KANDUNGAN LOGAM BERAT DIDALAM ZOOPLANKTON DARI SOUTHERN BALTIC

J. Pempkowiak *, J. Walkusz-Miotk, J. Adalah³dowski, W. Walkusz

Marine Chemistry Department, Institute of Oceanology, Polish Academy of Sciences,

ul. Powstancow Warszawy 55, P.O. Box 197, 81-712 Sopot, Poland

Received 10 February 2005; received in revised form 13 June 2005; accepted 13 June 2005

Available online 31 August 2005

Abstrak

Sampel zooplankton dan bahan yang tersuspensi dikumpulkan dengan menggunakan Jaring Bongo (mesh ukuran 0.33/0.50 mm) dan Filter Nucleopore berturut-turut dari Southern Baltic, Polandia.  Kelas utama zooplankton dan seleksi logam berat (Fe, Co, Ni, Mn, Pb, Cd, Cu, Zn, Cr)  ditentukan dalam sampel yang dikoleksi. Untuk mempertahankan organisma zooplankton konsentrasi dari logam berat dalam zooplankton didukung oleh  particulate materi. Level logam berat yang diukur pada perairan dekat pantai (Pomeranian Bay)  lebih tinggi dibandingkan dengan sampel dari laut terbuka. Kecuali cadmium yang memnunjukkan konsentrasi lebih besar di lepas pantai dibandingkan dengan dekat pantai  (0.8 vs. 1.3  g/g d.w.). Menurunnya konsentrasi kelarutan dan particulate cadmium mungkin disebabkan oleh blooming alga. Konsentrasi logam berat di Bay Gdansk lebih besar jika dibandingkan dengan dengan Pomeranian Bay (e.g. Cd-1.3 vs. 0.8 lg/g, Cu-20.5 vs. 8.3 lg/g, Pb-12.9 vs. 1.2 lg/g, Cr-12.4 vs. 1.4 lg/g). Hal ini disebabkan karena lokasi Bay Gdansk berhubungan langsung dengan Vistula River, sementara Pomeranian Bay menerima secara tidak langsung run off dari Orda River melalui Szczecin Lagoon. Estimasi nonlinier dari data digunakan untuk mengevaluasi konsentrasi logam berat pada Copepoda dan Cladocera. Terbukti Copepoda lebih kaya dengan logam berat dibandingkan dengan Cladocera.

Kata kunci: Cadmium; Lead; Zinc; Zooplankton; Particulate metal; Normalizationi;   Nonlinier estimation.

1.         Pendahuluan

            Konsentrasi logam berat pada biota menggambarkan sesuatu yang menarik berhubungan dengan fungsi fisiologis dan pengaruh substansial anthropogenic terhadap tingkatan dimana dia berada dalam lingkungan. Akhir-akhir ini terutama dikemukakan bahwa di pantai dan daratan, dicurigai terjadi   konsentrasi kronis racun terhadap biota  (Sanders serta Riedel, 1991). Satu dari beberapa area adalah Baltic Sea. Sejumlah substansial  logam berat masuk ke dalam perairan melalui run off dan perubahan atmosfer yang dibuang ke laut (HELCOM, 2000). Konsentrasi logam berat di Baltic Sea relatif lebh kecil (Pempkowiak et al., 2000). Keadaan ini dapat disebabkan oleh mekanisme efisiensi dari logam yang diambil oleh biota dan kemudian ditransfer ke sediment (Savchuk,1989; Pohl et al., 1998; Pempkowiak et al., 2000). Substansi pengkayaan lapisan sediment paling atas berupa cadmium, lead, seng, tembaga telah dilaporkan oleh Pempkowiak, 1991 dan air raksa oleh Belldowski dan Pempkowiak, 2003.

Distribusi logam berat dari sediment paling bawah di Baltic Sea dikarakterisasikan baik (Pempkowiak, 1991; Szefer et al., 1996). Karakterisasi yang baik adalah konsentrasi  logam berat pada bagian Ekosistem Baltic bagian selatan seperti air (Pohl et al., 1998; Pempkowiak et al., 2000), ikan (Polak-Juszczak, 1998; HELCOM, 2000), moluska (Pempkowiak dan Szefer, 1992).  Satu-satunya perkecualian adalah plankton.

Dalam literatur mengenai data ‘‘plankton’’ pada awal tahun 1980 mungkin dapat ditemukan. Konsentrasi dari Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb dan Zn dalam periode 1980-1984 diukur secara ekstensif dan telah dilaporkan oleh Brugmann dan Hennings (1994). Mereka menemukan tingginya, uncharacterized zooplankton yang mengandung Al, Mn dan Hg di Baltic dibandingkan dengan North Sea. Kecuali untuk Hg tidak ada korelasinya antara logam dalam zooplankton dan air berkenaan dengan lingkungan. Konsentrasi logam berat zooplankton dikumpulkan dalam perioda 1979-82 (Szefer et al., 1985) dan pada tahun 1980 Davidian and Savchuk, 1989 menyetujui dengan apa yang telah dilaporkan baik oleh Brugmann dan Hennings (1994). Dilain pihak Falandysz (1984) menyampaikan bahwa konsentrasi cadmium yang lebih kecil dan konsentrasi tembaga yang lebih besar jika dibandingkan dengan penelitian yang sebelumnya telah disebutkan.

