اخبار و اعلانات

 آمار

تعداد نشریات43
تعداد شماره‌ها1,719
تعداد مقالات14,064
تعداد مشاهده مقاله34,071,977
تعداد دریافت فایل اصل مقاله13,643,462
پورحیدر خشکرودی, بهرام, جعفری, ناصر, نقی‌نژاد, علیرضا. (1393). شناسایی و اکولوژی دیاتومه‌های اپیلیتک رودخانه بابلرود. , 6(19), 43-56.
بهرام پورحیدر خشکرودی; ناصر جعفری; علیرضا نقی‌نژاد. "شناسایی و اکولوژی دیاتومه‌های اپیلیتک رودخانه بابلرود". , 6, 19, 1393, 43-56.
پورحیدر خشکرودی, بهرام, جعفری, ناصر, نقی‌نژاد, علیرضا. (1393). 'شناسایی و اکولوژی دیاتومه‌های اپیلیتک رودخانه بابلرود', , 6(19), pp. 43-56.
پورحیدر خشکرودی, بهرام, جعفری, ناصر, نقی‌نژاد, علیرضا. شناسایی و اکولوژی دیاتومه‌های اپیلیتک رودخانه بابلرود. , 1393; 6(19): 43-56.

شناسایی و اکولوژی دیاتومه‌های اپیلیتک رودخانه بابلرود

علوم زیستی گیاهی
مقاله 5، دوره 6، شماره 19، فروردین 1393، صفحه 43-56    اصل مقاله (563.99 K)
نویسندگان
بهرام پورحیدر خشکرودی* ؛ ناصر جعفری؛ علیرضا نقی‌نژاد
گروه زیست‌شناسی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه مازندران، بابلسر، ایران
چکیده
دیاتومه‌های اپی‌لیتون گروهی از جلبک‌های شاخه Bacillariophyta هستند که بر سطح سنگ‌ها و سطوح سخت رشد می‌کنند. در پژوهش حاضر، شناسایی و تغییر جمعیت فلور دیاتومه‌های رودخانه بابلرود بررسی شد. نمونه‌برداری از خرداد 1390 تا شهریور‌ماه 1391، هر 30 روز یک بار در پنج ایستگاه انجام گرفت و همراه با آن عوامل فیزیکی و شیمیایی نظیر: درجه حرارت، اسیدیته، نیترات و فسفات و هدایت الکتریکی اندازه‌گیری شد. نمونه‌ها با روش Patrick و Reimer (1966) آماده شدند. از 72 گونه گزارش شده 33 گونه (46 درصد) انتشار گسترده‌ای در همه نمونه‌ها داشتند. اغلب گونه‌ها متعلق به جنس‌های Navicula (12)، Nitzschia (9)، Achnanthes (9)، Cymbella (8) و Gomphonema (6) بودند. تنوع گونه‌ای دیاتومه‌ها از بالادست به سمت پایین دست رودخانه کاهش یافته است که نشان دهنده افزایش آلودگی آب است. همچنین، تأثیر تغییرات عوامل محیطی مانند هدایت الکتریکی، اسیدیته، درجه حرارت، نیترات و فسفات در پراکنش گونه‌های دیاتومه بررسی شد. در قسمت‌های بسیار آلوده رودخانه بابلرود گونه‌هایی نظیر: Gomphonema olivaceum، Navicula pupula، Nitzschia flexa و Pinnularia major مشاهده شدند، در صورتی که در قسمت‌هایی با آلودگی نسبتاً کم گونه‌های: Achnanthes clevei، Achnanthes deflexa، Cymbella affinis و Fragilaria virescens حضور بیشتری داشتند. بنابراین، این نتیجه حاصل شد که می‌توان از دیاتومه‌ها به عنوان شاخص‌های کمّی از شرایط زیست محیطی در اکوسیستم‌های رودخانه‌ای استفاده نمود.
کلیدواژه‌ها
آلودگی آب؛ تنوع گونه‌ای؛ دیاتومه‌ها؛ رودخانه بابلرود؛ شاخص تروفیک؛ شاخص ساپروبیتی
اصل مقاله

 

شناخت و بررسی کمّی و کیفی منابع آبی از ارکان مهم و اساسی توسعه پایدار است. مطالعه رودخانه‌ها و نهرها بسیار مهم بوده، نه تنها در تشخیص سلامت اکوسیستم‌های رودخانه‌ای مؤثر است بلکه می‌تواند نشان‌دهنده فشارهای وارده از محیط اطراف باشد .(Sioli, 1975) مطالعه آب‌ها و شناسایی آلودگی رودها تنها با روش‌های رایج سنجش شاخص‌های فیزیکوشیمیایی آب کافی نیست زیرا فقط اطلاعاتی را در زمان نمونه‌برداری به ما می‌دهد (Esmaili Sari, 2002). روش‌های سنتی بررسی منابع آب به طور کامل قادر به بیان کیفیت و وضعیت محیط آبی نیست، به همین دلیل ارزیابی زیستی با استفاده از موجودات زنده و به ویژه کفزی‌ها شاخص بهتری از محیط آبی است .(Spellman and Drinan, 2002) منبع اصلی جلبک‌ها منابع آبی طبیعی است که پژوهش‌های متعددی برای شناسایی تنوع جلبک‌های آنها انجام شده است. بررسی تنوع گونه‌ای جلبک‌های بومی منطقه و ارزیابی پتانسیل پرورش انبوه، ارزش غذایی و یافتن کاربرد آنها می‌تواند بنیادی‌ترین تحقیق در آغاز صنعتی‌سازی پرورش و استفاده از جلبک‌ها باشد. بر اساس بررسی‌های انجام شده، آب‌های داخلی منابع بسیار مهم و سرشار انواع جلبک‌ها هستند (Asal Pishe et al., 2012). پتانسیل ارگانیسم‌های آب شیرین، نسبت به تغییرات شرایط محیطی در آب‌های آلوده و غیر آلوده متفاوت است (Liebmann, 1962). استفاده از جلبک‌های میکروسکوپی به عنوان نشانگر زیستی نخستین بار توسط Patrick و Reimer (1966) مطرح شد. دیاتومه‌ها از معرف‌های شرایط محیطی هستند و می‌توانند به طور موفقیت‌آمیزی در روشن کردن وضعیت شرایط زیست محیطی مورد استفاده قرار گیرند. دیاتومه‌ها جمعیت‌های مطلوبی برای مشخص کردن کیفیت آب به شمار می‌آیند (Atici et al., 2008). در بسیاری از مطالعات با استفاده از جمعیت‌های دیاتومه‌ای اپی‌لیت، کیفیت آب‌های جاری ارزیابی شده است، بدین صورت که با ارزیابی ترکیب گونه‌ای، رابطه آن را با کیفیت آب سنجیده‌اند (Bate et al., 2004؛ (Donald, 2006. سنجش شرایط زیست‌محیطی می تواند بر اساس مطالعه گونه‌ای خاص (Juttner et al., 1996) یا بررسی گروهی از گونه‌های معرف (Kelly and Whitton, 1995) یا بررسی تمامی گونه‌های دیاتومه‌ای داخل آب صورت گیرد (Lowe and Pan, 1996).

