การประเมินทางชีวภาพแบบเร็ว
โดย นฤมล แสงประดับ
การประเมินทางชีวภาพแบบเร็ว
(Rapid Bioassessment)
วิธีการประเมินทางชีวภาพแบบเร็ว (Rapid Bioassessment) ได้ถูกพัฒนาขึ้นเมื่อประมาณปี ค.ศ. 1980 เพื่อลดค่าใช้จ่ายและร่นระยะเวลาในวิธีเชิงปริมาณ (Resh and Rosenberg, 1993) วีการประเมินทางชีวภาพแบบเร็ว เป็นการรวมการประเมินแหล่งอาศัย คุณภาพน้ำ และสภาพสิ่งมีชีวิตที่อาศัยอยู่ในแหล่งน้ำนั้น โดย อาศัยหลักการว่าผลรวมของคุณภาพแหล่งอาศัยและคุณภาพน้ำเป็นตัวกำหนดสภาพสิ่ง มีชีวิตในชุมชน วิธีการนี้ช่วยลดค่าใช้จ่ายและเวลา ขณะที่วิธีการสำรวจยังคงความเป็นวิทยาศาสตร์ และสามารถทำได้หลายพื้นที่ ได้ผลลัพธ์ทางวิทยาศาตร์ที่รวดเร็วและง่ายต่อการเข้าใจได้ของผู้มีอำนาจใน การตัดสินใจ หรือบุคคลทั่วไปที่มิใช่ผู้เชี่ยวชาญ และวิธีการเป็นมิตรต่อสิ่งแวดล้อม (Resh and Jackson, 1993) วิธีการประเมินทำโดยการเปรียบเทียบสภาพอ้างอิง (reference condition) หรือ สถานีอ้างอิง (reference sites) กับสถานีทดสอบ (test sites) โดยสถานีทั้งสองแบบนี้มีลักษณะต่างๆ คล้ายคลึงกัน (Resh et al., 1995; Barbour et al., 1996a) สถานี อ้างอิงที่เป็นพื้นที่ไมาได้รับผลกระทบนั้น หาได้ยาก ดงันั้นจึงต้องพยายามหาบริเวณที่ได้รับผลกระทบน้อยที่สุดแทน ในทางปฏิบัติมักใช้ผลจากการศึกษาที่มีผู้ทำมาก่อนเป็นแนวทางในการหาบริเวณ ที่จะใช้เป็นสภาพอ้างอิง (Hughes, 1995; Omemik, 1995) สภาพอ้างอิงอาจเป็นสถานีที่จำเพาะเจาะจง (site specific) เช่น บริเวณต้นน้ำเปรียบเทียบกับบริเวณท้ายน้ำ (upstream vs downstream sites) หรือเป็นชุดบริเวณที่ไม่ถูกรบกวน (unimpaired sites) ซึ่ง อยู่ในภูมิภาคและมีแหล่งอาศัยแบบเดียวกัน ในสหราชอาณาจักรลักณะของแหล่งอาศัยถูกใช้ในการทำนายสัตว์ที่คาดว่าจะพบใน สถานีทดสอบและการวิเคราะห์หลายตัวแปร (multivariate analysis) ใช้ในการวิเคราะห์สำหรับโมเดลทำนาย (เช่น RIVPACS, AusRivAS และ BEAST) แต่ ในประเทศสหรัฐอเมริกา การประเมินแหล่งอาศัยถูกใช้เป็นเครื่องมือสำหรับจำแนกและแปรผลข้อมูลของ สัตว์น้ำ รวมทั้งใช้บ่งชี้คุณภาพน้ำและระดับความเครียดของแหล่งอาศัยของชุมชนสัตว์ การวิเคราะห์นิยมใช้การวิเคราะห์เมทริกหลายแบบ (multimetric analysis) (Resh et al., 1995) เทคนิคการวิเคราะห์หลายตัวแปรถูกนำมาใช้ในการวิเคราะห์ข้อมูลสำหรับการประเมินทางชีวภาพแบบเร็วเนื่องจากมีอำนาจสูง (power) และสามารถใช้กับข้อมูลจำนวนมากๆได้