Satu alasan untuk hal ini adalah bervariasinya materi anorganik yang dikoleksi dan dianalisis bersama-sama dengan zooplankton. Kedua konsentrasi besar yaitu aluminium (s.d 1000  µg/g d.w.) dan besi (s.d 8500 µlg/g) mungkin saja menandakan adanya pecahan mineral (mineral fraction) dalam sampel. Selanjutnya,  sampel zooplankton  yang dikumpulkan dari area akumulatif ditandai dengan kecilnya konsentrasi dari kedua logam (Brzezinska et al., 1984; Brugmann and Hennings, 1994). Kemungkinan telah disebutkan oleh (Brugmann and Hennings, 1994), bagaimanapun tidak ada ukuran untuk mengoreksi hasil dari partikel mineral yang ada didalam sampel yang dianalisis.

Kelemahan lain dari yang telah hasil dilaporkan sejauh ini terhadap logam berat di Baltic zooplankton, adalah kekurangan referensi pada spesies atau analisis komposisi kelas sampel. Hal ini adalah hambatan karena konsentrasi logam pada kelas zooplankton pada hakekatnya variasinya berbeda (Brown and Depledge, 1991; Zauke et al., 1996; Kahle dan Zauke, 2003). Meskipun demikian campuran zooplankton ini digunakan di seluruh dunia untuk mempelajari hot spot (Balogh, 1988), dan pencemaran logam pada area pantai (Scarlato et al., 1997; Marumo et al., 1998) mencakup Baltic (Brzezinska et al., 1984; Falandysz, 1984; Szefer et al., 1985; Protasowicki, 1991; Brugmann and Hennings, 1994). Untuk menghindari berbagai variasi yang disebabkan oleh variasi komposisi dari zooplankton, akan nampak jelas jika memilih individu dari satu spesies (single species) untuk dianalisa. Bagaimanapun, spesimen zooplankton dari Brackish Baltic Sea Water  adalah sangat kecil, jika dibandingkan dengan spesimen yang berasal air garam yang berlebih, hal ini merupakan pendekatan secara unpractical (Brugmann and Hennings, 1994).

 Sejak, tidak sering, satu kelas zooplankton tunggal yang mendominasi di perairan Southern Baltic  (Augustowski, 1987; Jozefczuk et al., 2002; Mollmann et al., 2002), penganalisaan komposisi spesies dapat menjadikan petunjuk tentang konsentrasi logamnya.

Dalam makalah ini dilaporkan konsentrasi logam berat (Fe, Co, Ni, Mn, Cd, Pb, Cu, Zn) dalam bebagai komposisi zooplankton yang dikenal yang dikumpulkan di Southern Baltic pada tahun 1999. Nilai dikoreksi untuk melihat keberadaan mineral partikel yang selanjutnya digunakan untuk mengevaluasi secara matematis dari konsentrasi logam didalam Copepoda dan Cladocera yang mana merupakan zooplankton utama taxa sebagai sampel yang dipelajari.

2.         Eksperimental

Sampel  zooplankton dikumpulkan dari beberapa stasiun pada bulan Mei, 1999 disajikan pada (Gambar 1) dengan menggunakan Jaring ‘‘Bongo’’ dengan ukuran mata jaring 500 µm dan 330 µm. Sampel yang telah terkumpul dibagi menjadi dua bagian. Bagian pertama dimasukkan ke larutan formalin untuk analisa taxonomical kuantitatif  zooplankton. Selebihnya disimpan beku dalam deep freezer untuk analisa logam berat dilaboratorium.

Prosedur analisa logam berat mengikuti prosedur yang biasa dipergunakan.  Sampel beku di  lyophilized dan di homogenkan. Kemudian ambil 0.500 g sampel dan masukkan kedalam larutan wet digestion  (HNO₃:HClO₄ = 3:1; v/v). Ekses dari asam diuapkan dan residu kering dihancurkan didalam 10 cm³ dari 0.1 mol/dm³ HNO₃. Logam, didalam larutan tersebut dianalisis dengan memakai atomic absorbtion spectrofotometry (gunakan satu  model video 11E Termo Jarrel Ash spectrometer). Selanjutnya gunakan elektrothermal (Cd, Ni, Cr, Co, Pb) atau flame (Fe, Zn, Mn-acetylene/udara; Al-gas karbit/nitro oxida) atomization.  Latar belakang koreksi (D2) digunakan di dalam penentuan. Blanko di run secara paralel dengan sampel aktualnya. Rata-rata blanko bervariasi terbentang dari 0% (untuk Fe) sampai 7% (untuk Cd) dari rata-rata analisis konsentrasi logam. Kontrol kualitas dicapai dengan cara menganalisa Copepoda homogenate dikurangi MA-A-1^TM  yang  diperoleh dari IAEA. Hasil analsis secara nyata  disajikan pada  Tabel 1 berikut ini.