با توجه به اهمیت مطالعات هیدروبیولوژیک در رودخانه‌های کشور و عدم وجود اطلاعات جامع در مورد دیاتومه‌های رودخانه بابلرود، شناسایی و بررسی تنوع، تراکم و فلور دیاتومه‌ها با تأکید بر شاخص‌های بوم‌شناختی ضروری است. هدف اصلی پژوهش حاضر بررسی تغییرات دیاتومه‌های اپی‌لیتون با توجه به نوسانات غلظت آلاینده‌ها، درجه حرارت آب و اسیدیته آن از بالادست تا مصب رودخانه در بابلسر است.

 

مواد و روش‌ها

رودخانه بابلرود از رودخانه‌های اصلی حوزه آبریز دریای مازندران است که از شمال به دریای مازندران، از شرق به حوزه رودخانه تالار، از جنوب به دامنه شمالی سلسله کوه‌های البرز (قله دماوند) و از غرب به حوزه آبریز رودخانه هراز محدود می‌گردد. وسعت حوزه آبریز 185 کیلومتر مربع و نوع رودخانه دایمی است. طول رودخانه 83 کیلومتر، عرض رودخانه حداقل 70 متر و حداکثر120 متر، شیب متوسط رودخانه 4/2 درصد، میانگین آب‌دهی سالانه 233 میلیون متر مکعب، نوع بستر رودخانه از سرچشمه تا مصب رودخانه شن و ماسه، وضعیت ظاهری آب رودخانه در بیشتر مناطق گل‌آلود، بیشترین میزان رسوب‌گذاری در دهانه و مصب رودخانه است. مصب رودخانه تا حدودی عریض و دارای عمق مناسب برای رفت و آمد شناورهای صیادی است. دسترسی به مصب از طریق اسکله بندر بابلسر و جاده ساحلی امکان‌پذیر است. درختان از جمله موانع طبیعی موجود در رودخانه و رستوران‌های دریایی، آلاچیق، دکه‌های تفریحی، پل‌های احداث شده از موانع مصنوعی به شمار می‌روند.

برای نمونه‌برداری از دیاتومه‌های اپی‌لیتون در هر ایستگاه در عرض رودخانه سه سنگ انتخاب و از آنها نمونه‌برداری صورت گرفت. سنگ‌ها از آب خارج و سطح مجاور سنگ با آب، توسط کاردک (یا بُرس، یا مسواک، یا تیغ) تراشیده شد و به ظرف نمونه‌برداری منتقل شد، نمونه‌برداری از سطحی معادل 16 سانتی‌متر مربع در 3 تکرار انجام شد. نمونه‌ها در محل توسط فرمالین 4 درصد تثبیت شدند (Salmoni, 2006). نمونه‌برداری‌ها در پنج ایستگاه متفاوت (جدول 1 و شکل 1) به صورت ماهیانه (دهه دوم هر ماه) از فروردین‌ماه 1391 تا شهریور‌ماه 1391 انجام شد. همزمان با آن یک لیتر آب برای آزمایشات شیمیایی جمع‌آوری شد. دمای آب، طول و عرض جغرافیایی و ارتفاع ایستگاه‌ها توسط دستگاه GPS اندازه‌گیری شد.

 

 

جدول 1- موقعیت جغرافیایی ایستگاه‌های نمونه‌برداری

ایستگاه

نام محل نمونه‌برداری

ارتفاع (متر)

طول و عرض جغرافیایی

1

اسکله لنج‌ها

22-

'478/42 º36 N ,'091/39 º052E

2

علی آباد

16-

'396/40 º36, N'580/38 º052E

3

پایین درزی نقیب

9-

'729/37 º36, N '547/37 º052E

4

میدان مادر بابل

4-

'001/33 º36, N '678/39 º052E

5

پل محمد حسن خان بابل

0

'493/31 º36, N'845/39 º052E

 

 

