchment of a
dozen or so square kilometers in Upper Silesia, southern Poland. The Matylda mine was established in the upper section of the catchment area in 1850 and it operated until 1973 when it was closed due to
depletion of metal ores. A large inflow of water interrupted the mining operations several times. In
1926, the mine was expanded and the Matylda Stream was channelized. The amount of mine waters pumped from the mine ranged from 0.2 to 1 m3 sec-1.
Waters were discharged into the new channel and delivered to several fishponds constructed in the upper and middle sections of the Matylda catchment
area. After closure of the mine in the 1930s, the production was started again in 1953. The depth of the mine reached over 100 meters. The production
of 100-140,000 tons per year of lead and zinc ores was two times higher than before 1939 and several times higher than in the 19th century (Szuwarzyński 2000). Since the depletion of ores and the mine closure in 1973, the Matylda Stream drains the catchment area naturally.
Fishponds in the middle reaches of the Matylda catchment area were constructed in a cascade of three ponds with the smallest upper pond (about 1 hectare MM), medium 5 ha (MS) and the largest, 18 hectare lower pond (MD) (Fig. 1). Downstream, there are two ponds, each of about 4 hectares in area and one of those was investigated (MDo). All the ponds are supplied with both Matylda waters and

with an ephemeral side stream. Upstream of the five ponds, there is an additional fishpond (MK) receiving the runoff periodically, solely from the small side stream but not from the Matylda Stream. All ponds are used for recreational angling and fish are
introduced 2-3 times per year. Earlier investigations of bottom sediments of the fishponds (MM, MS, MD, MDo) revealed extreme contamination with cadmium, lead and zinc as a result of accumulation during ore mining and entrapment of contaminated sediments eroded from the Matylda catchment area (Aleksander-Kwaterczak et al. 2010, Ciszewski et al. 2010). The average content of cadmium for 6-12 samples taken from each pond supplied formerly with mine waters varied between 100-200 mg kg-1. Average concentrations of
zinc varied between 1.8 – 3.7%, whereas the lead content was lower and varied between 5,000 and 8,500 mg kg-1. The maximum concentrations were 800 mg kg-1 for cadmium, 14% for zinc and 3.5% for lead. Concentrations of the metals in the sediments of the fishpond receiving uncontaminated water from the side stream (MK) were much lower, and this fishpond is considered to be the reference site. Moreover, the sediments from this pond were dredged two years before sampling. MATERIALS AND METHODS
Our investigation was focused on surface water sampling from the five fishponds including the reference pond. Water samples were taken monthly from two different sampling points of every pond from April to October 2009. We measured: pH, conductivity, Cl, NO3-, PO4-3, NH4, Mg, Ca, Cd, Fe,
Mn, Pb and Zn. pH and conductivity were measured in situ during sampling (CX-742, Elmetron). Water
samples were filtered immediately before analysis through 0.45 μm filters. Inorganic anions (Cl-, NO3-,
PO-34, and Ca, Mg) were analyzed within 48 hours using Ion Chromatography (DIONEX 1000, IC25 Ion Chromatograph). Standard reference materials (Canadian waters Hamilton-20) were employed to determine accuracy of anion analyses.
Concentrations of Cd, Fe, Pb, Mn and Zn, in the water column were measured with an inductively coupled plasma-mass spectrometer (Perkin Elmer ELAN 6100) in the certified Hydrogeochemical Laboratory (AGH University, Krakow) according to the standard certified analytical quality control
procedure (PN-EN ISO 17294-1:2007).
Samples of phyto- and zooplankton were taken
from the central point of each pond, representing the water column of mixed samples from different levels. For taxonomic identification and quantitative analyses, samples of phyto- and zooplankton were collected using a 5-l Ruttner sampler. In the field, 30-
liters of water samples (6 replicate, 5 l samples) were concentrated with a 10 μm plankton net for phytoplankton and a 50 μm plankton net for zooplankton. Samples of phytoplankton were immediately fixed with Lugol’s solution, and 4% formalin was used to fix the zooplankton. For identification and counting of phytoplankton species, a modified chamber of 0.4 mm height and 22 mm
diameter was used. All microscopic analyses of phytoplankton were done under a Zeiss Jenaval microscope. Quantitative analyses were conducted according to Lund et al. (1958). Keys used for taxonomical identification of phytoplankton species, see e.g. Wilk-Woźniak (2009).
For identification and counting of zooplankton
species, 5 replicate sub-samples were analyzed microscopically (×100 or ×200) in the chamber volume of 0.5 ml-1. Taxonomic analyses of zooplankton (rotifer, copepod and cladoceran taxa)
were conducted using the identification keys (see e.g. Pociecha et al. 2010). Quantitative samples were prepared by filtering 30 l-1 of water and reducing the sample volume to 50 ml-1.