   

Tabel 1. Ketelitian (sebagai pemulihan) dan presisi (sebagai standart kesalahan) dari Copepoda homogenate MA-A-1TM certifed material dianalisis sesuai dengan prosedur yang digunakan untuk analisa zooplankton

Konsentrasi koreksi dari logam zooplankton dihitung dengan menggunakan konsentrasi logam didalam karakteristik materi particulate dari Gdansk  Bay, Open South Baltic dan Pomeranian Bay, terlihat didalam tabel 2.

Konsentrasi dikoreksi dihitung menggunakan  rumus sebagai  berikut :

 

Tabel 2. Konsentrasi logam Rata-rata didalam particulate materi digunakan untuk mengoreksi logam dalam zooplankton (dihitung dari nilai Pempkowiak et al., 2000)

Pengukuran dan koreksi konsentrasi logam berat terlihat pada Tabel 3.

Konsentrasi dari logam berat didalam Copepoda dan Cladocera dihitung dengan persamaan berikut : 

C_Me =  aC_Co + bC_Cl  

dimana :

C	menandakan konsentrasi dari logam Me dalam Copepods (Co), atau Cladocera (Cl) (tergantung variabel)
A,b	kontribusi pecahan biomass dari Copepoda (a), Cladocera (b) dalam zooplankton (independen variabel)
CCo, CCl	perkiraan (penghitungan) konsentrasi logam dalam Copepods, dan Cladocera (model tetap, diperkirakan dengan analisa regresi nonlinier).

Ini menjadi dasar terhadap asumsi berikut, yaitu konsentrasi total (C) yang diberikan logam (Me) terdiri dari dua bagian: satu disokong oleh Copepods (a) dan lainnya disokong oleh Cladocera (b). Dalam mayoritas sampel yang dikumpulkan hanya dua kelas zooplankton diungkapkan.

Konsentrasi yang tidak diketahui (C_Co, C_Cl) dihitung dengan penilaian nonlinier. Untuk tujuan ini diambil konsentrasi koreksi dari tabel 3, konsentrasi ini tidak termasuk dengan kontribusi substansial Rotatoria (stasiun 3, 4, 5). Software yang digunakan adalah paket software Statistica 5.

 Komposisi sampel dari zooplankton dianalisis dengan menggunakan metoda standar (Raymont, 1983; Postel et al., 2000). Tahap berikut adalah pengamatan. Utamanya untuk menghitung, sampel yang masuk diayak dan dibilas dengan air bersih untuk membuang formalin. Setelah itu, sampel dipindah kedalam silinder dan untuk diketahui jumlahnya. Sesudah itu, sampel  dicampur secara intensif dengan sebuah stempel pipet (2 ml) sampai semua organisma terdistribusikan secara acak dalam volume sampel serta ambil beberapa subsampel untuk dianalisa. Identifikasi organisma subsampel dari kelompok taxonomic yang dominan sampai 200 individu. Bagian yang tersisa dari sampel tersebut dicek untuk kelompok taxonomic selanjutnya, yang mana bukan termasuk dalam subsampel yang telah dianalisa. Seluruh organisma diidentifikasi, sebagian besar sampai level genus dengan menggunakan Zeiss stereomicroscope untuk tujuan ini.

 

*          Terukur

**   Kontribusi dari koreksi partikel mineral.

*** Rata-rata untuk lokasi

Tabel 3. Konsentrasi tidak terkoreksi dan dikoreksi dari logam didalam zooplankton Stasiun

Gambar  1. Logam Berat didalam zooplankton di Southern Baltic: (a) kelas utama dari zooplankton, (b) dan konsentrasi logam berat di/dalam zooplankton.

3.         Komposisi Spesies

Proporsi taxa utama zooplankton dalam sampel yang terkumpul disajikan didalam Gambar. 1. Dari 16 sampel yang terkumpul hanya pada sekitar mulut Vistula River terdiri atas Rotatoria, sementara sampel lainnya yang diinvestigasi terdiri dari Copepoda (rata-rata proporsi dalam semua analisa sampel setara dengan 0.35 ± 0.15) dan Cladocera (rata-rata 0.62 ± 0.27). Ketergantungan antara kedua kelas zooplankton dominan ini disajikan pada Gambar 2. Ini memperlihatkan bahwa distribusi pada stasiun laut terbuka didominasi oleh Cladocera, sementara Copepoda distasiun pantai. Hal ini sesuai dengan pemahaman tentang  ruang zooplankton dan distribusi temporer di Baltic Sea (Augustowski, 1987; Mollmann et al., 2000, 2002; Jozefczuk et al., 2002; Mollmann dan Koster, 2002).

