regulate internal salt concentratio

regulate internal salt concentrations well can adapt to a wide
range of salinities (euryhaline regulators), whereas those that
are poor regulators cannot and are restricted only to a narrow
range of salinities (stenohaline regulators). Salt-tolerant
plants (halophytes) tend to prefer brackish or saline
conditions rather than freshwater, whereas most freshwater
plants (non-halophytes) do not tolerate increasing salt
concentration.
Changes in salinity can affect biota in freshwater directly
or indirectly. Toxic effects as a consequence of increasing
salinity cause physiological changes, resulting in a loss (or
gain) of species. Indirect changes can occur where increasing
salinity modifies community structure and function by
removing (or adding) taxa that provide refuge, food or
modify predation pressure. Other factors such as
water-logging or loss of habitat may interact with salinity or
have a more immediate impact on species richness (Savage
1979; Froend et al. 1987; Bailey and James 2000; Clunie
et al. 2002).
Over the past 12 years several reviews on the effects of
salinity in freshwater ecosystems have highlighted the
paucity of suitable information for making informed
predictions on what future aquatic communities will look
like as salinity increases (Hart et al. 1991; Metzeling et al.
1995; Gutteridge, Haskins and Davey Pty Ltd 1999; Bailey
and James 2000; Nielsen and Hillman 2000; Clunie et al.
2002). In this review, increases in salinity from less that 500
mg L–1 up to above 10000 mg L–1 are considered. This is the
most likely range of salinities that Australian freshwater
rivers and wetlands may experience in the next 50 years.
Pulses of higher salinity are also likely to be encountered in
some rivers and for some wetlands higher levels of salinity
may be experienced as they evaporate and dry out.
Ecological effects of salinity are likely to be observed within
these ranges (Hart et al. 1991).
Microbial function and community structure
Bacteria have a major role in carbon and nutrient cycling.
Our understanding of how microbially mediated processes
change with changing salinity has come from
cross-ecosystem comparisons, in which rates of various
processes have been measured in freshwater, estuarine,
marine and hypersaline environments. A less common
approach has been to examine bacterial populations along a
salinity gradient within rivers as they undergo transition
from freshwater to brackish at estuaries. Understanding of
the function, structure and diversity of microbial community
has recently been advanced with the availability of molecular
DNA methods to identify the presence and diversity of
microbes, and techniques to estimate in situ bacterial
production (growth) or the metabolic capacity of microbes.
In general, aerobic bacterial heterotrophic production in
different aquatic ecosystems has been found to be broadly
predictable, with no consistent differences existing between