Statistical analyses were performed using Statistic

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ศึกษาของ oceanological และ HydrobiologicalPhyto และ zooplankton ในสระปลาปนเปื้อนโลหะหนักที่ไหลบ่าจากลูกค้าเป้าหมายสังกะสีเหมืองคำสำคัญ: ระบบนิเวศน้ำ โลหะหนัก ผลกระทบอุตสาหกรรม ลูกค้าเป้าหมาย แพลงก์ตอน สังกะสีบทคัดย่อตรวจสอบนี้เน้นแพลงก์ตอนที่อาศัยอยู่สระปลา ซึ่งก่อนหน้านี้ รับเหมืองเตอร์สจากสังกะสีรอเหมือง 'Matylda' ในประเทศโปแลนด์ภาคใต้ (บนแคว้นซิลิเซีย) วัตถุประสงค์ของการสอบสวนคือการ ศึกษาผลกระทบของโรค และแบบปนเปื้อนของตะกอนด้านล่าง fishpond ด้วยโลหะหนักมาจากลูกค้าเป้าหมาย และสังกะสีเหมือง Zooplankton phytoand ในสระปลาสี่ถูกครอบงำ โดย diatoms สาหร่ายสีเขียว และ rotifers แพลงก์ตอนส่วนอ้างอิงไม่ปนเปื้อนบ่อแตกต่างกัน ตั้งแต่ครอบงำ Chrysophytes และ Copepoda มีจำนวนมากที่สุดในหมู่ zooplankton ในสระปลาปนเปื้อน เราสังเกตแบบฟอร์ม teratological, phyto ทั้ง- และ ชนิด zooplankton แต่เฉพาะเป็นรายบุคคล ผลของเราแสดงให้เห็นว่า ชุมชน planktonic ได้ดัดแปลงการปนเปื้อนโลหะหนักเรื้อรัง และแก้ไม่หายแนะนำการปนเปื้อนที่มาของมนุษย์ของ freshwaters และของตะกอนที่ มีโลหะหนักมีผลกับน้ำชุมชนที่ทั่วโลก (เช่น Pawlik-Skowrońska 2001, Balistrieri et al. 2007, Wołowski et al. 2008, Smolyakov et al. 2010a) การทำเหมืองแร่และการประมวลผลได้ถูกรู้จักว่าเป็นแหล่งใหญ่ที่สุดของการปนเปื้อนของโลหะหนักในการรับน้ำและตะกอน มักจะเกินเวลาพันถิ่น geochemical พื้นหลัง (Förstner, Wittman1983) . ประเทศโปแลนด์ เดิมหนึ่งในผู้ผลิตสังกะสีที่ใหญ่ที่สุดในยุโรป หลายนำ และเหมืองแร่สังกะสี และพืชการประมวลผลที่เกี่ยวข้องปิดไปแล้วเมื่อเร็ว ๆ นี้ หรือผลิตให้เสร็จสิ้นโดยเร็วเนื่องจากการลดลงของแร่ เหมืองแร่มีการบันทึกไว้เป็นแหล่งมาหลักของ Cd, Pb และ Zn ซึ่งถูกไล่ออกไปในระบบน้ำด้วยจำนวนเงินที่มหาศาลของเหมืองที่ไหลบ่าจาก aquifer เทือกเขาน้ำอุดมสมบูรณ์สามารถ ลูกค้าเป้าหมาย และการทำเหมืองแร่สังกะสี และประมวลผลทำให้ปนเปื้อนของน้ำช่องตะกอนกับแคดเมียม เป้าหมาย และ สังกะสี ถึงเกี่ยวกับ 3000 มิลลิกรัมกิโลกรัม-130% และ 20% ตามลำดับ (Ciszewski 1998Ciszewski 2004) นอกจากนี้ ตะกอน overbank ฝาก 100 ปีจากการทำเหมืองแร่ อยู่อย่างต่อเนื่องเกิด และ leached กับน้ำท่วมน้ำ ตะกอนทรายสูงและน้ำปนเปื้อน (Ciszewski et al. 2008 อเล็คซานเดอร์-Kwaterczak, Rybicka เฮลิออส 2009)การศึกษาจำนวนมากได้บ่งชี้ว่า สาหร่ายอาจทนความเข้มข้นสูงของโลหะหนัก (เช่น Shubert et al. 2001) อย่างไรก็ตาม คง โลหะหนักที่ความเข้มข้นต่ำอาจมีผลกระทบต่อสาหร่ายและสิ่งมีชีวิต zooplankton มาก โดยการเปลี่ยนชีวมวลของพวกเขา ร่ำรวยพันธุ์ และโครงสร้างของความสัมพันธ์โดยขยับไปครอบงำพันธุ์สำคัญน้อย นอกจากนี้ อาจ adsorbed โลหะในระบบนิเวศน้ำบนผนังเซลล์ และขนบธรรมเนียมประเพณี โดยจุลินทรีย์น้ำไปรบกวนสมดุลของไอออน ขนส่ง intracellular ของเหลว ของ photosynthetic สี ความเครียดออกซิเดชันและอาจก็ทำฟอร์ม teratogenic ของสิ่งมีชีวิต (Pawlik-Skowrońska 2002a, Dziengo Czaja et al. 2008)แม้ มีการศึกษามากมายในผล