برای آماده کردن دیاتومه‌ها از روش Patrick و Reimer (1966) استفاده شد. نمونه‌ها با مخلوط 10 میلی‌لیتر آب اکسیژنه و 10 میلی‌لیتر کلریدریک اسید به مدت 30 دقیقه در زیر هود جوشانده شدند. سپس دو بار با آب مقطر به مدت 15 دقیقه در g 1500 سانتریفیوژ شدند. تشخیص و شناسایی دیاتومه‌ها با استفاده از کلیدهای شناسایی موجود در این زمینه انجام شد Hustedt, 1930)؛ Patrick and Reimer, 1966؛ (Cox, 1996. شمارش دیاتومه‌ها با استفاده از میکروسکوپ اینورت و روش شمارش قطره‌ای (Lackey, 1938) انجام شد. سپس تعداد کل جلبک‌ها در 1 میلی‌لیتر آب از رابطه 1 محاسبه گردید:

رابطه 1:                                     T=(N.S1)/(S2.n.V)

T = تعداد جلبک‌ها در هر میلی‌لیتر، N = تعداد کل جلبک‌ها شمارش شده در تمام نقاط، S1 = مساحت لامل، S2 = مساحت میدان دید میکروسکوپ در عدسی شیئی مورد نظر، n = تعداد نقاط شمارش شده در زیر میکروسکوپ، V = حجم نمونه زیر میکروسکوپ که در این مطالعه برابر 05/0 میلی‌لیتر است.

شاخص‌های زیستی

در پژوهش حاضر، از شاخص تنوع گونه‌ای شانون-وینر (رابطه 2) (Shannon and Wiener, 1963)، شاخص تنوع گونه‌ای سیمپسون (رابطه 3) (Simpson, 1949)، شاخص غنای گونه‌ای مارگالف (رابطه 4) (Margalef, 1958) و شاخص تروفیکی دیاتومه‌ای مبتنی بر جنس GDI_T و GDI_S (رابطه 5) (Van Dam et al., 1994) برای بررسی‌های بوم‌شناسی و میزان آلودگی استفاده شد:

رابطه 2:                                        

S= تعداد گونه مورد بررسی، Pi = فراوانی نسبی هر گونه.

رابطه 3:                                       

ni= تعداد افراد هر گونه، N= تعداد کل افراد گونه‌ها.

رابطه 4:                                        m=(S-1)/(Ln(N))

N = تعداد کل افراد گونه‌ها و S = تعداد گونه‌های شمارش شده.

رابطه 5:                                                  DI=ΣSi/ΣTi

Si=ni/N

ni= تعداد افراد هر جنس حساس، N = تعداد کل افراد جنس و Si = فراوانی نسبی هر جنس حساس.

Ti=ni/N

ni = تعداد افراد هر جنس مقاوم، N= تعداد کل افراد جنس و Ti = فراوانی نسبی هر جنس مقاوم.

برای بررسی ارتباط شاخص‌های زیستی و غیر زیستی با یکدیگر و مقایسه آماری، از آزمون اختلاف میانگین ANOVA، ضریب همبستگی پیرسون و از نرم‌افزارهای PAST، SPSS نسخه 16 و STATISTICA نسخه 7 استفاده شد.

 

نتایج

در این پژوهش، در مجموع 72 گونه دیاتومه متعلق به 20 جنس شناسایی شد (جدول 2). جنس‌های Navicula، Nitzschia، Achnanthes، Cymbella و Gomphonema به ترتیب با داشتن 12، 9، 9، 8 و 6 گونه از تنوع زیادی در طول رودخانه برخوردار بودند. جنس‌های Cocconeis، Diatoma، Pinnularia، Fragilaria، Surirella و Amphora به ترتیب با داشتن 5، 4، 3، 2 و 2 گونه حضور بیشتری در ایستگاه‌های مختلف نسبت به جنس‌های دیگر داشتند. جنس Navicula با 9/37 درصد و Nitzschia با 7/22 درصد بیشترین فراوانی را در مقایسه با سایر دیاتومه‌ها داشتند.

دامنه نوسانات درجه حرارت در طول رودخانه بابلرود بین 6/8±17/22 و 2/6±67/25 درجه سانتیگراد متغیر بود که حداکثر آن در پایین‌دست رودخانه (ایستگاه 2) و حداقل آن در بالادست رودخانه (ایستگاه 5) مشاهده شد. میزان نیترات و فسفات از بالادست رودخانه به سمت پایین دست رودخانه افزایش داشت. بیشترین غلظت نیترات (mg/l 61/0±03/2) در ایستگاه 2 و کمترین میزان آن (mg/l 52/0±83/0) در ایستگاه 4 (بالادست رودخانه) مشاهده شد. بالاترین غلظت فسفات (mg/l 11/0±34/0) در پایین دست رودخانه (ایستگاه 1) و حداقل میزان آن (mg/l 12/0±27/0) در بالادست (ایستگاه 5) مشاهده شد (پیوست 1). اسیدیته رودخانه بابلرود خنثی تا قلیایی است و به تدریج از بالادست به سمت پایین دست افزایش می‌یابد. حداکثر اسیدیته آب (2/2±07/8) در ایستگاه 1 و کمترین میزان آن (2/1±31/7) در ایستگاه 5 واقع در بالادست رودخانه گزارش شده است. بیشترین میزان هدایت الکتریکی آب (EC) در پایین‌دست رودخانه (µS/cm 98± 918) و کمترین مقدار آن
(µS/cm 85 ±651) در بالادست رودخانه مشاهده شد.

 

 

جدول 2- فهرست دیاتومه‌های شناسایی شده در ایستگاه‌های مختلف رودخانه بابلرود

گونه‌ها / ایستگاه‌های نمونه‌برداری

1

2

3

4

5

 

گونه‌ها / ایستگاه‌های نمونه‌برداری

1

2

3

4

5

Achnanthes clevei Grun

 

 

 

*

*

 

Gomphonema subclavatum Grun.

 

*

*

 

 

Achnanthes deflexa Reim.

 

*

*

 

 

 

Gomphonema tenellum Kutz.