ในประเทศสหรัฐอเมริกาโปรโตคอลการประเมินทางชีวภาพแบบเร็วสำหรับชุมชนสัตว์ไม่มีกระดูกสันหลังหน้าดินและชุมชนปลา (Rapid Bioassessment Protocal for Macroinvertebrates and Fishes) ของ Plafkins et al., (1989) ได้รับความสนใจมากที่สุด เมทริกที่ใช้ถูกจัดจำแนกได้ 5 ประเภท คือ จำนวนชนิด (richness) จำนวนนับ (ENUMERATIONS) การวัดความหลากหลายและความคล้ายคลึงกัน (diversity and similarity measures) การหาอาหาร (Functional Feeding Groups) และ ดัชนีชีวภาพ (Biotic Indices) (Resh and Jackson, 1993) เมทริกเหล่านี้ถูกประเมินเพื่อหาความซ้ำซ้อน (Redundancy) และความผันแปร (variability) เพื่อคัดเลือกให้เหลือเพียงเมทริกแทน (core metrics) เช่น กรณีของจำนวนชนิด (richness) ผลการวิเคราะห์มักพบว่า EPT richness (จำนวนชนิดของแมลงชีปะขาว แมลงสโตนฟลาย และแมลงหนอนปลอกน้ำ) และ tool taxa richness (จำนวนชนิดของสิ่งมีชีวิตทั้งหมด) มีความซ้ำซ้อนกัน แต่เมทริกทั้งสองนี้ สามารถใช้แยกความแตกต่างภายในกลุ่มย่อยได้ เป็นต้น (Barbour et al., 1992; Hannaford and Resh, 1995) วิธีประเมินทางชีวภาพแบบเร็วมีวัตถุประสงค์ข้อหนึ่ง คือ การลดระยะเวลาการทำปฏิบัติการลง คำถามที่เกิดขึ้น คือ จำนวนขนาดของตัวอย่าง (sample size) ที่น้อยที่สุดสำหรับใช้ในโปรโตคอลควรเป็นเท่าไร ได้มีความพยายามเพื่อกำหนดจำนวนสัตว์ให้พอเพียง ในโปรโตคอลที่ 3 ( Rapid Bioassessment Protocal III) ใช้จำนวนนับคงที่ (fix-count) ของสัตว์จำนวน 100 ตัวอย่าง ซึ่งได้มีข้อโต้แย้งและมีการวิจัยผลของการสุ่มตัวอย่างย่อย (subsampling) ต่อกระบวนการประเมินแบบเร็ว เช่น Courtermanch (1996) ได้ แย้งว่า กระบวนการเพื่อให้ได้จำนวนนับคงที่นี้ทำให้ขาดคุณค่าของการแปรผลด้านนิเวศไป และผลการวิจัยหลายเรื่องพบว่า เมื่อใช้จำนวนนับคงที่จำนวน 100 ตัว ได้ก่อให้เกิดความลำเอียงขึ้น (Barbour et al., 1996; Grawns et al., 1997; Somer et al., 1998; Sovell and Vodracek, 1999) Deberstein et al., (2000) สาธิตว่าจำนวนนับคงที่ 100-300 ตัว ไม่เพียงพอต่อการประเมินผลและอาจนำไปสู่การสรุปที่ผิดพลาด Ostermiller and Hawkins (2004) รายงานว่าจำนวนนับคงที่ที่น้อยทีสุดควรเท่ากับหรือมากกว่า 350 ตัว เพื่อช่วยเพิ่มความแม่นยำและความไวต่อผลของโมเดลทำนาย Growns et al., (1997) และ Somer et al. (1988) มีความเห็นพ้องกันว่า จำนวนนับคงที่ที่มากนี้ช่วยเพิ่ม taxa richness ในการสุ่มตัวอย่างย่อย Barbour and Gerristsen (1996) ได้เสนอแนะว่า จำนวนนับคงที่ของการสุ่มตัวอย่างย่อยนั้นควรมีจำนวนอยู่ร้อยละ 20 ของจำนวนนับเป้าหมาย (เช่น อยู่ระหว่าง 80-120 สำหรับจำนวนนับคงที่ 100 ตัว) ซึ่งโปรโตคอลของการประเมินทางชีวภาพแบบเร็วในประเทศสหรัฐอเมริกาได้แนะนำให้ใช้จำนวนนับคงที่ 100-500 ตัว แต่ทั้งนี้ต้องทดสอบก่อนว่าผลการวิเคราะห์จำนวนใดดีที่สุด เพราะอาจได้ผลแตกต่างกันขึ้นกับพื้นที่