toxicological ในน้ำจุลินทรีย์ที่ปนเปื้อนโลหะหนัก ซึ่งถูกใช้ส่วนใหญ่ทดลองพิภพในระยะสั้น (Paulsson et al. 2000ตะปาปาเคลเมนต์ et al. 2004), การศึกษาผลกระทบระยะยาวของตะกอนปนเปื้อน ด้วยโลหะหนักในพันธุ์ปลาหายากมีเพียงไม่กี่ศึกษาที่เกี่ยวข้องกับ freshwaters ที่ได้รับผลกระทบโดยนำ และสังกะสีเหมืองไหลบ่า (Besser et al. 2007 โมรินร้อยเอ็ด al. 2008)ขาดเอกสารของลำธารและบ่อ มีตะกอนปนเปื้อนสูงเนื่องการทั่วไปผ่านกิจกรรมการทำเหมือง มันจะยากที่จะประเมินบทบาทจริงของตะกอนเป็นแหล่งสารปนเปื้อน และคาดการณ์ระยะยาวจริง และเป็นผลน้ำจุลินทรีย์และการทำงานของชุมชนทั้งหมด เพิ่มเติม ซึ่งทำให้ไม่สามารถที่จะบรรเทาผลกระทบเชิงลบของการปนเปื้อนโลหะหนักเรื้อรัง และแบบถาวรตรวจสอบปัจจุบันเน้น phyto-และ zooplankton สระปลา ที่ได้รับก่อนหน้านี้ เหมืองน้ำประกอบด้วยตะกั่วและ Zn จากเหมือง 'Matylda' ในประเทศโปแลนด์ การวิจัยมีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาผลกระทบระยะยาวการปนเปื้อนโลหะหนักของตะกอนด้านล่าง fishpondชีวิต planktonic การศึกษาเน้นในโครงสร้างและพลศาสตร์ของแพลงก์ตอน ถูกตั้งสมมติฐานว่าจะมีการลดลงของประชากร phyto และ zooplankton และหลากหลายเนื่องจากการปนเปื้อนโลหะหนัก ครอบงำพันธุ์สำคัญน้อยและของฟอร์ม teratological สาหร่ายและแพลงก์ตอนสัตว์พื้นที่การศึกษากระแส Matylda ท่อระบายน้ำลุ่มน้ำขนาดเล็กของการโหลหรือตารางกิโลเมตรบนไซลีเซีย ประเทศโปแลนด์ เหมือง Matylda ก่อตั้งขึ้นในส่วนบนของพื้นที่ลุ่มน้ำใน 1850 และได้ดำเนินการจนถึง 1973 เมื่อถูกปิดเนื่องการลดลงของของแร่โลหะ กระแสใหญ่น้ำขัดจังหวะการดำเนินการทำเหมืองแร่หลายครั้ง ใน1926 เหมืองถูกขยาย และกระแส Matylda เป็น channelized จำนวนเหมืองน้ำขุ่นจากเหมืองที่อยู่ในช่วงจาก 0.2 m3 1 sec-1ออกเป็นช่องสัญญาณใหม่ และส่งไปสระปลาหลายที่สร้างในส่วนกลาง และด้านบนของลุ่มน้ำ Matylda น้ำที่ตั้ง หลังปิดของเหมืองในช่วงทศวรรษ 1930 การผลิตเริ่มต้นอีกครั้งในปีค.ศ. 1953 ความลึกของเหมืองถึงกว่า 100 เมตร การผลิตของ 100 140,000 ตันต่อปีของลูกค้าเป้าหมายและสังกะสี แร่เป็นครั้งที่ 2 สูงกว่าก่อน 1939 และหลายครั้งมากกว่าในศตวรรษ 19 (Szuwarzyński 2000) เนื่องจากการลดลงของแร่และการปิดเหมืองใน 1973 กระแส Matylda ท่อระบายน้ำในพื้นที่ลุ่มน้ำตามธรรมชาติสระปลาในจนถึงกลางของพื้นที่ลุ่มน้ำ Matylda ถูกสร้างขึ้นทั้งหมดของบ่อสามมีน้อยที่สุดด้านบนบ่อ (ประมาณ 1 hectare MM), กลาง 5 ฮา (MS) และใหญ่ที่สุด 18 hectare ล่างบ่อ (MD) (Fig. 1) ปลายน้ำ มีสองบ่อ ของเกี่ยวกับเฮกเตอร์ 4 บริเวณ และหนึ่งในผู้ถูกสอบสวน (MDo) บ่อทั้งหมดให้มาพร้อมกับน้ำทั้ง Matylda และ ด้วยกระแสการด้านข้อมูลแบบชั่วคราว ขั้นต้นน้ำของบ่อห้า มีการเพิ่มเติม fishpond (MK) รับไหลบ่าเป็นระยะ ๆ แต่เพียงผู้เดียว จากกระแสนิดนึง แต่ไม่ใช่ จาก กระแส Matylda ใช้สำหรับ angling สันบ่อทั้งหมด และมีปลาแนะนำ 2 - 3 ครั้งต่อปี สอบสวนก่อนหน้าของตะกอนด้านล่างของสระปลา (MM, MS, MD, MDo) เปิดเผยการปนเปื้อนมาก ด้วยแคดเมียม นำ และสังกะสีจากการรวบรวมในระหว่างการทำเหมืองแร่และ entrapment ตะกอนปนเปื้อนที่เกิดจากพื้นที่ลุ่มน้ำ Matylda (อเล็คซานเดอร์ Kwaterczak et al. 2010, Ciszewski et al. 2010) เนื้อหาเฉลี่ยของแคดเมียมในตัวอย่าง 6-12 นำมาจากบ่อแต่ละมาเดิม มีน้ำเหมืองที่แตกต่างกันระหว่าง 100-200 มิลลิกรัมต่อ 1 กิโลกรัม ความเข้มข้นเฉลี่ยของสังกะสีแตกต่างกันระหว่าง 1.8-3.7% ในขณะที่เนื้อหาเป้าหมายต่ำกว่า และแตกต่างกันระหว่าง 5000 และ 8,500 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม-1 ความเข้มข้นสูงสุดได้ 1 กก. 800 มิลลิกรัมสำหรับแคดเมียม 14% สังกะสีและ 3.5% สำหรับลูกค้าเป้าหมาย ความเข้มข้นของโลหะในตะกอนของ fishpond รับดื่มน้ำจากลำธารข้าง (MK) ได้ต่ำมาก และ fishpond นี้ถือเป็นเว็บไซต์อ้างอิง นอกจากนี้ ตะกอนจากบ่อน้ำนี้มี dredged 2 ปีก่อนสุ่มตัวอย่าง วัสดุและวิธีการตรวจสอบของเราได้เน้นสุ่มตัวอย่างน้ำผิวดินจากสระปลาห้าที่รวมทั้งบ่ออ้างอิง ตัวอย่างน้ำได้นำรายเดือนจากสองจุดสุ่มตัวอย่างที่แตกต่างกันทุกบ่อตั้งแต่เดือนเมษายนถึง 2552 ตุลาคม เราวัด: ค่า pH นำ Cl, NO3- PO4-3, NH4, Mg, Ca ซีดี FeMn, Pb และ Zn pH และนำถูกวัดใน situ ระหว่างการสุ่มตัวอย่าง (CX-742, Elmetron) น้ำตัวอย่างถูกกรองก่อนวิเคราะห์ผ่านตัวกรอง μm 0.45 Anions อนินทรีย์ (Cl- NO3-PO-34 และ Ca, Mg) มีวิเคราะห์ภายใน 48 ชั่วโมงใช้ไอออน Chromatography (DIONEX 1000, IC25 ไอออน Chromatograph) เอกสารอ้างอิงมาตรฐาน (แคนาดาน้ำฮามิลตัน-20) ได้รับการว่าจ้างเพื่อตรวจสอบความถูกต้องของการวิเคราะห์ anionมีวัดความเข้มข้นของซีดี Fe, Pb, Mn และ Zn ในคอลัมน์น้ำ ด้วยที่ท่านมวลพลาสม่าสเปกโตรมิเตอร์ (เพอร์เอลเมออีแลน 6100) ในการได้รับการรับรอง Hydrogeochemical ห้องปฏิบัติการ (AGH มหาวิทยาลัย คราคูฟ) ตามมาตรฐานรับรองวิเคราะห์ควบคุมคุณภาพกระบวนการ (พีเอ็น-EN ISO 17294-1:2007)ตัวอย่างของ phyto - zooplankton ที่ถ่ายจากจุดศูนย์กลางของแต่ละบ่อ แสดงคอลัมน์น้ำอย่างผสมจากระดับที่แตกต่าง สำหรับรหัสอนุกรมวิธานและการวิเคราะห์เชิงปริมาณ ตัวอย่างของ phyto - zooplankton มีรวบรวมใช้เป็น 5 l Ruttner sampler ในฟิลด์ 30-ลิตรของน้ำตัวอย่าง (6 จำลอง 5 l ตัวอย่าง) เข้มข้น ด้วยแพลงก์ตอน 10 μm สำหรับ phytoplankton และแพลงก์ตอน 50 μm สำหรับ zooplankton ตัวอย่างของ phytoplankton ได้ทันทีคง ด้วยโซลูชันของ Lugol และ 4% formalin ใช้แก้ไข zooplankton สำหรับรหัส และนับพันธุ์ phytoplankton หอการค้าปรับสูง 0.4 มม.และ 22 มม.ใช้เส้นผ่าศูนย์กลาง วิเคราะห์ทั้งหมดด้วยกล้องจุลทรรศน์ของ phytoplankton ถูกทำภายใต้กล้องจุลทรรศน์ Zeiss Jenaval วิเคราะห์เชิงปริมาณได้ดำเนินการตามลุนด์ et al. (1958) คีย์ที่ใช้สำหรับการระบุ taxonomical phytoplankton ชนิด เช่นดู Wilk-Woźniak (2009)รหัสและการตรวจนับของ zooplanktonสปีชีส์ จำลอง 5 ตัวอย่างย่อยได้วิเคราะห์ microscopically (× 100 หรือ× 200) ในปริมาณ 0.5 ml-1 หอการค้า วิเคราะห์อนุกรมวิธานของ zooplankton (taxa โรติเฟอร์ copepod และ cladoceran)ได้ดำเนินการโดยใช้คีย์รหัส (ดูเช่น Pociecha et al. 2010) ตัวอย่างเชิงปริมาณได้เตรียมกรอง 30 l-1 น้ำ และลดปริมาณตัวอย่าง 50 ml-1ดำเนินการวิเคราะห์ทางสถิติโดยใช้สถิติ

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