*

*

 

 

 

Achnanthes lanceolata var. dubia Grun.

 

 

*

*

 

 

Gyrosigma sp.

*

*

*

*

*

Achnanthes linearis Smith.

*

 

*

*

 

 

Melosira sp.

 

 

*

*

*

Achnanthes minutissima Kutz.

*

 

 

 

*

 

Navicula capitata peter.

 

 

*

 

 

Achnanthes ovalis var. affinis Kutz.

 

 

*

 

*

 

Navicula gastrum Ehr.

*

*

 

*

 

Achnanthes ovalis var. pediculus Kutz.

 

*

 

 

*

 

Navicula gibbosa Hust.

*

*

 

 

 

Achnanthes pseadowazi Carter.

 

*

*

*

 

 

Navicula insignita Hust.

 

*

*

*

 

Achnanthes sp.

*

*

 

*

*

 

Navicula lanceolata Kutz.

 

 

*

*

*

Amphora ovalis Kutz.

 

*

*

*

*

 

Navicula mutica Kutz.

*

 

*

*

 

Amphora sp.

*

*

 

*

 

 

Navicula pupula Kuetz.

*

*

 

 

 

Cocconeis fluviatilis Wall.

 

 

 

*

*

 

Navicula rhynchocephala Kuetz.

*

 

*

 

 

Cocconeis placentula Ehr.

 

*

 

*

*

 

Navicula salinarum Grun.

*

*

 

 

 

Cocconeis rugosa Sov.

 

 

*

*

*

 

Navicula sp.

*

*

*

*

*

Cocconeis sinuata Greg

 

*

 

*

 

 

Navicula tripunctata Bory

*

 

*

*

 

Cocconeis sp.

*

*

 

*

*

 

Navicula virdula Kutz.

 

 

*

*

*

Cyclotella sp.

*

*

*

*

*

 

Nitzschia acicularis W. Sm.

*

*

 

 

 

Cymatopleura sp.

*

*

*

*

*

 

Nitzschia dissipata Grun.

 

 

*

*

*

Cymbella affinis Kutz

 

 

 

*

*

 

Nitzschia flexa Schum.

*

*

*

 

 

Cymbella angustata Cleve.

 

 

*

 

*

 

Nitzschia recta Hantz exRabe.

 

*

*

 

 

Cymbella cistula Kirch

 

 

*

*

 

 

Nitzschia sigma (Kutz.) Smith.

*

 

 

 

 

Cymbella gibba J. W. Bail

 

 

 

*

*

 

Nitzschia sigmoidea (Ehr.) Smith.

 

*

*

 

 

Cymbella lanceolata Ag

 

 

 

 

 

 

Nitzschia capitellata Hustedt.

*

*

*

*

 

Cymbella minuta (Hilse.) Mann.

 

 

*

*

*

 

Nitzschia sublinearis Hust.

 

 

 

*

*

Cymbella prostrate (Berk.) cl

 

 

*

*

 

 

Nitzschia vermicularis Grun.

 

*

 

 

 

Cymbella tumida (Breb.) V. H.

*

*

*

*

 

 

Pinnularia brevistriata Cleve

*

*

 

 

 

Diatoma ehrenbergii Kutz

*

*

*

 

 

 

Pinnularia major Kuetz.

*

*

*

 

 

Diatoma mesodon Kutz

*

 

 

*

*

 

Pinnularia sp.

 

 

 

*

*

Diatoma vulgare var. breve Grun

*

*

 

*

 

 

Rhoicosphenia sp.

*

*

*

*

*

Diploneis elliptica Schm.

 

 

*

*

*

 

Stephanodiscus sp.

*

*

*

*

*

Fragilaria capucina Desm.

 

 

*

*

*

 

Surirella angustata Kutz.

 

 

*

 

 

Fragilaria virescens Ralfs

 

 

*

*

*

 

Surirella robusta Heur.

 

 

*

*

 

Fragilaria sp.

 

 

*

*

*

 

Surirella sp.

 

*

*

 

 

Gomphonema affine Kutz.

 

 

*

*

 

 

Synedra sp.

*

*

*

*

*

Gomphonema angustatum Rabh.

*

*

*

 

 

 

Synedra ulna (Nitz.)Ehr.

 

*

*

*

 

Gomphonema olivaceum Kutz.

 

 

*

*

*

 

Tabellaria sp.

*

*

 

 

 

 

 

در جدول 3 فهرست جنس‌های حساس، مقاوم تروفیک و ساپروبیت دیاتومه‌های شناسایی شده در پژوهش حاضر نشان داده شده است. شاخص تروفیکی دیاتومه‌ها حداکثر 4/0±17/1 در ایستگاه 1 و حداقل 02/0±04/0 در ایستگاه 5 گزارش شد. شاخص ساپروبیتی از الگوی مشابهی پیروی نموده که حداکثر آن (6/0±36/1) در پایین‌دست و کمترین میزان (09/0±17/0) در ایستگاه بالادست رودخانه مشاهده شد. شاخص تنوع گونه‌ای شانون بین 41/0±75/1 و 52/0±91/1 گزارش شده است که حداقل آن در ایستگاه 1 و حداکثر آن در ایستگاه 4 بود. شاخص تنوع گونه‌ای سیمپسون و شاخص غنای گونه‌ای مارگالف از الگوی تغییرات شاخص شانون-وینر پیروی نموده است (پیوست 1). در بین ایستگاه‌ها بیشترین تراکم دیاتومه‌ها (cell/cm2 182± 1644) در ایستگاه 4 و کمترین آن (cell/cm2 148±1469) در ایستگاه 2 گزارش شده است. در بین ماه‌های نمونه‌برداری به طور میانگین حداکثر تراکم دیاتومه‌ها (cell/cm2 2175) در تیرماه و حداقل آن (cell/cm2 1204) در فروردین‌ماه مشاهده شد (جدول 4). از نظر درصد فراوانی دیاتومه‌ها حداکثر فراوانی (14/9±58/37) در ایستگاه 2 و کمترین آن (11/2±21/9) در ایستگاه 5 واقع در بالادست رودخانه گزارش گردید (پیوست 1).