		Hubungan antara Cladocera dengan Copepoda Prosentase spesimen y= 0.986 -1.026*x Prosentase upacara (agama) y = 1.004 - 1.042*x

 

Gambar. 2. Hubungan antara prosentase Cladocera dan Copepoda didalam sampel zooplankton yang  dikoleksi.

Zooplankton pada Baltic Sea didominasi oleh tiga kelas utama yaitu  Copepods, Cladocera dan Rotatoria. Rotatoria (ada 80 spesies) biasanya ditemukan di muara, teluk yang dangkal dan danau di pinggir laut, sebagian besar pada musim panas. Rendahnya salinitas pada Baltic Sea (rata-rata 8 psu) menyokong pengembangan dari Copepoda (ada 10 spesies di Southern Baltic), yang sering mendominasi perairan pantai. Kadang-kadang Copepoda ini berjumlah sampai 90% dari total zooplankton (Augustowski, 1987). Bagaimanapun, pada saat musim panas Cladocera (ada 6 spesies) dapat melengkapi dominasi komunitas zooplankton (Mollmann et al., 2002).

4.         Hasil dan Diskusi

            Pada tabel 3 memperlihatkan konsentrasi dari analisis logam berat didalam zooplankton. Konsentrasi Aluminium dalam sampel bervariasi antara dari 20 sampai 1615  µg/g d.w. Hal ini dapat disebabkan oleh variasi komposisi dari spesies zooplankton dan/atau kontribusi dari partikel mineral, karena aluminium adalah satu komponen utama dari materi mineral particulate (Ingri et al., 1991; Brugmann et al., 1992; Pempkowiak et al., 2000).  Penjelasan ini diperkuat oleh fakta bahwa variasi konsentrasi aluminium didalam sampel  serupa dengan komposisi zooplankton (stasiun: 2, 18, 17-Al konsentrasi-54, <24, 147  µg/g d.w.). Lebih dari itu, konsentrasi besar dari Al terjadi pada sampel dari perairan pantai (stasiun: 3, 4, konsentrasi 25A-Al berturut-turut 1615, 940, 463  µg/g d.w.). Selain daripada itu, disertai pula kenaikan konsentrasi tipikal logam sedimen di area seperti  Mn, Cr dan Fe, (Pempkowiak, 1991; Szefer et al., 1996). Tinggi dan bervariasinya konsentrasi dari Al dan Fe dalam sampel zooplankton  juga telah dilaporkan oleh Brugmann dan Hennings (1994), dan Brzezinska et al. (1984). Dari format makalah ini, kemungkinan sampel campuran zooplankton menjadi tercemar oleh partikel mineral seperti yang telah disebutkan.

 Konsentrasi koreksi berbeda sedikit dari yang tidak terkoreksi kecuali pada stasiun pantai (22, 21, 25A, 3, 4, 5). Perhitungan rata-rata konsentrasi logam zooplankton untuk kawasan pantai Southern Baltic ditujukan untuk mengkarakterisasi area yang dipengaruhi oleh partikel mineral. Hal ini menunjukan bahwa koreksi partikel mineral dapat diterapkan, terutama pada kasus sampling stasiun di perairan dangkal.

Hal ini menarik bahwa sampel zooplankton yang terkumpul di Gdansk Bay memiliki karakteristik konsentrasi logam berat yang lebih besar dari Pomeranian Bay (Tabel 3). Hal ini mungkin berhubungan dengan hidrologi dari kedua teluk tersebut (Augustowski, 1987). Gdansk  Bay di bawah pengaruh langsung dari Vistula River yang mengalirkan air sekitar 40 km³/tahun. Pada  Pomeranian Bay, Orda River mengalirkan air sekitar 20 km³/tahun ke Szczecin Lagoon yang memisahkannya dari Pomeranian Bay. Danau di pinggir laut berperan sebagai perangkap untuk menghancurkan keduanya dan logam particulate. Sebagai sebuah konsekuensi dimana konsentrasi logam berat di Pomeranian Bay lebih rendah daripada di Gdansk  Bay (Pempkowiak et al., 2000).

Pada gambar 3 memperlihatkan karakteristik data investigasi dimana terjadi penurunan konsentrasi logam menuju laut. Hal ini dapat dijelaskan dengan kenaikan konsentrasi dari kedua hancuran dan partikel logam di kawasan pantai (Brugmann, 1986; Pempkowiak et al., 2000), dan lagi menunjukan sekali kegunaan dari zooplankton sebagai bioindikator. Satu-satunya pengecualian aturan adalah konsentrasi cadmium yang menurun pada area menuju laut laut. Brugmann dan Hennings (1994) melaporkan konsentrasi cadmium zooplankton Baltic Sea lebih kecil dibandingkan dengan North Sea. Mereka menegaskan kecilnya konsentrasi bioavailable cadmium, disebabkan oleh besarnya jumlah bahan organik asli dalam proses produksi primer.