Effect of salinity on freshwater ecosystems in Australia
Australian Journal of Botany
659
marine and freshwater systems (Cole et al. 1988). Where
differences occur, factors such as carbon and nutrient input
and temperature are more important in regulating production
than salinity (Findlay et al. 1991). Similarly, Hobbie (1988)
concluded that although marine and freshwater microbes
have different physiological methods for tolerating high salt
concentrations, the ecology of marine and freshwater
microbes is virtually identical. As such, it has been assumed
that a process of species replacement will occur in salinised
freshwater systems, that is, increased salinisation of
freshwater ecosystems will simply select for new
physiological types that are able to tolerate given salt levels,
but possessing the same metabolic capabilities (Hart et al.
1991).
Molecular DNA techniques have established that distinct
differences occur in the phylogenetic make up of microbial
populations in freshwater and marine ecosystems (Nold and
Zwart 1998; Crump et al. 1999). Recently it was also shown
that shifts in microbial composition occur along fresh to
brackish gradients in riverine/estuarine systems (Bouvier and
del Giorgio 2002). Metabolic activities of planktonic bacteria
also are known to vary in space and time along a riverine/
estuary gradient (Schultz and Ducklow 2000; del Giorgio and
Bouvier 2002). In the latter study, salinity was an important
determinant in separating bacterial communities.
The sparse information on the response of cyanobacteria
to salinity indicates that some members of this group occur
at salinities greater than that of seawater (>35000 mg L–1).
Freshwater cyanobacteria appear to be inhibited by
variations in salinity (Hart et al. 1991) but may adapt to
gradual increases. Species of Anabaena have been found to
acclimatise to salinities of 7000 mg L–1 after several days’
exposure (Hart et al. 1991; Winder and Cheng 1995).
The relationship between salinity and specific bacterial
processes has been examined, although not extensively.
Nitrogen fixation and nitrification are known to occur in
environments with widely differing salt levels. Nitrogen
fixation by planktonic organisms generally is greater in
freshwater than in marine systems; however, within given
ecosystems, the rate of nitrogen fixation generally is
regulated by nutrient status and not salinity (Howarth et al.
1988). There appears to be no difference in the rate of
nitrogen fixation by benthic communities with respect to
different salinities. However, nitrifying and nitrogen-fixing
communities are known to vary significantly across such
systems (Affourtit et al. 2001; de Bie et al. 2001). Specific
linkages between structure and function of nitrifying and
nitrogen-fixing organisms have not been made.
A major difference between freshwater and marine
systems are the processes in anaerobic degradation of
carbon. In marine and estuarine systems sulfate-reduction is
the major step, whereas methanogenesis dominates in fresh
systems. (Capone and Kiene 1988). This difference is driven
by the presence of sulfate ions in sea water stimulating
sulfate-reducing bacteria, which in turn are able to
out-compete methanogens for substrates (Widdel 1988).
Marine and freshwater species of sulfate-reducing bacteria
and methanogens are known to exist (Postgate 1984;
Oremland 1988).
Denitrification occurs in all aquatic ecosystems; however,
it has been suggested that in general terms the range of rates
of denitrification in marine systems is greater than in
freshwater systems (Seitzinger 1988). Denitrification rates
tend to be limited by nitrate concentration, and salinity by
itself may not be the underlying regulating factor in nitrate
reduction. Molecular studies have been carried out on
denitrifying bacteria from freshwater and marine ecosystems
(Braker et al. 1998; Bothe et al. 2000; Scala and Kerkhoff
2000). However, no extensive cross-system comparisons of
denitrifying populations have been made.
Studies on rivers and estuaries continue to provide useful
insights as to how bacterial populations change across salt
gradients. Whether such comparisons can readily be
transferred to freshwater ecosystems that undergo long-term
increases in salinity remains to be tested.
Algae
There is only sparse information on the sensitivity and
tolerance of freshwater algae; however, the majority of taxa
do not appear to be tolerant of increasing salinity (Hart et al.
1991; Bailey and James 2000; Nielsen and Hillman 2000;
Clunie et al. 2002).
The majority of algae do not appear to tolerate salinities
in excess of 10000 mg L–1 (Bailey and James 2000). Field
observations indicate that as salinity increases, diatoms
decrease in both abundance and richness (Blinn 1993; Blinn
and Bailey 2001). Experimental flooding of sediments has
suggested that some phytoplankton emerge in substantial
numbers when exposed to saline water but diversity is
reduced (Skinner et al. 2001; L. Bowling, unpubl. data).
Some unicellular algae such as Dunaliella salina produce
resting cysts that allow them to survive high salinities.
Species such as D. salina also undergo morphological and
physiological changes that allow them to survive across a
broad range of salinities (Borowitska 1981; Brock 1986).
Aquatic plants
In general, freshwater aquatic plants are not tolerant of
increasing salinity. The majority of data on the response of
aquatic plants to increasing salinity come from field
observations. The upper limit of salinity tolerated by most
freshwater aquatic plants appears to be 4000 mg L–1. Above
this, non-halophytes such as Myriophyllum are replaced by
more tolerant halophytic species such as Ruppia spp. and
Lepilaena spp. which have been recorded in salinities several
