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
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
การแปล กรุณารอสักครู่..