Studi oleh Pohl et al. (1998), dan Pempkowiak et al. (2000) menunjukkan konsentrasi cadmium yang kecil, dalam materi partikel yang kaya dengan karbon organik. Fenomena menjelaskan tentang penyerapan penghancuran cadmium oleh alga (mengurangi penghancuran cadmium) dan pelemahan dari particulate cadmium karena tingginya beban materi organik asli dalam proses produksi primer. Hasil penelitian ini penghabisan cadmium dalam zooplankton.

Rata-rata konsentrasi koreksi logam didalam zooplankton pada area penelitian terlihat pada tabel 5,  bersama-sama dengan data literatur pada logam dalam zooplankton dari Baltic dan area laut dunia yang terpilih. Pengukuran konsentrasi dari kedua sampel cadmium yang telah dikoreksi maupun yang belum pada 1999 berkurang dibandingkan dengan nilai pengukuran untuk zooplankton di Baltic pada 1980-an. Juga dalam perioda dari 1980-an sampai 1990-an konsentrasi logam pada ikan di Baltic berkurang (Polak-Juszczak, 1998). Hal ini menjelaskan pengurangan muatan logam berat yang mengintroduksi  Baltic Sea dari sungai run off dan dengan perubahan posisi atmosphir (HELCOM, 2000). Kesimpulan yang sama juga terdapat pada timah, tembaga dan seng, walaupun pengurangannya tidak terlalu digaungkan. Rupayanya, pengurangan muatan logam berat yang memasuki Baltic, hasil konsentrasinya menurun sepanjang rantai makanan.

 

Gambar  3. Konsentrasi dari logam yang terdapat didalam zooplankton dikumpulkan dengan  transects sepanjang  pantai : (a) Teluk Gdan´ sk; (b) Pomeranian Bay

Satu hal yang mengejutkan dari data yang terdaftar pada tabel 5, bahwa  zaman sekarang konsentrasi logam zooplankton dari perairan terbuka Baltic pada level sama seperti pada perairan Atlantik Utara, dianggap sebagai kondisi yang relatif murni. Pengecualian dari yang seharusnya yaitu konsentrasi zinc dan timah jauh lebih besar daripada sampel zooplankton di Baltic Sea.

Fenomena ini dapat dijelaskan dengan satu atau kombinasi faktor-faktor berikut:

(a).  Mekanisme effisiensi penyerapan logam dan timah pada penurunan substansi dari penghancuran konsentrasi logam di Baltic water (Pempkowiak et al., 2000).

(b)   Konsentrasi besar materi organik di Baltic menurunkan bioavaibility dari penghancuran logam (Brugmann dan Hennings, 1994).

(c)   Produksi primer yang besar menyebabkan penghancuran logam dan menurunkan konsentrasi logam dalam materi partikel organik (Pohl et al., 1998; Pempkowiak et al., 2000).

(d)   Logam Berat, walaupun terkumpul  dalam materi organik algal, adalah bukan merupakan biomagnified sepanjang rantai makanan (Pempkowiak dan Szefer, 1992).

Kelemahan penting dari data mengenai logam berat di Baltic zooplankton adalah kekurangan pengukuran khususnya pada kelas zooplankton tertentu. Komposisi Zooplankton disediakan dalam tabel 4 yang menunjukan bahwa 13 dari 16 sampel, pada kenyataannya hanya terdapat dua zooplankton taxa. Pada Tabel 3, menyediakan sebuah kemungkinan yang menarik untuk sebuah evaluasi matematis dari konsentrasi logam yang terdapat pada dua kelompok zooplankton yang dominan ini. Untuk tujuan ini diterapkan sebuah estimasi nonlinier.

 Hasil dari evaluasi statistik disajikan dalam Tabel 6, bersama-sama dengan data referensi konsentrasi logam yang ada didalam Copepoda dan Cladocera pada wilayah lain.

           

Tabel 4 Komposisi prosentase zooplankton utama taxa di zooplankton menyelidiki mencicipi (berbasis pada total nomor/ biomass) Sampling stasiun Kontribusi berbasis pada nomor/biomass (%) Copepoda Cladocera Rotatoria Insecta

Itu harus ditekankan bahwa model ini adalah valid pada kondisi konsentrasi logam spesies zooplankton di area penelitian. Hal ini dapat berlaku bagi sampel di perairan terbuka Baltic yang terdiri sebagian besar dari Cladocera (Baltic Selatan,  Tabel 6). Dalam kasus sampel pada perairan pantai, didominasi sebagian besar oleh Copepoda, konsentrasi gradien  didalam zooplankton timbul dari gradien penghancuran logam berat (Pempkowiak et al., 2000), yang terjadi pada keadaan tertentu (Gambar. 3). Oleh karena itu penghitungan konsentrasi untuk dua kawasan pantai ini (Gdansk  Bay dan Pomeranian Bay) dan keseluruhan Baltic (Baltic Sea) terdaftar dalam tabel 5, yang merepresentasikan nilai ‘‘rata-rata’’ di area  yang mempunyai karakter hipotetis.