times that of seawater (Brock 1981, 1985, 1986).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ควบคุมเกลือภายในความเข้มข้นดีสามารถปรับใช้เป็นของ salinities (euryhaline เร็คกูเลเตอร์), ในขณะที่ผู้ที่เป็นหน่วยงานกำกับดูแลที่ดีไม่ และแคบที่จำกัดเท่านั้นช่วงของ salinities (stenohaline เร็คกูเลเตอร์) ทนกับเกลือพืช (halophytes) มักจะ ชอบกร่อย หรือ salineเงื่อนไขค่อนข้างมากกว่าปลา ในขณะที่ปลาที่สุดพืช (ไม่ใช่ halophytes) ทนต่อเกลือเพิ่มขึ้นความเข้มข้น ในเค็มสามารถเปลี่ยนแปลงสิ่งในน้ำจืดโดยตรงหรือโดยทางอ้อม ผลพิษเป็นลำดับเพิ่มเค็มทำให้เกิดการเปลี่ยนแปลงสรีรวิทยา ผลขาดทุน (หรือกำไร) พันธุ์ เปลี่ยนแปลงทางอ้อมสามารถเกิดขึ้นเพิ่มขึ้นเค็มปรับเปลี่ยนโครงสร้างชุมชนและฟังก์ชันโดยเอา (หรือเพิ่ม) taxa ที่เคยมาลี้ภัย อาหาร หรือปรับความดัน predation ปัจจัยอื่น ๆ เช่นบันทึกน้ำหรือสูญเสียถิ่นที่อยู่อาจโต้ตอบกับเค็ม หรือมีผลกระทบมากขึ้นทันทีในพันธุ์ร่ำรวย (Savage1979 Froend et al. 1987 เบลีย์และ James 2000 Clunieร้อยเอ็ด al. 2002) 12 ปีผ่านมาหลายรีวิวบนผลกระทบของในระบบนิเวศน้ำจืดเค็มได้เน้นการpaucity ของข้อมูลเหมาะสำหรับการทำข่าวสารคาดคะเนในสิ่งที่ชุมชนในอนาคตน้ำจะดูต้องเป็นเค็มเพิ่ม (ฮาร์ท et al. 1991 Metzeling et al1995 Gutteridge, Haskins และซีโร่ดาเวย์ Pty Ltd 1999 Baileyและ James 2000 นีลและ Hillman 2000 Clunie et al2002) ในบทความนี้ เพิ่มเค็มจากนั้น 500มก. L – 1 ขึ้นเหนือ 10000 mg L – 1 จะถือว่า นี่คือการช่วงที่ของ salinities ที่ออสเตรเลียปลาแม่น้ำและพื้นที่ชุ่มน้ำอาจพบในอีก 50 ปีกะพริบของเค็มสูงมีแนวโน้มที่จะพบในบางอย่างแม่น้ำ และพื้นที่ชุ่มน้ำระดับสูงของเค็มอาจจะมีประสบการณ์จะระเหย และแห้งออกจากระบบนิเวศผลกระทบของเค็มมีแนวโน้มที่จะสังเกตได้ภายในช่วงนี้ (ฮาร์ท et al. 1991)โครงสร้างฟังก์ชันและชุมชนจุลินทรีย์แบคทีเรียมีบทบาทสำคัญในคาร์บอนและธาตุอาหารจักรยานเราเข้าใจกระบวนการ microbially mediatedเปลี่ยนเปลี่ยนเค็มได้มาจากเปรียบเทียบระหว่างระบบนิเวศ ในอัตราที่ต่าง ๆมีการวัดกระบวนการในปลา ขีดสภาพแวดล้อมทางทะเลและ hypersaline ร่วมกันน้อยวิธีที่ได้รับการ ตรวจสอบประชากรแบคทีเรียตามเค็มไล่ระดับในแม่น้ำพวกเขารับเปลี่ยนจากปลาจะกร่อยที่ปากแม่น้ำ ความเข้าใจของฟังก์ชัน โครงสร้าง และความหลากหลายของจุลินทรีย์ชุมชนมีขั้นสูงล่าสุดกับการมีอยู่ของโมเลกุลวิธีการดีเอ็นเอเพื่อระบุสถานะและความหลากหลายของจุลินทรีย์ และเทคนิคการประเมินแบคทีเรียใน situผลิต (เติบโต) หรือเผาผลาญกำลังการผลิตของจุลินทรีย์ในทั่วไป แอโรบิกแบคทีเรีย heterotrophic ผลิตในระบบนิเวศทางน้ำต่าง ๆ ได้พบได้ทั่วไปคาดเดาได้ มีความแตกต่างไม่สอดคล้องกันอยู่ระหว่าง ผลของเค็มน้ำจืดระบบนิเวศในออสเตรเลียสมุดออสเตรเลียของพฤกษศาสตร์659ทะเล และน้ำจืดระบบ (โคล et al. 1988) ซึ่งความแตกต่างเกิดขึ้น ปัจจัยเช่นคาร์บอนและธาตุอาหารป้อนและอุณหภูมิมีความสำคัญมากในการควบคุมการผลิตกว่าเค็ม (Findlay et al. 1991) ในทำนองเดียวกัน Hobbie (1988)สรุปที่ถึงแม้ว่าปลา และสัตว์น้ำจุลินทรีย์มีวิธีต่าง ๆ สรีรวิทยาสำหรับ tolerating เกลือสูงความเข้มข้น ระบบนิเวศวิทยาของทะเล และน้ำจืดจุลินทรีย์จะเหมือนจริง ดัง มีการสันนิษฐานว่า กระบวนการของการเปลี่ยนพันธุ์จะเกิดขึ้นใน salinisedระบบน้ำจืด นั่นคือ การเพิ่มขึ้น salinisation ของระบบนิเวศน้ำจืดจะเลือกตัวชนิดสรีรวิทยาที่สามารถทนรับระดับเกลือแต่มีความสามารถเผาผลาญเหมือนกัน (ฮาร์ท et al1991) โมเลกุลดีเอ็นเอเทคนิคสร้างที่แตกต่างกันความแตกต่างเกิดขึ้นในใจ phylogenetic ค่าของจุลินทรีย์ประชากรในระบบนิเวศน้ำจืด และทะเล (โนลด์ และปี 1998 Zwart Crump et al. 1999) ล่าสุด จะถูกแสดงกะในองค์ประกอบของจุลินทรีย์ที่เกิดขึ้นตามสดเพื่อกร่อยไล่ระดับสีในระบบริเวอร์ไรน์/ขีด (Bouvier และGiorgio del 2002) กิจกรรมเผาผลาญของแบคทีเรีย planktonicนอกจากนี้ยัง ทราบว่าแตกต่างกันในพื้นที่และเวลาตามริเวอร์ไรน์ /ห้องไล่ระดับสี (Schultz และ Ducklow 2000; Giorgio เดล และBouvier 2002) มีความสำคัญในการศึกษาหลัง เค็มดีเทอร์มิแนนต์ในการแยกแบคทีเรียชุมชน ข้อมูลบ่อในการตอบสนองของ cyanobacteriaการเค็มบ่งชี้ว่า สมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้นที่ salinities มากกว่าของทะเล (> 35000 มิลลิกรัม L-1)ปลา cyanobacteria จะถูกห้ามโดยในเค็ม (ฮาร์ท et al. 1991) แต่อาจปรับให้เข้ากับgradual เพิ่ม ได้พบพันธุ์ Anabaenaacclimatise กับ salinities ของ 7000 mg L-1 หลังจากที่หลายวันแสง (ฮาร์ท et al. 1991 หมุนและเฉิง 1995) ความสัมพันธ์ระหว่างเค็มแบคทีเรียเฉพาะมีการตรวจสอบกระบวนการได้ แม้อย่างกว้างขวางไม่ปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจนและการอนาม็อกซ์ทราบว่าเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่แตกต่างกันอย่างกว้างขวางเกลือระดับ ไนโตรเจนปฏิกิริยาการตรึง โดยสิ่งมีชีวิต planktonic โดยทั่วไปมีมากขึ้นในน้ำจืดกว่าในทะเล อย่างไรก็ตาม ภายในกำหนดระบบนิเวศ อัตราของปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปคือกำหนดสถานะของธาตุอาหารและไม่เค็ม (Howarth et al1988) . ปรากฏ ว่าไม่มีความแตกต่างในอัตราปฏิกิริยาการตรึงไนโตรเจน โดยธรรมชาติชุมชนกับ respectsalinities แตกต่างกัน อย่างไรก็ตาม nitrifying และ แก้ไขไนโตรเจนชุมชนทราบว่าแตกต่างกันอย่างมีนัยสำคัญระบบ (Affourtit et al. 2001 เดอหอพักร้อยเอ็ด al. 2001) เฉพาะเชื่อมโยงระหว่างโครงสร้างและหน้าที่ของ nitrifying และไม่ได้ทำแก้ไขไนโตรเจนสิ่งมีชีวิต ความแตกต่างที่สำคัญระหว่างน้ำจืด และทะเลระบบเป็นกระบวนการในการย่อยสลายที่ไม่ใช้ออกซิเจนของคาร์บอน ในทะเล และปากแม่น้ำ ซัลเฟตลดลงได้ขั้นตอนสำคัญ โดย methanogenesis กุมอำนาจในสดระบบ (Capone และ Kiene 1988) ความแตกต่างนี้จะขับเคลื่อนโดยสถานะของประจุซัลเฟตในน้ำทะเลที่กระตุ้นซัลเฟตลดแบคทีเรีย ซึ่งจะสามารถเข้าแข่งขัน methanogens สำหรับพื้นผิว (Widdel 1988)ทะเล และน้ำจืดพันธุ์ซัลเฟตลดแบคทีเรียและทราบว่า methanogens อยู่ (Postgate 1984Oremland 1988) เกิด denitrification ในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด อย่างไรก็ตามจะมีการแนะนำซึ่งโดยทั่วไปเงื่อนไขหลากหลายราคาของ denitrification ในทะเลมีมากกว่าในระบบน้ำจืด (Seitzinger 1988) ราคา denitrificationมักจะถูกจำกัด โดยความเข้มข้นของไนเตรต และเค็มตามตัวเองไม่ได้ตัวควบคุมอยู่ภายใต้ในไนเตรตลด การศึกษาโมเลกุลมีการดำเนินการในdenitrifying แบคทีเรียจากระบบนิเวศน้ำจืด และทะเล(Braker et al. 1998 Bothe และ al. 2000 ประกอบและ Kerkhoff2000) . อย่างไรก็ตาม ไม่กว้างขวางข้ามระบบการเปรียบเทียบได้ทำการประชากร denitrifying ศึกษาในแม่น้ำและปากแม่น้ำยังมีประโยชน์ความเข้าใจเกี่ยวกับการเปลี่ยนแปลงประชากรแบคทีเรียวิธีข้ามเกลือไล่ระดับสี หรือไม่เช่นเปรียบเทียบพร้อมสามารถโอนย้ายไปที่ระบบนิเวศน้ำจืดที่รับระยะยาวเพิ่มขึ้นยังคงเค็มจะทดสอบสาหร่ายมีเฉพาะบ่อข้อมูลเกี่ยวกับระดับความลับ และค่าเผื่อของสาหร่ายน้ำจืด อย่างไรก็ตาม ส่วนใหญ่ของ taxaไม่ต้องทนกับเพิ่มเค็ม (ฮาร์ท et al1991 เบลีย์และ James 2000 นีลและ Hillman 2000Clunie et al. 2002) สาหร่ายส่วนใหญ่ไม่ ทน salinitiesเกินกว่า 10000 mg L – 1 (Bailey และ James 2000) ฟิลด์สังเกตการณ์บ่งชี้ว่า เป็นเค็มเพิ่ม diatomsลดลงมากมายและร่ำรวย (Blinn 1993 Blinnก Bailey 2001) ทดลองน้ำท่วมตะกอนได้แนะนำว่า phytoplankton บางเกิดในสำคัญหมายเลขเมื่อสัมผัสกับน้ำเกลือแต่ความหลากหลายเป็นลดลง (สกินเนอร์ et al. 2001 L. โบว์ลิ่ง unpubl ข้อมูล)ผลิตสาหร่ายบาง unicellular เช่นโรงแรมสลี Dunaliellaอย่างซีสต์ที่อนุญาตให้อยู่รอดสูง salinitiesพันธุ์เช่นโรงแรมสลี D. ยังรับของ และการเปลี่ยนแปลงสรีรวิทยาที่อนุญาตให้อยู่รอดในการของ salinities (Borowitska 1981 อม 1986)พืชน้ำทั่วไป สาหร่ายน้ำจืดจะไม่ทนกับเพิ่มเค็ม ส่วนใหญ่ของข้อมูลในการตอบสนองของน้ำพืชเพิ่มเค็มมาจากฟิลด์สังเกต ขีดจำกัดบนของเค็มสม โดยส่วนใหญ่สาหร่ายน้ำจืดจะ 4000 mg L-1 แล้ว ข้างต้นนี้ ไม่มี-halophytes เช่น Myriophyllum จะถูกแทนที่โดยพันธุ์ halophytic ป้องกันความผิดพลาดขึ้นเช่นหญ้าตะโอ และโอ Lepilaena ได้บันทึกไว้ใน salinities หลายเวลาที่น้ำทะเล (อม 1981, 1985, 1986)

