porównanie toksyczności Diazynonu do umiarkowanych i tropikalnych Słodkowodnych rozwielitek

Streszczenie

obecność pestycydów w zbiornikach wodnych stanowi wyjątkowe wyzwanie dla ekosystemu i wszystkich form życia. Metody biologiczne były szeroko stosowane do badania toksycznych skutków różnych substancji toksycznych, w tym pestycydów. Celem niniejszego badania jest określenie niekorzystnego wpływu diazynonu, niesystemicznego insektycydu organofosforanowego, na dwa gatunki kladoceranu, w tym umiarkowaną Rozwielitkę magna (D. magna) i tropikalną Rozwielitkę lumholtzi (D. lumholtzi). Wartości 48 h LC50 wykazały wyższą toksyczność diazynonu dla D. lumholtzi w stężeniu 3,41 µg * L – 1 w porównaniu do D. magna w stężeniu 4,63 µg·L−1. Po 14 dniach ekspozycji na diazynon zdolność przeżycia, jak również potencjał reprodukcyjny dwóch gatunków kladoceranów wyraźnie się zmniejszyły, a ich wskaźnik wzrostu populacji (RPI) zmniejszył się przy stężeniach >0, 1 µg·L−1. Obecne badania wykazały, że tropikalny kladoceran (D. lumholtzi) był bardziej wrażliwy niż umiarkowany D. magna. W związku z tym może być stosowany jako wskaźnik do oceny toksyczności w środowiskach tropikalnych. Obecność diazynonu w zbiornikach wodnych może wiązać się ze znacznym ryzykiem dla organizmów wodnych.

1. Wprowadzenie

w ostatnich dziesięcioleciach większość krajów rozwiniętych zmierza w kierunku rolnictwa wolnego od chemikaliów, znanego również jako rolnictwo „ekologiczne” lub innymi słowy, zmniejszającego stosowanie pestycydów . Doprowadziło to do znacznej poprawy praktyk agronomicznych kierowanych przez rygorystyczne przepisy prawne oraz jakości naturalnych zbiorników wodnych, co oznacza mniejsze ryzyko dla życia wodnego . Większość krajów rozwijających się w regionach tropikalnych zwiększa stosowanie pestycydów i nawozów, ponieważ stają się bogatsze . W rezultacie stężenie pestycydów w środowiskach tropikalnych stale wzrasta, powodując spadek różnorodności gatunkowej. Chociaż pestycydy mają pewne korzystne skutki dla upraw rolnych, ich stosowanie może powodować szeroki zakres toksycznych skutków dla różnych organizmów nietrwałych .

Diazynon (o,o-dietylo-o – fosforotionian) jest niesystemicznym insektycydem organofosforanowym. Był powszechnie stosowany do kontroli insertów w uprawach rolnych . Toksyczność diazynonu wynika z hamowania enzymu acetylocholinoesterazy (AChE), co prowadzi do gromadzenia neuroprzekaźników i zmiany transmisji sygnału w synapsach chemicznych . Na rynku krajowym i międzynarodowym zarejestrowanych jest ponad 500 produktów zawierających diazynon jako substancję czynną . Ze względu na szerokie zastosowanie diazynon często występuje w ekosystemach Słodkowodnych . W niedawnym badaniu Montuori et al. donoszono, że diazinon jest rozpowszechniony w systemach wodnych w całej Europie, a najwyższe odnotowane stężenie wynosi 785 ng·L-1 w rzece Ebro w Hiszpanii. Ponadto w miejskich drogach wodnych w Kalifornii stwierdzono wysokie stężenia diazynonu do 1,5 µg·L−1 . W ostatnich dziesięcioleciach diazinon był szeroko stosowany w regionach tropikalnych . Jednakże przepisy i rozporządzenia dotyczące pestycydów nie zostały odpowiednio wdrożone w tych regionach, pomimo ich intensywnego stosowania. Toksyczne działanie diazynonu jest dostępne w literaturze dla umiarkowanego kladoceranu D. magna. Jednak toksyczne działanie diazynonu na tropikalne zooplanktony nie zostało dobrze udokumentowane i zbadane w literaturze.