برخی از جنس‌ها در بعضی ماه‌ها وجود نداشتند، برای نمونه، جنس Gyrosigma در فروردین، Synedra و Diploneis در اردیبهشت و خردادماه و جنس‌های Achnanthes، Amphora، Diatoma و Synedra و در تیر‌ماه مشاهده نشدند. Jamallou و همکاران (2005) در بررسی دیاتومه‌های اپی‌لیتون رودخانه جاجرود و Rasti و همکاران (2008) در مطالعه جوامع پری‌فیتون رودخانه گرگر بیشترین فراوانی جلبک‌های اپی‌لیتون را در ماه‌های گرم سال گزارش نموده‌اند. کمترین فراوانی در این نوع بستر در ماه‌های سرد مشاهده شده که با مشاهدات مطالعه حاضر پیروی می‌کند.

 

 

جدول 3- فهرست جنس‌های حساس و مقاوم ساپروب و تروفیک دیاتومه‌ها GDI_T و GDI_S (Van Dam et al., 1994)

 

شاخص تروفیکی

شاخص ساپروبی

جنس‌های حساس

Achnanthes

Achnanthes

Aulacoseira

Aulacoseira

Cymbella

Cocconeis

Eunotia

Cymbella

Neidium

Eunotia

Pinnularia

Neidium

Stauroneis

Pinnularia

 

Stauroneis

 

Surirella

جنس‌های مقاوم

Amphora

Amphora

Cocconeis

Cyclotella

Diatoma

Diatoma

Nitzschia

Melosira

 

Nitzschia

 

جدول 4- تراکم دیاتومه‌ها در مدت زمان نمونه‌برداری در پنج ایستگاه بررسی شده (cell/cm2)

میانگین

5

4

3

2

1

ماه / ایستگاه

1204

1171

1133

1203

1260

1253

فروردین

1424

1452

1282

1362

1542

1480

اردیبهشت

1433

1376

1385

1393

1538

1474

خرداد

2175

2031

2072

2146

2316

2222

تیر

1748

1698

1717

1677

1841

1806

مرداد

1283

1170

1223

1285

1368

1370

شهریور

1514

1483

1469

1511

1644

1601

میانگین ایستگاه

 


 


بحث

بوم‌شناسان معتقدند که حضور موجودات زنده در یک اکوسیستم اتفاقی نیست و نشان‌دهنده مجموعه شرایط اکولوژی است که باعث رشد، تکثیر و تراکم برخی گونه‌ها و حذف بعضی گونه‌های دیگر می‌شود (Gharibkhani and Tatina, 2009). در پژوهش حاضر، جنس‌های Cymbella، Gomphonema، Navicula و Nitzschia فراوانی بیشتری در ایستگاه‌های مختلف نسبت به سایر جنس‌ها داشتند که در بررسی‌های فلوریستیک انجام شده در سایر رودخانه‌های ایران و دنیا وضعیت مشابهی گزارش شده است. Jamallou و همکاران (2005) در بررسی دیاتومه‌های اپی‌لیتون رودخانه جاجرود جنس‌های Cymbella، Cocconeis، Gomphonema، Navicula و Nitzschiaرا فراوان‌تر از سایر دیاتومه‌ها گزارش داد. Masoudian و همکاران (2009) در مطالعه‌ای مشابه در رودخانه تجن شش جنس: Achnanthes، Cymbella، Diatoma، Gomphonema، Navicula و Nitzschia را فراوان گزارش داد. فراوانی دیاتومه‌ها در ماه‌های فروردین و شهریور از کمتری است که از دلایل آن به غیر از کمتر بودن نور و گرما می‌توان به افزایش دبی آب به دلیل بارندگی بیشتر و همچنین باز بودن سدهای داخل رودخانه، آلودگی گل و لای آب و رقابت سیانوباکترها در این موقع از سال اشاره کرد. از سوی دیگر، حجم جریان آب در تعیین نوع بستر یعنی سنگی، گلی یا دیتریتی بودن نیز بسیار مهم است، تعداد و تراکم فیتوپلانکتون‌ها نیز در این شرایط اغلب تحت تأثیر عوامل فیزیکی است به همین علت ناحیه‌بندی زیستی رودخانه‌ها متفاوت و از الگوی نواحی زیستی خاصی مانند دریاچه‌ها پیروی نمی‌کند (Goldman and Horne, 1983). Rasti و همکاران (2008) وجود پساب‌ها، نور و گرما را علت فراوانی جلبک‌های پری‌فیتون دانسته‌اند.