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ควบคุมความเข้มข้นของเกลือภายในดีสามารถปรับให้เข้ากับความกว้างช่วงของความเค็ม (หน่วยงานกำกับดูแล euryhaline) ในขณะที่ผู้ที่มีหน่วยงานกำกับดูแลที่ไม่ดีไม่สามารถและจะถูกจำกัด เฉพาะกับแคบช่วงของความเค็ม(หน่วยงานกำกับดูแล stenohaline) เกลือใจกว้างพืช (halophytes) มักจะชอบน้ำกร่อยหรือน้ำเค็มเงื่อนไขมากกว่าน้ำจืดขณะที่ส่วนใหญ่น้ำจืดพืช(ที่ไม่ใช่ halophytes) จะไม่ยอมให้เกลือที่เพิ่มขึ้นความเข้มข้น. การเปลี่ยนแปลงความเค็มส่งผลกระทบต่อสิ่งมีชีวิตสามารถอยู่ในน้ำจืดโดยตรงหรือโดยอ้อม ผลกระทบที่เป็นพิษเป็นผลมาจากการเพิ่มความเค็มทำให้เกิดการเปลี่ยนแปลงทางสรีรวิทยาเกิดความสูญเสีย(หรือกำไร) ของสายพันธุ์ การเปลี่ยนแปลงทางอ้อมสามารถเกิดขึ้นได้ที่เพิ่มขึ้นความเค็มปรับเปลี่ยนโครงสร้างและการทำงานของชุมชนโดยการลบ(หรือเพิ่ม) แท็กซ่าที่ให้ที่หลบภัยอาหารหรือปรับเปลี่ยนความดันปล้นสะดม ปัจจัยอื่น ๆ เช่นน้ำเข้าสู่ระบบหรือการสูญเสียที่อยู่อาศัยอาจจะมีปฏิสัมพันธ์กับความเค็มหรือมีผลกระทบมากขึ้นเกี่ยวกับความร่ำรวยชนิด(โหด1979; Froend et al, 1987;. เบลีย์และเจมส์ 2000 Clunie et al, 2002).. ที่ผ่านมา 12 ปีที่ความคิดเห็นหลายเกี่ยวกับผลกระทบของความเค็มในระบบนิเวศน้ำจืดได้เน้นความยากจนของข้อมูลที่เหมาะสมสำหรับการแจ้งการคาดการณ์ในสิ่งที่ชุมชนน้ำในอนาคตจะมีลักษณะเหมือนการเพิ่มขึ้นของความเค็ม(ฮาร์ท et al, 1991;. Metzeling et al. 1995; Gutteridge, Haskins และ ดาวี่ Pty Ltd 1999; เบลีย์และเจมส์2000 นีลเซ่นและโจร 2000 Clunie et al. 2002) ในการทบทวนนี้การเพิ่มขึ้นของความเค็มจากน้อยกว่า 500 มก. L-1 ถึงข้างต้น 10,000 มก. L-1 ได้รับการพิจารณา นี้เป็นช่วงที่มีแนวโน้มมากที่สุดของความเค็มที่น้ำจืดออสเตรเลียแม่น้ำและพื้นที่ชุ่มน้ำที่อาจพบในอีก50 ปี. พัความเค็มสูงขึ้นนอกจากนี้ยังมีแนวโน้มที่จะพบในแม่น้ำบางส่วนและพื้นที่ชุ่มน้ำบางระดับที่สูงขึ้นของความเค็มอาจจะมีประสบการณ์ที่พวกเขาระเหยแห้งออก. ผลกระทบทางนิเวศวิทยาของความเค็มมีแนวโน้มที่จะสังเกตได้ภายในช่วงเหล่านี้ (ฮาร์ท et al. 1991). การทำงานของจุลินทรีย์และโครงสร้างชุมชนแบคทีเรียมีบทบาทสำคัญในการขี่จักรยานคาร์บอนและสารอาหาร. ความเข้าใจของเราของวิธีการกระบวนการไกล่เกลี่ย microbially เปลี่ยนกับการเปลี่ยนแปลงความเค็ม ได้มาจากการเปรียบเทียบข้ามระบบนิเวศซึ่งอัตราต่างๆกระบวนการที่ได้รับการวัดในน้ำจืดน้ำเค็มในทะเลและสภาพแวดล้อมhypersaline ร่วมกันน้อยกว่าวิธีการที่ได้รับการตรวจสอบประชากรแบคทีเรียตามไล่ระดับความเค็มที่อยู่ในแม่น้ำที่พวกเขาได้รับการเปลี่ยนแปลงจากน้ำจืดน้ำกร่อยที่บริเวณปากแม่น้ำ ความเข้าใจในการทำงานของโครงสร้างและความหลากหลายของกลุ่มจุลินทรีย์เพิ่งได้รับสูงกับความพร้อมของโมเลกุลวิธีดีเอ็นเอเพื่อระบุการปรากฏตัวและความหลากหลายของจุลินทรีย์และเทคนิคในการประมาณการในแบคทีเรียแหล่งกำเนิดการผลิต(การเจริญเติบโต) หรือความสามารถในการเผาผลาญอาหารของจุลินทรีย์. ใน โดยทั่วไปการผลิต heterotrophic แบคทีเรียแอโรบิกในระบบนิเวศทางน้ำที่แตกต่างกันได้รับพบว่ามีวงกว้างสามารถคาดเดาได้ไม่แตกต่างกันกับที่มีอยู่สอดคล้องระหว่างผลของความเค็มต่อระบบนิเวศน้ำจืดในออสเตรเลียออสเตรเลียวารสารพฤกษศาสตร์659 ทางทะเลและระบบน้ำจืด (โคล et al. 1988) ในกรณีที่ความแตกต่างเกิดขึ้นปัจจัยต่างๆเช่นคาร์บอนและการป้อนสารอาหารและอุณหภูมิที่มีความสำคัญมากขึ้นในการควบคุมการผลิตมากกว่าความเค็ม(Findlay et al. 1991) ในทำนองเดียวกัน Hobbie (1988) สรุปได้ว่าแม้ว่าทางทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์ที่มีวิธีการที่แตกต่างกันทางสรีรวิทยาทนเกลือสูงความเข้มข้นนิเวศวิทยาทางทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์ที่เป็นจริงเหมือนกัน เช่นนี้มันได้รับการสันนิษฐานว่าเป็นกระบวนการของการเปลี่ยนสายพันธุ์ที่จะเกิดขึ้นใน salinised ระบบน้ำจืดที่มีเพิ่มขึ้น salinisation ของระบบนิเวศน้ำจืดก็จะเลือกใหม่ชนิดสรีรวิทยาที่มีความสามารถที่จะทนรับระดับเกลือแต่มีความสามารถในการเผาผลาญเดียวกัน (. ฮาร์ท, et al. 1991) เทคนิคดีเอ็นเอโมเลกุลมีการจัดตั้งที่แตกต่างกันความแตกต่างที่เกิดขึ้นในสายวิวัฒนาการทำขึ้นของจุลินทรีย์ประชากรในน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล(Nold และสีดำ1998; Crump et al, 1999). เมื่อเร็ว ๆ นี้ก็ยังแสดงให้เห็นว่าการเปลี่ยนแปลงในองค์ประกอบของจุลินทรีย์ที่เกิดขึ้นตามแนวใหม่เพื่อการไล่ระดับสีกร่อยในแม่น้ำ/ ระบบน้ำเค็ม (เยร์และเดลจอร์โจ2002) กิจกรรมการเผาผลาญอาหารของแบคทีเรีย planktonic ยังเป็นที่รู้จักกันแตกต่างกันในพื้นที่และเวลาไปตามแม่น้ำ / ลาดปากน้ำ (ชูลท์ซและ Ducklow 2000 