นอกเหนือจากจำนวนนับว่า ควรเป็นเท่าไรแล้ว ได้มีการอภิปรายถึงความสำคัญของสิ่งมีชีวิตที่พบเป็นจำนวนน้อยมากๆ ในการสำรวจ (rare species) ซึ่งในการสุ่มตัวอย่างย่อยสิ่งมีชีวิตเหล่านี้อาจไม่ถูกเลือกขึ้นมา (เพราะมีโอกาสน้อยกว่าสิ่งมีชีวิตอื่นๆ ที่มีจำนวนมากกว่า) หรือ สิ่งมีชีวิตเหล่านี้มักถูกตัดทิ้งออกจากข้อมูลดิบก่อนการวิเคราะห์ข้อมูล ด้วยเหตุผลว่ามีผลน้อยต่อการวิเคราะห์ข้อมูลและอาจทำให้เกิด noise ต่อวิธีการวิเคราะห์ทางสถิติ (Gauch, 1982) หรือ สิ่งมีชีวิตเหล่านี้อาจไม่ถูกจับขึ้นมาจากพื้นที่เก็บตัวอย่างเมื่อมีการใช้ขนาดของตัวอย่างน้อยเกินไป (Cao et al., 1998) Cao et al., (2001) ได้เรียบเรียงเกี่ยวกับ rare species หรือสิ่งมีชีวิตที่มีจำนวนน้อยมากๆ ในตัวอย่าง ต่อ ผลการวิเคราะห์หลายตัวแปร และให้ความเห็นว่าการเอาสิ่งมีชีวิตที่พบเป็นจำนวนน้อยมากๆ นี้ออกจากการวิเคราะห์ทำให้ไม่สามารถวัดผลที่มีต่อสิ่งมีชีวิตเหล่านี้ได้ นั่นคือ ความไวในการหาและวัดผลกระทบจะลดลง ซึ่งตรงกับความเห็นของ Ford (1989) Cao et al. (2001) ได้ชี้ให้เห็นถึงโมเดลหลายตัวแปร เช่น RIVPACS (River Invertebrate Prediction and Classification System) AusRivAS (Australian River Assessment Scheme) และ BEAST (Benthic Assessment of Sediment) ซึ่ง เป็นที่นิยมอย่างกว้างขวางในการใช้ประเมินผลกระทบด้านนิเวศ และสุขภาพของระบบนิเวศในประเทศอังกฤษ ออสเตรเลีย และบางส่วนของแคนาดา ตามลำดับ วิธีการเก็บตัวอย่างของโมเดลทั้ง 3 นี้แตกต่างกัน คือ RIVPACS ใช้วิธีเก็บตัวอย่างเชิงคุณภาพที่เก็บตัวอย่างจากสัตว์ทุกแหล่งอาศัยและใช้สิ่งมีชีวิตทุกชนิด (taxa) ที่ได้จากการแยกตัวอย่างจากตะกอนในระยะเวลา 2 ชั่วโมง ดังนั้นจำนวนตัวอย่างสัตว์ในโมเดลนี้จึงมาก AusRivAS ใช้ข้อมูลเชิงคุณภาพในการแยกตัวอย่างเป็นเวลา 30 นาที และ BEAST ใช้ ตัวอย่างเชิงปริมาณแต่เก็บปริมาณน้อย โมเดลสองอันหลังนี้ในขั้นต่อมาได้เอาสิ่งมีชีวิตที่มีจำนวนน้อยมากๆ ออก ดังนั้น ข้อมูลบางอย่างอาจขาดหายไปก่อนการวิเคราะห์ข้อมูล Turak et al. (1999) พบว่า โมเดล RIVPACS มี ความไวเพิ่มขึ้นเมื่อรวมตัวอย่างสัตว์จากแหล่งอาศัยต่างกันและหลากหลายฤดู กาลเข้าด้วยกันก่อนทำการวิเคราะห์ข้อมูล นั่นคือ จำนวนตัวอย่างที่มากช่วยเพิ่มความไวของโมเดลทำนาย ในการประเมินทางชีวภาพความคลาดเคลื่อนตามทฤษฎีที่อาจเกิดขึ้นได้มี 2 แบบ คือ ความคลาดเคลื่อนแบบที่หนึ่ง ได้ผลว่า มีผลกระทบแต่ในความเป็นจริง ไม่มี และความคลาดเคลื่อนแบบที่ 2 ได้ผลว่า ไม่มีผลกระทบแต่ในความเป็นจริงมีผลกระทบเกิดขึ้น ซึ่งเทคนิคการประเมินทางชีวภาพที่แข็ง (robust) ควรให้เกิดความคลาดเคลื่อนทั้งสองแบบนี้น้อยที่สุด การตัดสิ่งมีชีวิตที่มีจำนวนน้อยมากๆออกไปอาจทำให้เกิดความคลาดเคลื่อนแบบที่ 2 ได้ สิ่งมีชีวิตที่พบเป็นจำนวนน้อยมากๆ นี้อาจช่วยเพิ่มความเที่ยงตรงและความไวแก่โมเดลทำนายถ้าสิ่งมีชีวิตเหล่านี้ ส่วนมากมีการตอบสนองทางบวกต่อผลกระทบ (Hawkins et al., 2000) สิ่ง ที่ต้องคำนึงถึงอย่างหนึ่ง คือ สิ่งมีชีวิตที่มีจำนวนน้อยมากๆ นี้อาจไม่มีผลต่อการแยกสถานีในการวิเคราะห์พื้นที่ช่วงภูมิศาสตร์กว้าง เช่น ระดับภูมิภาค กรณีมีมลพิษมากหรือความแตกต่างของสิ่งแวดล้อมเด่นชัด เพราะข้อมูลของสิ่งมีชีวิตที่พบเป็นจำนวนมากหรือพบบ่อย (abundant species) เพียง พอต่อการแยกความแตกต่างได้ แต่อาจมีผลต่อการวิเคราะห์พื้นที่ในระดับท้องถิ่น หรือในกรณีที่ระดับมลพิษหรือความแตกต่างของสิ่งแวดล้อมไม่เด่นชัด ดังนั้น การเก็บตัวอย่างให้ได้จำนวนมากจึงเป็นวิธีที่จะทำให้สิ่งมีชีวิตที่มีจำนวน น้อยมากๆ หรือพบไม่บ่อยไม่สูญหายไปเมื่อทำการสุ่มตัวอย่างย่อย (Cao et al., 2001) Robeni et al., (1999) ได้ สาธิตว่าการเลือกลำธารที่ดีเพียงหนึ่งตอนใช้เป็นตัวแทนของลำธารทั้งสายได้ และอนุกรมวิธานระดับวงศ์เพียงพอสำหรับการจัดจำแนกลำธารในระดับภูมิภาคที่ กว้าง (Hewlet, 2000) จนถึงปัจจุบันวิธีการประเมินทาง ชีวภาพแบบเร็วได้รับการทดสอบว่าใช้ทำนายหรือทดสอบผลกระทบที่เกิดจากกิจกรรม ของมนุษย์และวัดระดับมลพิษที่เกิดจากมนุษย์ได้ (เช่น ใน Maret et al., 2003;Sloane and Norris, 2003: Weigel, 2003) แต่เนื่องจากวิธีการนี้ไม่มีจำนวนซ้ำ (Replicate) จึงไม่สามารถตรวจสอบความคลาดเคลื่อนได้ Hose et al. (2004) ได้ตรวจสอบควมผันแปรของการประเมินทางชีวภาพแบบเร็วของโมเดล AusRivAS ในลำธารที่ไม่ถูกรบกวน 2 สาย ที่ประเทศออสเตรเลียเป็นระยะเวลา 4-6 สัปดาห์ พบว่าการมีซ้ำทำให้ค่า CI ลดลง เพิ่มความน่าเชื่อถือของสัดส่วน O/E taxa ( O คือสัตว์ที่พบจริง E คือสัตว์ที่คาดว่าจะพบ) สัดส่วนนี้ไม่เปลี่ยนแปลงในระยะเวลา 4-6 สัปดาห์ และจำนวน 4 ซ้ำ เพียงพอสำหรับการวิเคราะห์ทางสถิติ แต่การมีซ้ำทำให้สิ้นเปลืองงบประมาณและเวลา ซึ่งไม่ตรงกับวัตถุประสงค์ของวิธีการประเมินทางชีวภาพแบบเร็ว ดังนั้น หน่วยงานที่จะใช้วิธีการประเมินทางชีวภาพแบบเร็วควรมีการประเมินความพอดีระหว่างความสามรถในการแยกแยะ (power of resolution) กับความคุ้มทุน (cost effectiveness) (Barbour et al., 1999) อย่าง ไรก็ตามยังไม่มีการทดสอบเรื่องจำนวนซ้ำในสถานีทดสอบหรือทดสอบกับโมเดลอื่นๆ และนอกจากการใช้แมลงน้ำในการประเมินทางชีวภาพแล้ว การศึกษาชนิดของจุลินทรีย์ที่เจริญบนตัวแมลงน้ำได้แสดงให้เห็นว่ามีศักยภาพ สำหรับใช้ประเมินคุณภาพน้ำได้เช่นกัน (Lemly, 1998) สำหรับประเทศไทยขณะนี้ ยังไม่มีระบบการประเมินคุณภาพน้ำทางชีวภาพแบบเร็ว
เอกสาีรอ้างอิง
Barbour, M.T. and Gerristsen, J. 1996. Subsampling of benthic samples: a defense of the fixed- count methods. Journal of t he North American Benthological Society 15(3): 386-391.
Barbour, M.T., Gerritsen, J., Frydenberg, R., McCarron, E., White, J.S. and Bastian, M.L. 1996. A framework for biological criteria for Florida streams using benthic macroinvertebrates. Journal of the North American Benthological Society. 15(2): 185-211.