مشاهدات پژوهش‌های پیشین با نتایج مطالعه حاضر همخوانی دارد. دمای اکوسیستم رودخانه بابلرود به تدریج از بالادست به سمت پایین دست افزایش می‌یابد. با مطالعه ماتریس همبستگی پیرسون (پیوست 2)، بین دما با شاخص تروفیکی (GDI_T) و شاخص ساپروبیتی (GDI_S) ارتباط معنی‌داری (در سطح 01/0>p) وجود دارد. بر اساس نتایج بررسی حاضر، برخی از دیاتومه‌ها نظیر Navicula و Nitzschia نسبت به تغییرات دما مقاوم و بعضی دیگر مانند Cyclotella و Fragilaria نسبت به تغییرات دما حساس بوده، از فراوانی آنها کاسته می‌شود. Kadri (1998) در شناسایی گونه‌های مختلف دیاتوم در دریاچه کبان ترکیه گزارش نمود که افزایش درجه حرارت عاملی مثبت در ازدیاد دیاتوم‌ها است که با نتایج بررسی حاضر مطابقت دارد، در مطالعه حاضر بین فراوانی دیاتوم‌ها و درجه حرارت آب ارتباط معنی‌دار (984/0) در سطح 01/0>p مشاهده شد. جنس‌های Diatoma، Gomphonema، Navicula و Nitzschia در اغلب ماه‌های نمونه‌برداری حضور گسترده داشتند که این موضوع نشان‌دهنده مقاوم بودن آنها به تغییرات دمایی است در حالی که برخی از جنس‌ها مانند: Achnanthes،Cyclotella،Fragilariaو Melosira با حضور و فراوانی کمتری در برخی از ماه‌های نمونه‌برداری نشان‌دهنده حساسیت و عدم بردباری این جنس‌ها به تغییرات دمایی است. همچنین، بر اساس نتایج آزمون همبستگی، دما با فراوانی گونه‌ها ارتباط معنی‌داری دارد، به این معنی که از سمت ایستگاه‌های بالادست با دمای کمتر به سمت ایستگاه‌های پایین‌تر با دمای بیشتر فراوانی گونه‌های مطالعه شده به طور چشمگیری افزایش می‌یابد. نتیجه بررسی‌های Roshantabari (1995) و Shomali و Abdolmaleki (1997) که به ترتیب بر روی رودخانه‌های گرگانرود و هراز انجام شده است با نتایج پژوهش حاضر همخوانی دارد.

در پژوهش حاضر، بین اسیدیته و شاخص تنوع گونه‌ای شانون-وینر، شاخص تروفیکی (GDI_T) و شاخص ساپروبیتی (GDI_S) همبستگی معنی‌داری مشاهده شد که البته این همبستگی منفی است و نشان می‌دهد که با افزایش اسیدیته از تنوع زیستی کاسته شده و در مناطق آلوده میزان اسیدیته بالاتر است. ضریب همبستگی پیرسون نشان می‌دهد که بین اسیدیته و فراوانی بعضی از جنس‌ها نیز ارتباط بالایی چه به صورت منفی Cyclotella) و (Fragilaria و چه به صورت مثبت Navicula) و (Ntzschia وجود دارد که نشان می‌دهد برخی از این جنس‌ها نسبت به تغییرات اسیدیته مقاوم‌تر و برخی حساس‌تر هستند و جنس‌های مختلف به تغییرات اسیدیته پاسخ یکسانی نمی‌دهند. فراوانی برخی از جنس‌ها با افزایش اسیدیته رابطه مستقیم دارد (مانند: Gomphonema، Navicula و Nitzschia) و بعضی از آنها با افزایش اسیدیته کاهش می‌یابند (مانند: Cocconeis، Cyclotella، Cymbella، FragilariaوMelosira). هدایت الکتریکی (EC) به دنبال تغییرات مقدار کل مواد جامد محلول که نشان‌دهنده میزان جامدات محلول در آب است تغییر می‌یابد، در پژوهش‌های متعدد بیان شده است که هدایت الکتریکی بر فراوانی دیاتومه‌ها تأثیرگذار است (Sheath and Cole, 1992). در مطالعه حاضر، با افزایش مقدار هدایت الکتریکی آب میزان شاخص تنوع گونه‌ای شانون کاهش نشان داد.

با مطالعه ماتریکس همبستگی پیرسون (پیوست 2) بین EC و شاخص ساپروبیتی (GDI_S) ارتباط معنی‌دار در آزمون همبستگی (در سطح 01/0>p) به خوبی دیده می‌شود. یعنی در مناطق آلوده به مواد تروفیکی میزان EC افزایش نشان می‌دهد. بین بسیاری از جنس‌های دیاتومه‌ و میزان EC نیز ارتباط معنی‌داری وجود دارد. برای نمونه، با افزایش EC فراوانی جنس‌هایی نظیر: Diploneis، Gomphonema، Navicula و Nitzschia به طور معنی‌دار افزایش می‌یابد و فراوانی جنس‌هایی مانند: Achnanthes، Cocconeis، Cyclotellaو Fragilaria کاهش می‌یابد، این دیاتومه‌ها نسبت به EC و آلودگی آب حساس هستند.

در بررسی حاضر، بیشترین فراوانی دیاتومه‌های اپی‌لیتون در ماه‌های گرم سال گزارش شد و کمترین فراوانی در ماه‌های سرد مشاهده گردید که با مشاهدات پژوهشگران دیگر Jamallou, et al., 2005)؛ Rasti et al., 2008) مطابقت دارد، کاهش جمعیت دیاتومه‌ها می‌تواند ناشی از افزایش سرعت جریان رودخانه، آلودگی از نوع گل و لای به دلیل بارندگی و کاهش دما و نور باشد. در پژوهش حاضر مشاهده شد که از سمت ایستگاه‌های بالادست به سمت ایستگاه‌های پایین دست با افزایش درصد آلاینده‌ها به رودخانه تراکم و فراوانی گونه‌ها افزایش می‌یابد که این ارتباط معنی‌دار در آزمون همبستگی به خوبی دیده می‌شود (پیوست 2). در رودخانه بابلرود پساب‌های کشاورزی و پرورش ماهی بیشترین تخلیه را در ماه‌های گرم (تیر و مرداد) سال دارند و هر دوی این پساب‌ها حاوی مواد مغذی‌اند که به رودخانه تخلیه می‌شود. بنابراین، وجود مواد مغذی به علاوه گرمای شدید هوا، افزایش نور، کاهش سرعت و دبی آب رودخانه در ماه‌های گرم (به دلیل برداشت‌های مختلف) می‌توانند مجموعه عوامل مؤثر در افزایش فراوانی دیاتومه‌ها باشند (Welch, 1992).

در ماه‌های گرم سال به دلایلی که اشاره شد غلظت نیترات و فسفات افزایش می‌یابد ولی در شهریور به دلیل باز شدن سدهای در طول مسیر رودخانه و همچنین افزایش بارندگی، از میزان نیترات و فسفات در آب رودخانه کاسته می‌شود. Sedamkar و Angadi (2003) گزارش نمودند که غلظت‌های بالای فسفات و نیترات عامل اصلی افزایش رشد دیاتومه‌ها هستند که با یافته‌های حاصل از مطالعه حاضر همخوانی دارد. در تحقیق حاضر، بین تنوع گونه‌ای شانون-وینر و سیمپسون با شاخص‌های تروفیکی و ساپروبیتی دیاتومه‌ها رابطه معکوس مشاهده شد. همچنین، بین شاخص‌های زیستی تروفیکی و شاخص ساپروبیتی با مقدار نیترات نیز ارتباط معنی‌دار است، به این معنی که از ایستگاه‌های بالاتر با غلظت نیترات کمتر به سمت ایستگاه‌های پایین‌تر با مقدار نیترات بیشتر فراوانی گونه‌های مطالعه شده به طور چشمگیری افزایش می‌یابد. بنابراین، شاخص زیستی تروفیکی و ساپروبیتی می‌تواند به صورت معنی‌داری میزان آلودگی آب به نیترات را نشان دهد. ضریب همبستگی پیرسون نشان می‌دهد که بین مقدار نیترات و فراوانی برخی جنس‌ها هم ارتباط بالایی وجود دارد. برای نمونه، با افزایش میزان نیترات فراوانی جنس‌های Gomphonema، Navicula و Nitzschia افزایش معنی‌داری می‌یابد. با کاهش نیترات جنس‌هایی نظیر: Achnanthes، Cymbella، Fragilariaو Melosira افزایش می‌یابند. در مطالعه حاضر، در ایستگاه‌هایی که غلظت آلاینده‌ها به ویژه نیترات و فسفات افزایش داشته است اغلب گونه‌های Diatoma، Gomphonema، Navicula، Nitzschia و Pinnularia با تنوع و فراوانی بالا در مدت زمان نمونه‌برداری مشاهده شد و گونه‌های Achnanthes، Cymbella، Fragilariaو Melosira در بالادست رودخانه که آب پاکیزه‌تری داشتند، با فراوانی بیشتری مشاهده شدند. بنابراین بر اساس نتایج حاصل از پژوهش حاضر که با نتایج پیشین (Jafari, 2006؛ (Atazadeh et al., 2007 همخوانی دارد، حضور گونه‌های Diatoma، Gomphonema، Navicula، Nitzschia و Pinnularia در رودخانه‌ها به عنوان شاخص زیستی آلودگی آب و حضور گونه‌های Achnanthes، Cymbella، Fragilariaو Melosira به عنوان نشانگر زیستی عدم آلودگی یا آلودگی ناچیز آب رودخانه به ترکیبات آلی و معدنی است.

 

جمع‌بندی

به طور کلی، دیاتومه‌های اپی‌لیتون به عنوان یک گروه شاخص نشان دهنده کیفیت آب و تغییرات حاصل در رودخانه هستند. برای نمونه، Karin و همکاران (2007) گونه Achnanthidium minutissimaو Potapova و همکاران (2004) جنس Achnanthes را به عنوان جلبکی که در ناحیه غیرآلوده یا آلودگی اندک رودخانه رشد می‌کند معرفی نمودند. در رودخانه بابلرود نیز گونه‌های این جلبک فراوانی بیشتری در مناطق غیر آلوده داشتند. Shams و همکاران (2012) دیاتومه‌های Achnanthidium minutissima و Cymbella affinisرا به عنوان عوامل اصلی ایجاد و ساختار اجتماع اپی‌فیتونی که بر روی گیاهان عالی موجود در رودخانه رشد می‌کنند معرفی نمودند. در پژوهش حاضر، در میان گونه‌های مختلف جنس Nitzschia گونه N. dissipata بیشتر در آب‌های تمیز رودخانه مشاهده شدند. این نتایج با یافته‌های Cox (1996)، Afsharzadeh (2003) و Jamallou و همکاران (2005) مطابقت دارد.

 

سپاسگزاری

نگارندگان، از مسؤولان محترم شرکت آب و فاضلاب استان مازندران، از جناب آقای پروفسورگوناله استاد دانشگاه پونا هندوستان و از گروه زیست‌شناسی دانشگاه مازندران به خاطر همکاری در اجرای این پژوهش، صمیمانه قدردانی می‌نمایند.

 

 

مراجع

 

Afsharzadeh, S. (2003) Study of algal flora in Zayandeh Rood River. PhD thesis, University of Isfahan, Isfahan, Iran (in Persian).

Asal Pishe, Z., Heydari, R. and Manaffar, R. (2012) Characterization of two unicellular algae species Scenedesmus obliquus and Desmodesmus cuneatus from Mahabad dam Lake, West Azerbaijan. Iranian Journal of Plant Biology 4(11): 61-72 (in Persian).

Atazadeh, I., Mozafar, S. and Kell, M. G. (2007) Evaluation of the trophic diatom index for assessing water quality in River Gharasou, Western Iran. Hydrobiologia 589: 165-173.

Atici, T., Ahiska, S., Altinda, A. and Aydin, D. (2008) Ecological effects of some heavy metals (Cd, Pb, Hg, Cr) pollution of phytoplanktonic algae and zooplanktonic organisms in Sar1yar dam reservoir in Turkey. African Journal of Biotechnology 7: 1972-1977.