จอร์โจเดลและเยร์2002) ในการศึกษาหลังความเค็มเป็นสำคัญปัจจัยในการแยกชุมชนแบคทีเรีย. ข้อมูลเบาบางกับการตอบสนองของไซยาโนแบคทีเรียความเค็มบ่งชี้ว่าสมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้นที่ความเค็มมากกว่าที่น้ำทะเล(> 35,000 mg L-1). น้ำจืด ไซยาโนแบคทีเรียปรากฏที่จะยับยั้งโดยการเปลี่ยนแปลงในความเค็ม(ฮาร์ท et al. 1991) แต่อาจปรับให้เข้ากับการเพิ่มขึ้นอย่างค่อยเป็นค่อยไป ชนิดของ Anabaena ได้รับพบว่าacclimatise เพื่อความเค็มของ 7000 มก. L-1 หลังจากที่หลายวัน 'เปิดรับ. (ฮาร์ท et al, 1991;. Winder และเฉิง 1995) ความสัมพันธ์ระหว่างความเค็มและแบคทีเรียเฉพาะกระบวนการที่ได้รับการตรวจสอบแม้จะไม่ได้อย่างกว้างขวางการตรึงไนโตรเจนและไนตริฟิเคเป็นที่รู้จักกันจะเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่มีความแตกต่างกันอย่างแพร่หลายในระดับเกลือ ไนโตรเจนตรึงโดย planktonic สิ่งมีชีวิตโดยทั่วไปมากขึ้นในน้ำจืดกว่าในระบบทางทะเล แต่ได้รับภายในระบบนิเวศอัตราการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปจะถูกควบคุมโดยสถานะของสารอาหารและไม่เค็ม(Howarth et al. 1988) มีปรากฏเป็นความแตกต่างในอัตราการไม่มีการตรึงไนโตรเจนจากชุมชนหน้าดินด้วยความเคารพต่อความเค็มที่แตกต่างกัน อย่างไรก็ตามไนตริและไนโตรเจนตรึงชุมชนเป็นที่รู้จักกันอย่างมีนัยสำคัญแตกต่างกันไปทั่วเช่นระบบ(Affourtit et al, 2001;. เดอบี้ et al, 2001). เฉพาะการเชื่อมโยงระหว่างโครงสร้างและหน้าที่ของไนตริและตรึงไนโตรเจนมีชีวิตที่ยังไม่ได้รับการทำ. ความแตกต่างที่สำคัญระหว่างน้ำจืดและทะเลระบบกระบวนการย่อยสลายแบบไม่ใช้ออกซิเจนในของคาร์บอน ในระบบทางทะเลและน้ำเค็มซัลเฟตลดลงเป็นขั้นตอนที่สำคัญในขณะที่ methanogenesis ปกครองสดในระบบ (อัลคาโปนและ KIENE 1988) ความแตกต่างนี้เป็นแรงผลักดันจากการปรากฏตัวของไอออนซัลเฟตในน้ำทะเลกระตุ้นแบคทีเรียซัลเฟตลดซึ่งจะสามารถที่จะออกจากการแข่งขันmethanogens สำหรับพื้นผิว (Widdel 1988). ทางทะเลและน้ำจืดชนิดซัลเฟตลดเชื้อแบคทีเรียและ methanogens เป็นที่รู้จักกัน อยู่ (Postgate 1984; Oremland 1988). Denitrification เกิดขึ้นในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด แต่จะได้รับการชี้ให้เห็นว่าในแง่ทั่วไปช่วงของอัตราของdenitrification ในระบบทางทะเลที่ยิ่งใหญ่กว่าในระบบน้ำจืด(Seitzinger 1988) อัตรา Denitrification มีแนวโน้มที่จะถูก จำกัด โดยความเข้มข้นของไนเตรตและความเค็มโดยตัวเองไม่อาจจะเป็นปัจจัยพื้นฐานในการควบคุมไนเตรตลด ศึกษาในระดับโมเลกุลได้รับการดำเนินการในDenitrifying แบคทีเรียจากน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล(Braker et al, 1998;. Bothe et al, 2000;. Scala และ Kerkhoff 2000) อย่างไรก็ตามยังไม่มีการเปรียบเทียบที่กว้างขวางข้ามระบบของประชากร Denitrifying ได้รับการทำ. การศึกษาเกี่ยวกับแม่น้ำและอ้อยยังคงให้ประโยชน์ข้อมูลเชิงลึกที่เป็นวิธีการที่ประชากรแบคทีเรียเปลี่ยนข้ามเกลือไล่ระดับสี ไม่ว่าจะเป็นการเปรียบเทียบดังกล่าวได้อย่างง่ายดายสามารถถ่ายโอนไปยังระบบนิเวศน้ำจืดที่ได้รับในระยะยาวการเพิ่มขึ้นของความเค็มยังคงที่จะทดสอบ. สาหร่ายมีเพียงข้อมูลที่กระจัดกระจายอยู่กับความไวและความอดทนของสาหร่ายน้ำจืด; แต่ส่วนใหญ่ของแท็กซ่าไม่ปรากฏที่จะทนความเค็มที่เพิ่มขึ้น (ฮาร์ท et al. 1991; เบลีย์และเจมส์ 2000 นีลเซ่นและโจร 2000. Clunie et al, 2002). ส่วนใหญ่ของสาหร่ายจะไม่ปรากฏที่จะทนต่อความเค็มในส่วนที่เกินจาก 10,000 มก. L-1 (เบลีย์และเจมส์ 2000) สนามการสังเกตการณ์ระบุว่าการเพิ่มความเค็มไดอะตอมลดลงทั้งในความอุดมสมบูรณ์และความมั่งคั่ง(Blinn 1993; Blinn และเบลีย์ 2001) น้ำท่วมทดลองของตะกอนได้ชี้ให้เห็นว่าแพลงก์ตอนพืชบางอย่างเกิดขึ้นในที่สำคัญตัวเลขเมื่อสัมผัสกับน้ำน้ำเกลือแต่ความหลากหลายเป็นที่ลดลง (สกินเนอร์ et al, 2001;.. แอลโบว์ลิ่ง, unpubl ข้อมูล). บางสาหร่ายเซลล์เดียวเช่น Dunaliella salina ผลิตซีสต์ที่ช่วยให้พักผ่อนพวกเขาจะอยู่รอดความเค็มสูง. สายพันธุ์เช่น D. salina ยังผ่านทางสัณฐานวิทยาและการเปลี่ยนแปลงทางสรีรวิทยาที่ช่วยให้พวกเขาเพื่อความอยู่รอดผ่านความหลากหลายของความเค็ม(Borowitska 1981; บร็อค 1986). พืชน้ำโดยทั่วไปน้ำจืดพืชน้ำจะไม่อดทนของที่เพิ่มขึ้นความเค็ม ส่วนใหญ่ของข้อมูลเกี่ยวกับการตอบสนองของพืชน้ำความเค็มที่เพิ่มขึ้นมาจากสนามสังเกต ขีด จำกัด บนของความเค็มทนโดยส่วนใหญ่น้ำจืดพืชน้ำที่ดูเหมือนจะเป็น4,000 มก. L-1 ดังกล่าวข้างต้นนี้ halophytes ไม่เช่น Myriophyllum จะถูกแทนที่ด้วยสายพันธุ์halophytic ใจกว้างมากขึ้นเช่นเอสพีพี Ruppia และเอสพีพี Lepilaena ซึ่งได้รับการบันทึกไว้ในความเค็มหลายเท่าของน้ำทะเล (บร็อค 1981, 1985, 1986)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ควบคุมความเข้มข้นของเกลือภายในได้ดี สามารถปรับตัวให้เข้ากับช่วงกว้างของระดับความเค็ม ( euryhaline เตอร์