Oceanological และ Hydrobiological ศึกษาPhyto- และแพลงก์ตอนสัตว์ในบ่อปลาปนเปื้อนด้วยโลหะหนักที่ไหลบ่ามาจากเหมืองตะกั่วสังกะสีคำสำคัญ: ระบบนิเวศน้ำโลหะหนักส่งผลกระทบต่ออุตสาหกรรมนำแพลงก์ตอนสังกะสีบทคัดย่อการสอบสวนมุ่งเน้นไปที่แพลงก์ตอนที่อาศัยอยู่ในบ่อปลาที่ได้รับก่อนหน้านี้ น้ำเหมืองจากเหมืองตะกั่วสังกะสี 'Matylda' ที่ตั้งอยู่ในภาคใต้ของโปแลนด์ (แคว้นซิลี) วัตถุประสงค์ของการตรวจสอบมีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาผลกระทบของการปนเปื้อนเรื้อรังและถาวรของตะกอนด้านล่าง Fishpond กับโลหะหนักที่มาจากตะกั่วและสังกะสีเหมือง แพลงก์ตอนสัตว์ phytoand ในสี่ขุดซึ่งถูกครอบงำโดยไดอะตอมสาหร่ายสีเขียวและโรติเฟอร์ องค์ประกอบของแพลงก์ตอนการอ้างอิงที่ไม่ปนเปื้อนบ่อที่แตกต่างกันตั้งแต่ Chrysophytes ครอบงำและ Copepoda เป็นจำนวนมากที่สุดในหมู่แพลงก์ตอนสัตว์ ในการขุดซึ่งปนเปื้อนเราสังเกตรูปแบบ teratological ทั้ง Phyto-และแพลงก์ตอนสัตว์ชนิด แต่เป็นบุคคลที่ ผลของเราแสดงให้เห็นว่าชุมชน planktonic ได้ปรับให้เรื้อรังและถาวรการปนเปื้อนของโลหะหนักบทนำการปนเปื้อนของมนุษย์ของ freshwaters และตะกอนที่มีโลหะหนักที่มีผลกระทบต่อชุมชนที่สัตว์น้ำทั่วโลก (เช่น Pawlik- Skowrońska 2001 Balistrieri et al. 2007 Wołowskiเอ al. 2008 Smolyakov et al, 2010a). การทำเหมืองแร่และการประมวลผลได้รับการยอมรับเป็นแหล่งที่ใหญ่ที่สุดของการปนเปื้อนของโลหะหนักในการรับน้ำและตะกอนมักจะเกินพันครั้งพื้นหลังธรณีเคมีในท้องถิ่น (Forstner, Wittman 1983) ในโปแลนด์ก่อนหนึ่งในผู้ผลิตสังกะสีที่ใหญ่ที่สุดในยุโรปหลายตะกั่วและแร่สังกะสีเหมืองแร่และโรงงานแปรรูปที่เกี่ยวข้องได้รับการปิดเมื่อเร็ว ๆ นี้หรือการผลิตมีกำหนดจะแล้วเสร็จในเร็ว ๆ นี้เพราะการสูญเสียของแร่ การทำเหมืองแร่ได้รับการรับรองเป็นแหล่งที่มาหลักของแคดเมียมตะกั่วและสังกะสีซึ่งได้รับการปล่อยลงแม่น้ำที่มีจำนวนมหาศาลของเหมืองที่ไหลบ่ามาจากน้ำที่อุดมสมบูรณ์เหมาะสมน้ำแข็ง Karst ตะกั่วและสังกะสีการทำเหมืองแร่และการประมวลผลที่มีผลในการปนเปื้อนของตะกอนแม่น้ำที่มีปริมาณแคดเมียมตะกั่วและสังกะสีได้ถึงประมาณ 3000 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม-1, 30% และ 20% ตามลำดับ (Ciszewski 1998 Ciszewski 2004) นอกจากนี้ตะกอน overbank ฝากนานกว่า 100 ปีเป็นผลมาจากการทำเหมืองแร่มีการกัดเซาะอย่างต่อเนื่องและถูกชะล้างด้วยน้ำท่วมซึ่งส่งผลให้ตะกอนลุ่มน้ำสูงและการปนเปื้อนน้ำ (Ciszewski et al, 2008;. Aleksander- Kwaterczak, Helios-Rybicka 2009) การศึกษาหลายชิ้นแสดงให้เห็นว่าสาหร่ายอาจทนต่อความเข้มข้นสูงของโลหะหนัก (เช่นชูว์เบิร์ et al. 2001) อย่างไรก็ตามในขณะที่โลหะหนักที่ความเข้มข้นต่ำนอกจากนี้ยังอาจส่งผลกระทบต่อหลายสาหร่ายแพลงก์ตอนสัตว์และสิ่งมีชีวิตโดยการเปลี่ยนชีวมวลของพวกเขาชนิดความร่ำรวยและโครงสร้างของความสัมพันธ์ของพวกเขาโดยขยับไปทางปกครองของสายพันธุ์ที่มีความสำคัญน้อยลง นอกจากนี้โลหะในระบบนิเวศน้ำอาจจะถูกดูดซับเข้าสู่ผนังเซลล์และหลอมรวมโดยจุลินทรีย์ในน้ำที่นำไปสู่การรบกวนของสมดุลไอออนขนส่งภายในเซลล์ของเหลวการย่อยสลายสังเคราะห์เม็ดสีออกซิเดชันความเครียดและในที่สุดอาจนำไปสู่รูปแบบของสิ่งมีชีวิตทารกอวัยวะพิการ (Pawlik-Skowrońska 2002a, Dziengo-Czaja et al. 2008) แม้จะมีการศึกษามากมายเกี่ยวกับผลกระทบทางพิษวิทยาเกี่ยวกับจุลินทรีย์ในน้ำที่ปนเปื้อนด้วยโลหะหนักซึ่งถูกตามหลักในการทดลองพิภพระยะสั้น (Paulsson et al. 2000 ผ่อนผัน et al. 2004) ศึกษาเกี่ยวกับ ผลกระทบในระยะยาวของการปนเปื้อนตะกอนโลหะหนักในน้ำจืดสายพันธุ์ที่หายากกับการศึกษาเพียงไม่กี่ที่เกี่ยวข้องกับ freshwaters รับผลกระทบจากสารตะกั่วและไหลบ่าเหมืองสังกะสี (Besser et al. 2007 โม et al. 2008) ด้วยการขาดทั่วไปของ เอกสารของลำธารและบ่อที่มีการปนเปื้อนสูงตะกอนเนื่องจากกิจกรรมการทำเหมืองที่ผ่านมามันเป็นเรื่องยากที่จะประเมินบทบาทที่เป็นจริงของตะกอนเป็นแหล่งสารปนเปื้อนและการคาดการณ์ที่อาจเกิดขึ้นในระยะยาวและผลกระทบจริงในจุลินทรีย์ในน้ำและการทำงานของชุมชนทั้ง นอกจากนี้จะทำให้มันเป็นไปไม่ได้ที่จะลดผลกระทบของเรื้อรังและถาวรการปนเปื้อนของโลหะหนักการตรวจสอบในปัจจุบันมุ่งเน้นไปที่ phyto- และแพลงก์ตอนสัตว์ที่ขุดซึ่งได้รับก่อนหน้านี้ที่มีน้ำเหมืองตะกั่วและสังกะสีจากเหมือง 'Matylda' ในภาคใต้ของโปแลนด์ . การวิจัยมีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาผลกระทบในระยะยาวของการปนเปื้อนของโลหะหนักในตะกอน Fishpond ในชีวิต planktonic การศึกษามุ่งเน้นไปที่โครงสร้างและการเปลี่ยนแปลงของชุมชนแพลงก์ตอน มันถูกตั้งสมมติฐานว่าจะมีการลดลงของ phyto- และแพลงก์ตอนสัตว์ประชากรและความหลากหลายอันเนื่องมาจากการปนเปื้อนของโลหะหนักที่มีความเด่นของสายพันธุ์ที่มีความสำคัญน้อยลงและการปรากฏตัวของรูปแบบ teratological ของสาหร่ายและแพลงก์ตอนสัตว์พื้นที่ศึกษาท่อระบายน้ำ Matylda สตรีม ที่กักเก็บน้ำเล็ก ๆ ของโหลหรือตารางกิโลเมตรดังนั้นในแคว้นซิลีเซี, ภาคใต้ของโปแลนด์ Matylda เหมืองก่อตั้งขึ้นในส่วนบนของพื้นที่ในปี ค.ศ. 1850 และจะดำเนินการจนกว่า 1973 เมื่อมันถูกปิดเนื่องจากการลดลงของแร่โลหะ ไหลเข้าขนาดใหญ่ของน้ำขัดจังหวะการดำเนินงานการทำเหมืองแร่หลายครั้ง ในปี ค.ศ. 1926 ผมได้รับการขยายตัวและ Matylda สตรีมถูก channelized ปริมาณของน้ำเหมืองสูบจากเหมืองอยู่ในช่วง 0.2-1 วินาที m3-1 น้ำถูกปล่อยเข้าไปในช่องทางใหม่ ๆ และส่งไปยังหลาย ๆ ขุดซึ่งสร้างในส่วนบนและช่วงกลางของการกักเก็บน้ำ Matylda พื้นที่ หลังจากการปิดเหมืองในช่วงทศวรรษที่ 1930 การผลิตเริ่มต้นอีกครั้งในปี 1953 ความลึกของเหมืองถึงกว่า 100 เมตร การผลิตของ 100-140,000 ตันต่อปีของตะกั่วและสังกะสีแร่เป็นสองเท่าสูงกว่าก่อน 1939 และอีกหลายครั้งสูงกว่าในศตวรรษที่ 19 (Szuwarzyński 2000) ตั้งแต่การสูญเสียแร่และการปิดเหมืองในปี 1973, Matylda สตรีมท่อระบายน้ำพื้นที่รับน้ำตามธรรมชาติในสระปลาต้นน้ำกลางของพื้นที่ Matylda ถูกสร้างขึ้นในน้ำตกของสามบ่อมีสระน้ำบนที่เล็กที่สุด (ประมาณ 1 เฮกตาร์ MM) กลาง 5 ไร่ (MS) และใหญ่ที่สุดในบ่อ 18 เฮกตาร์ต่ำ (MD) (รูปที่ 1). ล่องมีสองบ่อแต่ละประมาณ 4 ไร่ในพื้นที่และเป็นหนึ่งในผู้ที่ถูกตรวจสอบ (MDO) บ่อทั้งหมดจะมาพร้อมกับทั้งน้ำและ Matylda กับกระแสด้านชั่วคราว ต้นน้ำของห้าบ่อมี Fishpond เพิ่มเติม (MK) ที่ได้รับการไหลบ่าเป็นระยะ ๆ แต่เพียงผู้เดียวจากกระแสด้านข้างขนาดเล็ก