Barbour, M.T., Gerritsen, J., Snyder, B.D. and Stribling, J.B. 1999. Rapid Bioassessment Protocals for use in streams and Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic macroinvertebrates, and Fish. 2nd ed. EPA. 841-B-99-002. U.S.Environmental Protection Agency, Office of Water, Washington, D.C.
Barbour, M.T., Plafkin, J.L., Bradley, B.P., Graves, C.G. and Wisseman, R.W. 1992. Evaluation of
EPSs rapid bioassessment benthic metrics: metric redundancy and variability among reference stream sites. Environmental Toxicology and Chemistry 11(4): 437-449.
Cao, Y., Larsen, D.P. and Thorne, R.St.. 2001. Rare species in multivariate analysis for bioassessment: some considerations. Journal of the North American Benthological Society. 20(1): 144-153.
Courtermanch, D.L. 1996. Commentary on the subsampling procedures used for rapid bioassesments. Journal of the North American Bemthological Society. 15(3): 381-385.
Doberstein, C.P., Karr, J.R. and Conquest, L.L. 2000. The effect of fixed-count subsampling on macroinvertebrate biomonitoring in small streams. Freshwater Biology. 44: 355-371.
Ford, J. 1989. The effects of chemical stress on aquatic species composition and community structure. In: Ecotoxicology Problems and approaches. S.A. Levin, M.A. Harwell, J.TR. Kelly, and K.D. Kimbal (Eds.) pp. 99-144. Springer-Verlag, New York.
Gauch, H.G. 1982. Multivariate analysis in community ecology. Cambridge University Press, Cambridgr, UK.
Growns, J.E., Chessman, B.C., Jackson, J.E. and Ross, D.G. 1997. Rapid assessment of Australian river using macroinvertebrates: cost and efficiency of 6 methods of sampling processing. Journal of the North American Benthological Society. 16(4): 682-693.
Hannaford, M.J. and Resh, V.H. 1995. Variability in macroinvertebrate rapid-bioassessments on a northern surveys and habitat assessments in a northern California stream. Journal of the North American Benthological Society. 14(3): 430-439.
Hawkins, C.P., Norris, R.H., Gerritsen, J., Hughes,R.M., Jackson, S.K., Johnson, R.K. and Stevenson, R.J. 2000. Evaluation of the use landscape classifications for the prediction of freshwater biota: synthesis and recommendations. Journal of the North American Benthological Society 19(9): 541-556.