) ส่วนผู้ที่ยากจน และควบคุมไม่ได้ จำกัด เพียงช่วงแคบ
ของความเค็ม ( ควบคุม stenohaline ) พืชทนเค็ม
( halophytes ) มักจะชอบน้ำกร่อย หรือน้ำเค็ม
เงื่อนไขมากกว่าน้ำจืด ในขณะที่น้ำจืดส่วนใหญ่
พืช ( ไม่ halophytes ) อย่าทนเพิ่มความเข้มข้นเกลือ
.
การเปลี่ยนแปลงความเค็มมีผลต่อสิ่งมีชีวิตโดยตรงหรือโดยอ้อมในน้ำจืด
. พิษเป็นผลของการทำให้เกิดการเปลี่ยนแปลงทางสรีรวิทยา
ความเค็มส่งผลให้ขาดทุน ( หรือ
ได้รับ ) ของสปีชีส์ การเปลี่ยนแปลงทางอ้อมสามารถเกิดขึ้นที่เพิ่มความเค็มปรับเปลี่ยนโครงสร้างและหน้าที่ของชุมชน

โดยลบ ( หรือเพิ่ม ) และที่ให้ที่หลบภัย , อาหารหรือ
ปรับเปลี่ยนแรงดันการปล้นสะดม ปัจจัยอื่น ๆเช่น
น้ำเข้าสู่ระบบหรือการสูญเสียถิ่นที่อยู่อาศัยอาจโต้ตอบกับความเค็มหรือ
มีผลกระทบมากขึ้นทันทีในความร่ำรวยของชนิด ( ส่วน
1979 ; froend et al . 1987 ; เบลีย์ และ เจมส์ ปี 2000 clunie
et al . 2002 ) .
มากกว่าที่ผ่านมา 12 ปี หลายความคิดเห็นเกี่ยวกับผลกระทบของ
ความเค็มในระบบนิเวศน้ำจืดได้เน้น
จำนวนเล็กน้อยของข้อมูล เหมาะสําหรับทํารายงานการคาดการณ์ในสิ่งที่ชุมชนน้ำ