Ketika data dipisahkan ke dalam subsets yang merepresentasikan tiga zona utama area penelitian: yakni Pomeranian Bay, Gdansk  Bay, dan lautan terbuka Southern Baltic, penghitungan konsentrasi terkait dengan pola umum dari distribusi logam berat yang telah didiskusikan lebih awal, sekalipun nomor data pada setiap subset adalah kecil. Konsentrasi dalam teluk-teluk  adalah lebih besar daripada di laut terbuka, konsentrasi dalam Copepoda lebih besar dibandingkan dalam Cladocera kecuali cadmium. Haruslah ditekankan lagi, bahwa penghitungan konsentrasi, hanya dengan menandai karakteristik perairan terbuka Southern Baltic adalah mungkin untuk merepresentasikan konsentrasi aktual di area, sedangkan penghitungan konsentrasi untuk kedua teluk merepresentasikan nilai ‘‘rata-rata’’. Kegunaan dari penghitungan ini masih terbatas, bagaimanapun juga mereka dapat benar-benar mengkarakterisasi situasi didalam area pantai yang terkontaminasi.

Dua hal lain sehubungan dengan penghitungan konsentrasi harus ditekankan dengan baik. Untuk satu hal, konsentrasi, mencakup hipotetis mungkin saja bermanfaat sebagai indikator dari kelimpahan logam didalam Cladocera di Southern Baltic. Untuk hal lainnya, harus diingat bahwa walaupun penghitungan konsentrasi, dalam Copepoda, adalah lebih besar dari suatu yang terdapat pada lingkungan murni, mereka merepresentasikan situasi nyata di kawasan pantai Baltic. Konsentrasi logam didalam Copepoda, di sini, adalah lebih besar karena kelas zooplankton yang ditemukan dalam kawasan pantai, telah terkontaminasi oleh logam berat.

Berdasarkan hasil penelitian dimana Copepoda di Baltic Sea mengandung konsentrasi logam jauh lebih lebih besar dibandingkan Cladocera. Hal ini mungkin saja berhubungan dengan satu atau kombinasi dari beberapa alasan berikut ini:

 1. Copepoda berada di dekat stasiun pantai dimana konsentrasi berat logam adalah lebih tinggi dari mereka yang ada di area offshore (Brugmann, 1986; Pempkowiak et al., 2000);  

2. Akumulasi logam Copepoda lebih efisien dibandingkan Cladocera. Faktor yang kedua ini dapat mendukung pengamatan, dari hasil test laboratorium, Copepoda resistan terhadap logam berat (Yan et al., 2004). Satu-satunya perkecualian adalah cadmium yang memperlihatkan konsentrasi lebih tinggi didalam Cladocera dibandingkan didalam Copepoda. Hal ini telah dilaporkan (Brugmann dan Hennings, 1994) bahwa sampel zooplankton di Baltic dihabiskan dengan cadmium dibandingkan dengan di Perairan Atlantik. Satu hal, telah disebutkan, kemungkinan rendahnya konsentrasi cadmium disebabkan oleh blooming alga (Gonzalez-Davila, 1995; Pohl et al., 1998; Pempkowiak et al., 2000), disertai dengan konsentrasi kecil cadmium didalam phytoplankton. yang terakhir berhubungan dengan pelemahan biomas sel-sel algal (Gonzalez-Davila, 1995). Dengan demikian zooplankton dihadapkan dengan konsentrasi kecil cadmium dari kedua sumber logam yaitu air dan makanan. Sebaliknya, konsentrasi pertikel cadmium di laut terbuka lebih besar, dengan demikian, hal ini dapat meningkatkan konsentrasi cadmium sampel zooplankton yang ada di offshore. Sampel dari offshore terutama terdiri dari Cladocera, sementara dari nearshore adalah Copepoda, rata-rata konsentrasi cadmium lebih kecil kemudian dapat dimengerti.

 Konsentrasi timah pada Copepoda di Baltic jauh lebih lebih besar dibandingkan dengan area lain terlihat pada Tabel 6. Hal ini berhubungan dengan ketersediaan timah yang lebih besar di Baltic (Kahle dan Zauke, 2003), menandakan pencemaran dengan modifikasi timah di area penelitian dengan adaya perbedaan  didalam komposisi spesies (Ritterho. dan Zauke, 1997a; Bernds et al., 1998), dan sejumlah faktor-faktor abiotic seperti suhu dan salinitas (Brownt and Depledge, 1991).