Bate, G., Smailes, P. and Adans, J. (2004) A water quality index for use with diatoms in the assessment of Rivers. Water South Africa 30: 493-498.

Cox, E. J. (1996) Identification of freshwater diatoms from live material. Chapman and Hall, London.

Donald, F. (2006) Large-scale regional variation in diatom-water chemistry relationships: Rivers of the Eastern United States. Hydrobiologia 561: 27-57.

Esmaili Sari, A. (2002) Pollution health and environmental standards. 1st edition, Naghsh Mehr Publications, Tehran (in Persian).

Gharibkhani, M. and Tatina, M. (2009) Natural productivity potential of Lavandavil River based on benthic communities. Journal of Fisheries 2(4): 1-14 (in Persian).

Hustedt, F. (1930) Bacillariophyta (Diatomeae). In: Die Susswasserflora Mitteleuropas. Heft 10. 2nd edition. (Ed. Pascher, A.) 466-875. Verlag von Gustav Fischer, Germany.

Jafari, N. (2006) Ecological studies on aquatic vegetation of Pune’s Wetlands. PhD thesis, Pune University, Pune, India.

Jamallou, F., Nejadsattari, T. and Fallahian, F. (2005) Epilithon diatoms of Jajrood River. Journal of Pajouhesh and Sazandegi 73: 1-10 (in Persian).

Juttner, I., Rothfritz, H. and Ormerod, S. J. (1996) Diatoms as indicators of rivers water quality in the Nepalese Middle Hills with consideration of the effects of habitats-species sampling. Freshwater Biology 36: 475-486.

Kadri, A. (1998) Diatoms (Bacillariophyta) in the phytoplankton of Keban reservoir and their seasonal variations. Turkish Journal of Botany 22: 25-34.

Kelly, M. G. and Whitton, B. A. (1995) The trophic diatom index: A new index for monitoring eutrophication in rivers. Journal of Applied Phycology 7: 433-444.

Lackey, J. B. (1938) The manipulation and counting of river plankton and changes in some organisms due to formalin preservation. Public Health Reports 53: 2080-2093.

Liebmann, H. (1962) Handbuch der Frischwasser-und Abwasserbiologie. 2nd edition, Oldenbourg, Munich.

Lowe, R. L. and Pan, Y. D. (1996) Benthic algal communities as biological monitors. In: Algal ecology: Freshwater benthic ecosystem (Eds. Stevenson, R. J., Bothwell, M. L. and Lowe, R. L.) 705-739. Academic Press Inc., San Diego.

Margalef, D. R. (1958) Information theory in ecology. General Systems Research 3: 36-71.

Masoudian, N., Fallahian, F., Nejadsattari, T., Mattaji, A. and khavarinejad, R. (2009) Epilithic diatoms as indicators of water quality in the Tajan River, Mazandaran province, Iran. Biological Sciences 4(2): 57-66 (in Persian).

Patrick, R. and Reimer, C. W. (1966) The diatom of the United States. vol. 1. Academy of Natural Sciences Philadelphia, Pennsylvania.

Potapova, M. G., Charles, D. F., Ponader, K. C. and Winter, D. M. (2004) Quantifying species indicator values for trophic diatom indices: a comparison of approaches.Hydrobiologia517:25-41.

Rasti, M., Nabavi, S. M. B., Jafarzadeh, H. N. and Moubed, P. (2008) Study on algal flora of Periphyton communities and in relationship to type of substrate in Gargar River. Journal of Environmental Studies 34(46): 73-80 (in Persian).

Roshantabari, M. (1995) Hydrology and hydrobiology of Tajan River. Iranian Scientific Fisheries Journal 3(4): 59-71 (in Persian).

Salmoni, S. E. (2006) Epilithic diatoms as indicators of water quality in the Gravata river Rio Grande do sul, Brazil. Hydrobiologia 559: 233-246.

Sedamkar, E. and Angadi, S. B. (2003) Physico-chemical parameters of two fresh water bodies of Gulbarga-India, with special reference to phytoplankton. Pollution Research 22: 411-422.

Shams, M., Afsharzadeh, S. and Atici, T. (2012) Seasonal variations in phytoplankton communities in Zayandeh-Rood Dam lake (Isfahan, Iran). Turkish Journal of Botany 36: 715-726.

Shannon, C. E. and Wiener, W. (1963) The mathematical theory of communications. Urban University, Illinois Press, Illinois.

Sheath, R. G. and Cole, K. M. (1992) Biogeography of stream macroalgae in North America. Journal of Phycology 28: 448-460.

Shomali, M. and Abdolmaleki, S. (1997) Reports of biological and non biological Gorgan Rood River. Gilan Fisheries Research Centre, Bandar Anzali (in Persian).

Simpson, E. H. (1949) Measurement of diversity. Nature 163: 433-471.

Sioli, H. (1975) Tropical rivers as expression of their terrestrial environments. In: Tropical ecological systems (Eds. Golley, F. and Medina, E.) 275-288. Springer Verlag, New York.

Spellman, F. R. and Drinan, J. E. (2002) Stream ecology and self purification. 2nd edition, Technomic Publication Inc., Lancaster.

Van Dam, H., Mertens, A. and Sinkeldam, J. (1994) A coded checklist and ecological indicator values of freshwater diatoms from the Netherlands. Netherlands Journal of Aquatic Ecology 28: 117-133.

Welch, E. B. (1992) Ecological effects of wastewater, applied limnology and pollutant effects. 2nd edition, Chapman and Hall, London.

آمار
تعداد مشاهده مقاله: 916
تعداد دریافت فایل اصل مقاله: 738


سامانه مدیریت نشریات علمی. طراحی و پیاده سازی از سیناوب