ในอนาคตจะมีลักษณะเหมือนเพิ่มความเค็ม ( ฮาร์ท et al . 1991 ; metzeling et al .
1995 ; gutteridge กินส์ , เดวีและ Pty Ltd . 2542 ; Bailey
และเจมส์และ 2000 Nielsen hillman ปี 2000 clunie et al .
2002 ) ในการตรวจสอบนี้เพิ่มความเค็มจากน้อยกว่า 500
มก. แอล– 1 ถึง 10000 มก. แอล– 1 เหนือเป็นสำคัญ นี่คือ
ช่วงส่วนใหญ่ของระดับความเค็มที่แม่น้ำและชายเลนน้ำจืด
ออสเตรเลียอาจพบในอีก 50 ปี
พัลส์ของระดับความเค็มที่สูงขึ้นยังมีแนวโน้มที่จะพบในแม่น้ำและชายเลน
บางบางระดับที่สูงขึ้นของความเค็ม
อาจมีประสบการณ์ที่พวกเขาระเหยและแห้งออก .
นิเวศวิทยาของความเค็มมีแนวโน้มที่จะพบภายใน
ช่วงนี้ ( ฮาร์ท et al . 1991 ) โครงสร้างและหน้าที่ชุมชน

จุลินทรีย์แบคทีเรียมีบทบาทสำคัญในคาร์บอนและธาตุอาหาร .
ความเข้าใจของเราว่า microbially ผ่านกระบวนการที่มีการเปลี่ยนแปลงความเค็ม
เปลี่ยนได้มาจากการเปรียบเทียบระบบนิเวศ
ข้ามซึ่งในอัตราของกระบวนการต่างๆ
วัดได้ในน้ำจืด ,น้ำเค็ม
ทางทะเลและสภาพแวดล้อม , hypersaline . โดยทั่วไปน้อยกว่า
วิธีการได้รับการตรวจสอบประชากรแบคทีเรียตาม
ความเค็มลาดภายในแม่น้ำเช่นที่พวกเขาได้รับการเปลี่ยนแปลงจากน้ำจืดน้ำกร่อยที่อ้อย
เพื่อ . ความเข้าใจของ
ฟังก์ชันโครงสร้างและความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ ช่วงนี้

มีความพร้อมของโมเลกุลขั้นสูงดีเอ็นเอวิธีการระบุตัวตนและความหลากหลายของ
จุลินทรีย์ และเทคนิคในการประมาณการใน situ แบคทีเรีย
การผลิต ( การเจริญเติบโต ) หรือการสลาย
ความจุของจุลินทรีย์ โดยทั่วไปการผลิตแอโรบิกแบคทีเรียแบบน้ำต่าง ๆในระบบนิเวศ
ถูกพบเป็นวงกว้าง
ทาย ไม่สอดคล้องกับความแตกต่างที่มีอยู่ระหว่าง

ผลของความเค็มต่อระบบนิเวศน้ำจืดในออสเตรเลียออสเตรเลีย


มีวารสารพฤกษศาสตร์ทางทะเลและน้ำจืดระบบ ( โคล et al . 1988 ) ที่
ความแตกต่างเกิดขึ้น ปัจจัยต่างๆ เช่น คาร์บอนและธาตุอาหารและอุณหภูมิ
ข้อมูลสำคัญในการควบคุมการผลิต
กว่าความเค็ม ฟินด์เลย์ และคณะ 1991 ) ในทำนองเดียวกัน งานอดิเรก ( 1988 )
สรุปได้ว่า ถึงแม้ว่าทะเลและน้ำจืดจุลินทรีย์
มีวิธีการทางสรีรวิทยาที่แตกต่างกันสำหรับการอดทนความเข้มข้นเกลือ
สูง , นิเวศวิทยาทางทะเลและน้ำจืด
จุลินทรีย์เป็นสิ่งที่แทบจะเหมือนกัน เช่น มีการสันนิษฐานว่า กระบวนการของสายพันธุ์แทน

salinised น้ำจืดจะเกิดขึ้นในระบบที่เพิ่มขึ้น salinisation ของระบบนิเวศน้ำจืดก็จะเลือก

สำหรับใหม่ลักษณะทางสรีรวิทยาที่สามารถอดทนให้ระดับเกลือ
แต่ครอบครองเดียวกันความสามารถในการเผาผลาญ ( ฮาร์ท et al .

เทคนิคดีเอ็นเอโมเลกุล 1991 ) ได้สร้างความแตกต่างที่แตกต่างกัน
เกิดขึ้นในวิวัฒนาการการแต่งหน้าของประชากรจุลินทรีย์ในระบบนิเวศทางทะเลและน้ำจืด

( และเก่า ซวาร์ต 1998 ; Crump et al . 1999 ) เมื่อเร็ว ๆนี้พบ
ที่เปลี่ยนแปลงในองค์ประกอบของจุลินทรีย์เกิดขึ้นตามสด
กร่อยไล่สีระบบแม่น้ำ / น้ำเค็ม ( โบเวียร์และ
del Giorgio 2002 ) กิจกรรมการสลายของสิ่งมีชีวิตขนาดเล็กมากในน้ำ แบคทีเรีย
ยังเป็นที่รู้จักกันในพื้นที่และเวลาที่แตกต่างกันไปตามแม่น้ำ /
( Schultz , ลาด และ ducklow 2000 ; del Giorgio และ
โบเวียร์ 2002 ) ในการศึกษาหลัง ความเค็มเป็นสำคัญ
ปัจจัยในการแยกชุมชนแบคทีเรีย .
ข้อมูลโปร่งในการตอบสนองต่อความเค็มของไซยาโนแบคทีเรีย
แสดงว่าสมาชิกบางคนของกลุ่มนี้เกิดขึ้น
ที่ความเค็มมากกว่าที่น้ำทะเล ( > 35 , 000 มก. แอล– 1 ) .
น้ำจืดไซยาโนแบคทีเรียที่ปรากฏจะถูกยับยั้งโดย
การเปลี่ยนแปลงความเค็ม ( ฮาร์ท et al . 1991 ) แต่อาจจะปรับให้เข้ากับ
เพิ่มขึ้นอย่างค่อยเป็นค่อยไป ชนิดของสาหร่าย Anabaena มีการพบ
acclimatise ให้ความเค็ม 7000 มก. แอล– 1 หลังจากหลายวัน
แสง ( ฮาร์ท et al . 1991 ; หมุนและเฉิง 1995 ) .
ความสัมพันธ์ระหว่างความเค็มและกระบวนการแบคทีเรีย
ที่เฉพาะเจาะจงได้รับการตรวจ แม้ว่าจะไม่ได้อย่างกว้างขวาง .
การตรึงไนโตรเจนและปริมาณเป็นที่รู้จักกันจะเกิดขึ้นในสภาพแวดล้อมที่แตกต่างกันอย่างกว้างขวาง
กับระดับเกลือ ไนโตรเจน
การตรึงเอาน่ะสิ่งมีชีวิตโดยทั่วไปมากขึ้นในระบบทางทะเลน้ำจืดมากกว่า