Tabel 5 Rata-rata mengoreksi konsentrasi logam di Baltic mencampur zooplankton; Atlantik Utara nilai adalah diberikan untuk perbandingan Area Samples dikumpulkan Konsentrasi (lg/g) Referensi

 

Tabel 6 Konsentrasi logam dihitung di/dalam Copepoda dan Cladocera dari Southern Baltic Kelas (spesies) Area Concentration ( g/g d.w.)

Kesimpulan

1. Zooplankton digunakan diseluruh dunia sebagai bioindikator dari kontaminasi logam pada kawasan pantai.
2. Copepoda dan Cladocera merupakan taxa zooplankton dominan yang utama  di Southern Baltic
3. Kandungan logam berat pada Copepoda lebih tinggi jika dibandingkan dengan Cladocera.
4. Tingkatan konsentrasi logam berat dalam pengukuran sampel pada kawasan nearshore ( (Bay of Gdansk, Pomeranian Bay) lebih tinggi daripada sampel yang berada dikawasan offshore, kecuali konsentrasi Cadmium dimana lebih tinggi pada kawasan offshore.
5. Konsentrasi Cadmium memperlihatkan konsentrasi lebih besar di lepas pantai dibandingkan dengan dekat pantai
6. Pengukuran konsentrasi logam di Gdansk Bay lebih tinggi daripada Pomeranian Bay dikarenakan perbedaan topografi lokasi dan  runoff
7. Estimasi nonlinear dari data dapat digunakan untuk mengevaluasi konsentrasi logam berat pada Copepoda and Cladocera.

Ucapan terimakasih

Penelitian dalam naskah ini dilaksanakan sebagai bagian dari proyek pada Institut  Oceanology, Sopot, Polandia, Grant No. II.2/04. Gulf of Gdansk. Oceanologia 45, 317–333. Penulis  mengucapkan terima kasih kepada semua penulis resensi buku tidak diketahui untuk komentar dan saran terkait dengan perbaikan naskah ini

DAFTAR PUSTAKA

Augustowski, B., 1987. Praca zbiorowa. Batyk Poudniowy.  PAN, 411pp.

Balogh, K, 1988. Comparison of mussels and crustacean plankton to monitor heavy metal pollution. Water Air Soil Pollut. 37, 281–292.

Beldowski, J, Pempkowiak, J., 2003. Horizontal and vertical variabilities of mercury concentration and speciation in sediments of the Gdansk Basin, Southern Baltic Sea.  Chemosphere 52, 645–654.

Bernds, D., Wiiben, D., Zauke, G.-P., 1998. Bioaccumulation of trace metals in polychaetes from the German Wadden Sea: Evaluation and veri.cation of toxicokinetics models. Chemosphere 37, 2573–2587.

Brown, M., Depledge, M., 1991. Determinations of trace metal concentrations in marine organisms. In: Langston, W., Bebianno, M. (Eds.), Metal Metabolism in Aquatic Environments. Chapman and Hall, London, pp. 185–217.

Brugmann, L., 1986. The in.uence of coastal zone processes on mass balance for trace metals in the Baltic Sea. Rapp. P.-v. Re´un. Cons. Int. Explor. Mer. 186, 329–342.

Brugmann, L., Hennings, U., 1994. Metals in zooplankton from the Baltic Sea, 1980–84. Chem. Ecol. 9, 87–103.

Brugmann, L., Bernard, P., Van Grieken, R., 1992. Geochemistry of suspended matter from the Baltic Sea. 2. Results of bulk trace metal analysis by AAS. Mar. Chem. 38, 303–323.

Brzezinska, A., Trzosin´ska, A., _ Zmijewska, W., Wodkiewicz, L., 1984. Trace metals in some organisms from the Southern Baltic. Oceanology 18, 79–94.

Davidian, I.N., Savchuk, O.P., 1989. Problems in studies and mathematical modelling of the Baltic Sea ecosystem. International Project ‘‘Baltica’’, Gidrometeoizdat, Leningrad, 262pp.

Falandysz, J., 1984. Trace metals and organochlorines in plankton from the Southern Baltic. Mar. Pollut. Bull. 15, 416–418.

Gonzalez-Davila, M., 1995. The role of phytoplankton cells on the control of heavy metals concentrations in seawater.Mar. Chem. 48, 215–236.

Haarich, M., Kienz, W., Krause, M., Zauke, G., Schmidt, D.,1992. Heavy metal distribution in di.erent compartments of the northern North Sea and adjacent areas. ICES C.M. 1992/E: 45.

HELCOM, 2000. Third Periodic Assessment of the state of the Marine Environment of the Baltic Sea, 1989–1993. Helsinki Commission, Helsinki, 2000.

Ingri, J., Lo¨fvendahl, R., Bo¨strom, K., 1991. Chemistry of suspended particles in the Southern Baltic Sea. Mar. Chem. 32, 73–87.

Jozefczuk, A., Guzera, E., Bielecka, Z., 2002. Short term and seasonal variability of mesozooplankton at two coastal stations (Gdynia, Sopot) in the shallow water zone of the Gulf of Gdan´ sk. Oceanologia 45, 317–333.