Hewlett, R. 2000. Implications of taxonomic resolution and sample habitat for stream classification at a broad geographic scale. Journal of the North American Benthological Society 19 (4): 352-361.
Hose, G., Turak, E. and Waddel, N. 2004. Reproducibility of AUSRIVAS rapid bioassessments using macroinvertebrates. Journal of the North American Benthological Society 23(1): 126-140.
Hughes, R.M. 1995. Defining acceptable biological status by comparing with reference conditions. In: Biological assessment and criteria. Tools for water resource planning and decision making. W.S.Davis and T.P. Simon (Eds.), pp. 31-47. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida.
Lemly, A.D. 1998. Bacteria growth on stream insects: potential for use in bioassessment. Journal of the North American Benthological Society 17(2): 228-238.
Maret, T.R., Cain, D.J., MacCoy, D.E. and Short, T.M. 2003. Response of benthic invertebrate assemblages to metal exposure and bioaccumulation associated with hard-rock mining in northwestern streams, USA. Journal of the North American Benthological Society 22 (4): 598-620.
Omemik, J.M. 1995. Ecoregions: A Spatial Framework for Environmental management. In: Biological assessment and criteria. W.S. Davis and T.P. Simon (Eds), pp. 49-62. Lewis Publishes, Boca Raton.
Ostermiller, J.D. and Hawkins, C. 2004. Effects of sampling error on bioassessments of stream ecosystems: application to RIVPACS-type model. Journal of the North American Benthological Society 23(2): 363-382.
Plafkin, J.L., Barbour, M.T., Poter, K.D., Gross, S.K. and Hughes, R.M. 1989. Rapid bioassessment protocals for use in streams and rivers. Benthic macroinvertebrates and fish. EPA/444/4-89-001. Office of Water Regulations and Standards, U.S. Environmental Protection Agency, Washington, D.C.
Resh, V.H. and Jackson, J.K. 1993. Rapid assessment approaches to biomonitoring using benthic macroinvertebrates. In: Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. D.M. Rosenberg, and V.H. Resh (Eds.), pp. 195-233. Chapman & Hall, New York.
Resh, V.H., Norris, R.H. and Barbour, M.T. 1995. Design and implementation of rapid assessment approaches for water resource monitoring using benthic macroinvertebrate. Journal of the North American Benthological Society 20(2): 180-221.
Robeni, C.F., Wang, N. and Sarver, R.J. 1999. Evaluating adequacy of the representative stream reach used in invertebrate monitoring programs. Journal of the North American Benthological Society 18(3): 284-291.
Rosenberg, D.M. and Resh, V.H. 1993. Introduction. In: Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. D.M. Rosenberg, and V.H. Resh (Eds.), pp. 1-9. Chapman & Hall, New York.
Sloane, P.I.W. and Norris, R.H. 2003. Relationship of AUSRIVAS-based macroinvertebrate predictive model outputs to a metal pollution gradient. Journal of the North American Benthological Society 22(3): 457-471.
Somer, K.M., Reid, R.A. and David, S.M. 1998. Rapid biological assessment: How many animals are enough? Journal of the North American Benthological Society 17(3): 348-358.
Sovell, L.A. and Vodracek, B. 1999. Evaluation of the fixed-count method for Rapid Bioassessment: how many animals are enough? Journal of the North American Benthological Society 17: 420-426.
Turak, E. Flack, L.K., Norris, R.H., Simpson, J. and Waddell, N. 1999. Assessment of river condition at a large spatial scale using predictive models. Freshwater Biology 41: 283-298.
Weigel, B.M. 2003. Development of stream macroinvertebrate models that predict watershed and local stressors in Wisconsin. Journal of the North American Benthological Society. 22 (1): 123-142.
ความเห็น (1)
มายด์ มัธยมวัดบึงทองหลาง
มายด์อยู่ ม. ต้องทำงานเรื่องประมานนี้พอดีและข้อมูลก็ช่วยได้ค่อนข้างเยอะน่ะค่ะขอบคุณที่มาแบ่งปันความรู้ค่ะ