; แต่ภายในให้ระบบนิเวศ , อัตราการตรึงไนโตรเจนโดยทั่วไปคือ
ควบคุมโดยสถานะธาตุอาหารและความเค็ม ( โฮวาร์ต et al .
1988 ) ดูเหมือนว่าจะมีความแตกต่างในอัตรา
การตรึงไนโตรเจนโดยชุมชนสัตว์ด้วยความเคารพ
ความเค็มที่แตกต่างกัน อย่างไรก็ตามต่อชุมชนและแก้ไข
ไนโตรเจนเป็นที่รู้จักกันจะแตกต่างกันอย่างมากในระบบเช่น
( affourtit et al . 2001 ; เดอ Bie et al . 2001 ) ความสัมพันธ์ระหว่างโครงสร้างและการทำงานของเฉพาะ

แก้ไขไนโตรเจนต่อสิ่งมีชีวิตและไม่เกิดขึ้น .
ความแตกต่างหลักระหว่างน้ำจืดและทะเล
ระบบกระบวนการในการย่อยสลายของ
ถังคาร์บอนน้ำเค็มในทะเลและซัลเฟตรีดักชันเป็นระบบ
ขั้นตอนหลัก ในขณะที่ช้าอยู่ในระบบใหม่

( คาโปลกับ kiene 1988 ) ความแตกต่างนี้เป็นแรงผลักดัน
โดยการแสดงตนของในน้ำทะเลกระตุ้น
ซัลเฟตไอออนลดแบคทีเรียซัลเฟต ซึ่งจะสามารถออกไปแข่งขันสร้างมีเทนสำหรับพื้นผิว (
widdel 1988 ) .
ทางทะเลและน้ำจืดชนิดลดเชื้อแบคทีเรีย
ซัลเฟตเมทาโนเจนและเป็นที่รู้จักกันเพื่อให้อยู่ ( โพสต์เกต 1984 ;
oremland 1988 ) .
ดีไนตริฟิเคชันเกิดขึ้นในระบบนิเวศทางน้ำทั้งหมด อย่างไรก็ตาม
จะได้รับการชี้ให้เห็นว่าในแง่ทั่วไปช่วงราคาของน้ำในระบบทางทะเล

ระบบมากกว่าในน้ำจืด ( seitzinger 1988 ) อัตราดีไนตริฟิเคชัน
มักจะถูกจำกัดด้วยปริมาณไนเตรทและความเค็มโดย
เองอาจไม่สามารถควบคุมปัจจัยในการลดไนเตรท เป็นต้น

การสร้างแบบจำลองโมเลกุลได้ดําเนินการใน
แบคทีเรียดีไนตริฟายอิงจากน้ำจืดและระบบนิเวศทางทะเล
( เบรกเกอร์ et al . 1998 ; bothe et al . 2000 และ สกาล่า kerkhoff
2000 ) อย่างไรก็ตาม ไม่กว้างขวางข้ามระบบเปรียบเทียบ

ดีไนตริฟายอิงประชากรได้ทําการ ศึกษาในแม่น้ำหนองบึงและยังคงให้ประโยชน์
ข้อมูลเชิงลึกว่าประชากรแบคทีเรียเปลี่ยนข้ามไล่เกลือ

ว่า การเปรียบเทียบดังกล่าวสามารถพร้อมที่จะโอนไปยังระบบนิเวศน้ำจืดที่ผ่าน

เพิ่มความเค็มระยะยาวยังคงถูกทดสอบ สาหร่าย

มีเพียงข้อมูลเบาบางในความไวและ
ความอดทนของสาหร่ายน้ำจืด ; อย่างไรก็ตาม , ส่วนใหญ่ของซ่า
ไม่ดูเหมือนจะใจกว้างของการเพิ่มความเค็ม ( ฮาร์ท et al .
1991 ; เบลีย์ และ เจมส์ นีลเซ่น และ ฮิลแมน 2000 2000 ; ;
clunie et al . 2002 ) .
ส่วนใหญ่ของสาหร่ายไม่ปรากฏให้ทนต่อความเค็มเกินกว่า 10000 mg L
- 1 ( เบลี่ย์ และ เจมส์ ปี 2000 ) สังเกตพบว่า เมื่อเพิ่มเขตข้อมูล

ลดความเค็มของไดอะตอมในความอุดมสมบูรณ์และความมั่งคั่ง ( บลิน 1993 ; บลิน
และ Bailey 2001 )น้ำท่วมวัดตะกอนได้
แนะนำว่าบางตอนออกมาในตัวเลขมาก
เมื่อสัมผัสกับน้ำเกลือ แต่ความหลากหลายนั้น
ลดลง ( สกินเนอร์ et al . 2001 . โบว์ลิ่ง unpubl . ข้อมูล สาหร่ายเซลล์เดียว
บางอย่างเช่น Dunaliella salina ผลิต
พักผ่อนซีสต์ที่อนุญาตให้พวกเขาเพื่อความอยู่รอดความเค็มสูง ชนิด เช่น D . salina

ยังผ่านทางการเปลี่ยนแปลงทางสรีรวิทยาที่อนุญาตให้พวกเขาที่จะอยู่รอดในช่วงกว้างของระดับความเค็ม (
borowitska 1981 ; บร็อค 1986 )

พืชน้ำในทั่วไป , พืชน้ำจืดไม่ได้ใจกว้างของ
เพิ่มความเค็ม ส่วนใหญ่ของข้อมูลในการตอบสนองของ
พืชน้ำเพื่อเพิ่มความเค็มที่มาจากสนาม
ข้อสังเกต ขีด จำกัด บนของความเค็มโดยส่วนใหญ่
ยอมรับพืชน้ำจืดที่ดูเหมือนจะเป็น 4000 มก. แอล– 1 ข้างบน
นี้ ไม่ halophytes เช่น myriophyllum แทน
ชนิด halophytic ใจกว้างมากขึ้น เช่น ruppia spp . และ
lepilaena spp . ซึ่งได้รับการบันทึกในเวลาที่น้ำทะเลความเค็มหลาย
( บร็อค 1981 , 1985 , 1986 )