Kahle, J., Zauke, G.-P., 2003. Trace metals in Antarctic Copepods from the Weddell Sea. Chemosphere 51, 409–417.

Marumo, K., Ishii, T., Ishikawa, Y., Ueda, T., 1998. Concentrations of elements in marine zooplankton from coastal waters of Boso peninsula, Japan. Fish. Sci. 64, 185–190.

Mollmann, C., Kornilovs, G., Sidrevics, L., 2000. Long-term dynamics of main masozooplankton species in the central Baltic Sea. J. Plankt. Res. 22, 2015–2038.

Mollmann, C., Koster, F., 2002. Population dynamics of calanoid copepods and the implications of their prediation by clopeid .sh in the Central Baltic Sea. J. Plankt. Res. 24, 959–977.

Mollmann, C., Koster, F., Kornilovs, G., Sidrevics, L., 2002. Long term trends in abundance of cladocerans in the Central Baltic Sea. Mar. Biol. 141, 343–352.

Pempkowiak, J., 1991. Enrichment factors of heavy metals in the Southern Baltic surface sediments dated with 210Pb and 137Cs. Environ. Inter. 17, 421–428.

Pempkowiak, J., Szefer, P., 1992. Origin, sources and concentrations of selected heavy metals in the Southern Baltic biota. Bull. Sea Fish. Inst. 1 (125), 29–32.

Pempkowiak, J., Chi.oleau, J.-F., Staniszewski, A., 2000. The vertical and horizontal distribution of selected trace metals in the Baltic Sea of Poland. Estuarine Coast. Shelf Sci. 51, 115–125.

Pohl, Ch., 1992. Correlation between trace metal concentrations (Cd, Cu, Pb, Zn) in seawater and zooplankton organisms (Copepoda) of the Arctic and Atlantic Ocean. Berichte Polarforsch. 101, 198.

Pohl, C., Hennings, U., Peterson, I., Siegel, H., 1998. Trace metal budget, transport, modi.cation and sink in the transition area between the Oder and Peene rivers and the Southern Pomeranian Bight. Mar. Poll. Bull. 36, 598–616.

Polak-Juszczak, L., 1998. Levels and trends of changes in heavy metal concentration in Baltic .shes. In: Proceedings of 2^nd International Conference on Trace elements, e.ects on organisms and environment, Cieszyn 1998, 289pp.

Postel, L., Fock, H., Hagen, W., 2000. Biomass and abundance.In: Harris, R. (Ed.), ICES Zooplankton Methodology Manual. Academic Press, San Diego, pp. 147–154.

Protasowicki, M., 1991. Long-term studies on heavy metals in aquatic organisms from the River Odra mouth area. Acta Ichthyol. Piscatoria Suppl. XXI, 301–309.

Raymont, J., 1983. Plankton and productively in the ocean. Zooplankton, vol. 2. Pergamon Press, Oxford, pp. 159–170.

Ritterho., J., Zauke, G.-P., 1997a. In.uence of body length, life history status and sex on trace metal concentrations in  selected zooplankton collectives from the Greenland Sea. Mar. Pollut. Bull. 34, 614–621.

Ritterho., J., Zauke, G.-P., 1997b. Trace metals in .eld samples of zooplankton from the Fram Strait and the Greenland Sea. Sci. Total Environ. 199, 255–270.

Sanders, J., Riedel, J., 1991. Metal accumulation and impacts in phytoplankton. In: Langston, W., Bebianno, M. (Eds.), Metal Metabolism in Aquatic Environments. Chapman and Hall, London, pp. 59–76.

Scarlato, N., Marcovecchio, J., Pucci, A., 1997. Heavy metal distribution in zooplankton from Buenos Aires waters (Argentina). Chem. Spec. Bioav. 9, 21–26.

Szefer, P., Skwarzec, B., Koszteyn, J., 1985. The occurrence of some metals in mesozooplankton taken from the Southern Baltic. Mar. Chem. 17, 237–253.

Szefer, P., Szefer, K., Glasby, G., Pempkowiak, J., Kaliszan, R., 1996. Heavy metal pollution in surface sediments from the Southern Baltic Sea o. Poland. J. Environ. Sci. Health A 31, 2723–2754.

Yan, N., Girard, R., Heneberry, J., Keller, W., Gunn, J. Dillon, P., 2004. Recovery of copepod but not cladoceran zooplankton from severe and chromic e.ects of multiple stressors. Ecol. Lett. 7, 452–460.

Zauke, G.-P., Krause, H., Weber, A., 1996. Trace metals in mesozooplankton of the North Sea: Concentrations in di.erent taxa and preliminary results on bioaccumulation in copepod collectives. Int. Revue. Ges. Hydrobiol. 81, 141–160. 1708 J. Pempkowiak et al. / Chemosphere 62 (2006) 1697–1708