แต่ไม่ได้มาจาก Matylda สตรีม บ่อทั้งหมดจะถูกใช้สำหรับการตกปลาการพักผ่อนหย่อนใจและปลาที่นำมาใช้ 2-3 ครั้งต่อปี การตรวจสอบก่อนหน้านี้ของตะกอนด้านล่างของบ่อปลา (MM, MS, MD, MDO) เปิดเผยว่าการปนเปื้อนมากกับแคดเมียมตะกั่วและสังกะสีเป็นผลจากการสะสมในช่วงการทำเหมืองแร่และกับดักของการปนเปื้อนตะกอนกัดเซาะจากพื้นที่ Matylda (ซานเด-Kwaterczak เอ al. 2010 Ciszewski et al. 2010) เนื้อหาเฉลี่ยของแคดเมียมสำหรับ 6-12 ตัวอย่างนำมาจากบ่อมาก่อนกับเหมืองแต่ละน้ำที่แตกต่างกันระหว่าง 100-200 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม 1 ความเข้มข้นเฉลี่ยของสังกะสีต่าง ๆ ระหว่าง 1.8-3.7% ในขณะที่ปริมาณตะกั่วต่ำและแตกต่างกันระหว่าง 5,000 และ 8,500 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม 1 ความเข้มข้นสูงสุดอยู่ที่ 800 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม 1 สำหรับแคดเมี่ยม 14% สำหรับสังกะสีและ 3.5% เพื่อนำ ความเข้มข้นของโลหะในตะกอนดินของ Fishpond ที่ได้รับน้ำโสโครกจากกระแสด้านข้าง (MK) มีค่าต่ำมากและ Fishpond นี้จะถือเป็นแหล่งอ้างอิงของ นอกจากนี้ตะกอนจากบ่อนี้ถูกขุดขึ้นเมื่อสองปีก่อนการเก็บตัวอย่าง วัสดุและวิธีการตรวจสอบของเราได้มุ่งเน้นไปที่การเก็บตัวอย่างน้ำผิวดินจากห้าขุดบ่อรวมทั้งการอ้างอิง ตัวอย่างน้ำถูกนำรายเดือนจากสองจุดสุ่มตัวอย่างที่แตกต่างกันของทุกบ่อตั้งแต่เดือนเมษายนถึงเดือนตุลาคม 2009 เราวัด: พีเอช, การนำ, Cl, NO3-, PO4-3, NH4, Mg, Ca, Cd, Fe, Mn, ตะกั่วและสังกะสี . พีเอชและการนำความถูกวัดในแหล่งกำเนิดในระหว่างการสุ่มตัวอย่าง (CX-742, Elmetron) น้ำที่ผ่านการกรองตัวอย่างทันทีก่อนที่จะผ่านการวิเคราะห์ 0.45 ไมโครเมตรกรอง แอนไอออนนินทรีย์ (Cl-, NO3-, PO-34 และ Ca, Mg) วิเคราะห์ภายใน 48 ชั่วโมงโดยใช้ไอออน Chromatography (DIONEX 1000, IC25 ไอออน Chromatograph) วัสดุอ้างอิงมาตรฐาน (น้ำแคนาดาแฮมิลตัน-20) ได้รับการว่าจ้างให้ตรวจสอบความถูกต้องของการวิเคราะห์ไอออนเข้มข้นของแคดเมียมเฟตะกั่วแมงกานีสและสังกะสีในน้ำที่ได้รับการวัดที่มีพลาสม่ามวลสเปกโตรมิเตอร์ inductively คู่ (Perkin Elmer ELAN 6100 ) ในการรับรองห้องปฏิบัติการ Hydrogeochemical (AGH มหาวิทยาลัยคราคูฟ) ให้เป็นไปตามการควบคุมคุณภาพการวิเคราะห์ได้รับการรับรองมาตรฐานขั้นตอน (PN-EN ISO 17294-1: 2007) ตัวอย่าง phyto- และแพลงก์ตอนสัตว์ที่ถูกนำจากจุดกลางของแต่ละบ่อคิดเป็น น้ำคอลัมน์ตัวอย่างการชื่นชมจากระดับที่แตกต่างกัน สำหรับประชาชนและเชิงปริมาณการวิเคราะห์อนุกรมวิธานตัวอย่างของ phyto- และแพลงก์ตอนสัตว์ที่ถูกเก็บรวบรวมโดยใช้ Ruttner ตัวอย่าง 5-L ในสนาม 30 ลิตรของตัวอย่างน้ำ (6 ซ้ำ 5 ตัวอย่างลิตร) มีความเข้มข้นกับสุทธิ 10 ไมโครเมตรสำหรับแพลงก์ตอนแพลงก์ตอนพืชและสุทธิ 50 ไมครอนสำหรับแพลงก์ตอนแพลงก์ตอนสัตว์ ตัวอย่างของแพลงก์ตอนพืชได้รับการแก้ไขทันทีด้วยการแก้ปัญหาของ Lugol และ 4% ฟอร์มาลินที่ใช้ในการแก้ไขปัญหาแพลงก์ตอนสัตว์ สำหรับประชาชนและการนับของแพลงก์ตอนพืชชนิดห้องดัดแปลง 0.4 มิลลิเมตรความสูงและ 22 มมขนาดเส้นผ่าศูนย์กลางถูกนำมาใช้ ทั้งหมดการวิเคราะห์ด้วยกล้องจุลทรรศน์ของแพลงก์ตอนพืชได้ทำภายใต้กล้องจุลทรรศน์ Zeiss Jenaval การวิเคราะห์เชิงปริมาณได้ดำเนินการตามลันด์และคณะ (1958) ปุ่มใช้สำหรับการระบุอนุกรมวิธานของแพลงก์ตอนพืชชนิดเห็นเช่น Wilk-Woźniakอยู่ (2009) สำหรับการระบุและการนับของแพลงก์ตอนสัตว์ชนิด 5 ซ้ำย่อยตัวอย่างการวิเคราะห์กล้องจุลทรรศน์ (× 100 หรือ 200 ×) ในปริมาณห้องของ 0.5 มล-1 . การวิเคราะห์อนุกรมวิธานของแพลงก์ตอนสัตว์ (โรติเฟอร์, โคพีพอดและแท็กซ่าไรน้ำกร่อย) ได้รับการดำเนินการโดยใช้แป้นตัว (ดูเช่น Pociecha et al. 2010) ตัวอย่างเชิงปริมาณได้จัดทำขึ้นโดยการกรอง 30 L-1 ของน้ำและลดปริมาณกลุ่มตัวอย่างถึง 50 มล-1 การวิเคราะห์ทางสถิติได้ดำเนินการโดยใช้สถิติ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

และศึกษา oceanological hydrobiological

ไฟโตแพลงก์ตอนสัตว์และ fishponds ปนเปื้อนด้วยโลหะหนักออกมาจากเหมืองสังกะสีตะกั่ว

คำสำคัญ : สัตว์น้ำระบบนิเวศ , โลหะหนัก , ผลกระทบ , ตะกั่ว , แพลงก์ตอนอุตสาหกรรมสังกะสี


ตรวจสอบบทคัดย่อนี้เน้น fishponds แพลงก์ตอนที่อาศัยอยู่ ซึ่งเคยได้รับน้ำจากเหมืองเหมืองสังกะสีตะกั่วมาที๊ลดา ' ' ,ตั้งอยู่ในโปแลนด์ใต้ ( Upper เชลล์ดอน ) วัตถุประสงค์ของการศึกษาคือ เพื่อศึกษาผลของการปนเปื้อนที่เรื้อรังและถาวรของ fishpond ก้นตะกอนด้วย
โลหะหนักที่มาจากตะกั่ว และสังกะสี เหมือง การ phytoand แพลงก์ตอนสัตว์สี่ fishponds ถูกครอบงำโดยไดอะตอม สาหร่ายสีเขียว และโรติเฟอร์ .องค์ประกอบของแพลงก์ตอนในบ่อที่ปนเปื้อนคืออ้างอิงไม่แตกต่างกัน เนื่องจาก Chrysophytes ครอบงำ และโคพิโพดาเป็นจํานวนมากที่สุดในหมู่สัตว์ . ในการ fishponds เราสังเกตรูปแบบ teratological ทั้งไฟโตแพลงก์ตอนสัตว์และชนิด แต่เป็นบุคคลเท่านั้นผลของเราแสดงให้เห็นว่าชุมชนสิ่งมีชีวิตขนาดเล็กมากในน้ำได้ดัดแปลงเรื้อรังและถาวรการปนเปื้อนโลหะหนัก

บทนำ
ปนเปื้อนมนุษย์ freshwaters และตะกอนของโลหะหนักที่ส่งผลกระทบต่อชุมชนน้ำทั่วโลก ( เช่น pawlik -
skowro ńสกา 2001 balistrieri et al . 2007 , wo łโทลด์ โอวสกี้ et al . 2008 , smolyakov et al . 2010a )การทำเหมืองแร่และการประมวลผลได้รับการยอมรับว่าเป็นแหล่งที่ใหญ่ที่สุดของการปนเปื้อนของโลหะหนักในน้ำและดินตะกอนที่ได้รับมักจะเกินพันครั้งพื้นธรณีในท้องถิ่น ( F ö rstner วิทแมน
, 1983 ) ในโปแลนด์ ซึ่งเป็นหนึ่งในผู้ผลิตรายใหญ่ที่สุดของสังกะสีในยุโรปหลายเหมืองแร่ตะกั่วและสังกะสี และโรงงานแปรรูปที่ได้รับการปิดเมื่อเร็วๆ นี้หรือการผลิตที่กำหนดจะเสร็จเร็ว เนื่องจากการพร่องของแร่เหมืองได้รับการบันทึกไว้เป็นแหล่งที่มาหลักของซีดี ตะกั่ว และสังกะสี ซึ่งได้ถูกปล่อยลงสู่แม่น้ำ
กับเงินจํานวนมหาศาลจากเหมืองจากการใช้ประโยชน์น้ำไหลบ่ามากอารมณ์ขั้ว การทำเหมืองแร่สังกะสีและตะกั่วและการประมวลผลได้ก่อให้เกิดการปนเปื้อนของดินตะกอนแม่น้ำช่อง
กับแคดเมียมตะกั่ว และสังกะสี ถึงประมาณ 3 , 000 kg-1 มิลลิกรัม ,
30% และ 20% ตามลำดับ ( ciszewski 1998
ciszewski 2004 ) นอกจากนี้ overbank ตะกอนฝากมานานกว่า 100 ปี เป็นผลจากเหมืองแร่อย่างต่อเนื่องกัดเซาะชะกับน้ำท่วม ซึ่งส่งผลให้ทรายและน้ำที่ปนเปื้อนตะกอนดินสูง ( ciszewski et al . 2008 ; ล็คซานเดอร์ -
kwaterczak Helios rybicka
, 2009 )