Diazynon generuje wysoką toksyczność ostrą dla wielu różnych organizmów wodnych, co prowadzi do szerokiego zakresu subletalnych efektów biochemicznych, uszkodzenia określonych docelowych narządów i tkanek oraz niekorzystnego wpływu na środowisko. Toksyczność diazinonu była szeroko badana u ryb i skorupiaków i stwierdzono , że jest on umiarkowanie toksyczny dla wczesnych stadiów życia danio pręgowanego . Zanotowano już wartości 96 h LC50 w zakresie od 0,32 do 1,53 mg·L−1 dla larw i od 2,2 do 10,3 mg·L−1 dla dorosłych kilku ryb . Yen et al. donoszono, że diazinon obniża aktywność pływania larw i hamuje aktywność bólu u danio pręgowanego, a także zwiększa zawartość Hsp70. U kladoceranów diazynon w stężeniu od 0,18 do 0,30 µg * L-1 powodował niekorzystny wpływ na przeżycie D. magna . Stwierdzono, że te stężenia diazynonu powodują zmniejszenie średniej całkowitej liczby młodych na samicę, średniej wielkości potomstwa oraz wskaźnika wzrostu populacji (RPI) i rozwoju D. magna. Tylko stężenie powyżej 0,25 µg * L-1 spowodowało opóźnienie w czasie do pierwszej reprodukcji . Modele toksykokinetyczne i toksykodynamiczne diazynonu i jego produktu ubocznego 2-izopropylo-6-metylo-4-pirymidynolu u skorupiaków były badane przez Kretschmanna i wsp. . Wyniki sugerują, że oksydacyjna dearylacja diazynonu do pirymidynolu jest kluczowym etapem detoksykacji komórkowej, który jest katalizowany przez enzym P450 . Jednak większość badań ekotoksykologicznych wykorzystuje umiarkowany kladoceran D. magna jako model ekotoksykologiczny; toksyczność insektycydu na tropikalne gatunki zooplanktonu nie została zbadana w tym samym stopniu .

w tym badaniu przeprowadzono test ostrego 48-godzinnego i przewlekłego 14-dniowego w celu zbadania wpływu diazynonu na dwa gatunki kladoceranów. Toksyczność diazynonu dla wczesnych stadiów życia gatunków umiarkowanych D. testowano magna, a toksyczność Na D. magna porównywano z toksycznością na tropikalnym gatunku D. lumholtzi. Wyniki dostarczą informacji podstawowych w celu ustalenia wartości odniesienia dla insektycydów fosforoorganicznych w wodach tropikalnych.

2. Materiały i metody

2.1. Chemikalia

diazynon (O,O-dietylo-o – fosforotionian) został zakupiony od Sigma-Aldrich. Roztwory podstawowe o grubości 1 mM przygotowywano przez rozcieńczenie w sulfotlenku dimetylu (DMSO) przed eksperymentem i utrzymywano w temperaturze 4°C.

2.2. Badane organizmy

w niniejszym badaniu wykorzystano dwa gatunki kladoceranów: D. lumholtzi wyizolowano ze stawu rybnego na północy Wietnamu. D. magna otrzymano z MicroBioTest Inc. (Belgia). Obie rozwielitki hodowano w zlewkach o pojemności 1 L wypełnionych pożywką mieszaną i trzymano w temperaturze 25 ± 1°c w cyklu jasno-ciemnym trwającym 12 h : 12 h. zwierzęta karmiono algą microgreen (Chlorella sp.) oraz mieszankę drożdży, cerrofilu i pstrąga (YTC) w stosunku 1 : 1 : 1 . Pożywienie i pożywienie odnawiano co dwa dni.

2.3. Test ostrej toksyczności

test ostrego unieruchomienia przeprowadzono zgodnie z protokołem 202 Organizacji Współpracy Gospodarczej i rozwoju . Test ten przeprowadzono w celu oceny wrażliwości gatunku i ustalenia zakresu stężeń, które mają być stosowane w testach przewlekłych. Krótko, noworodki rozwielitki (<w wieku 24 h) utrzymywały się w 50 mL zlewkach zawierających 30 mL pożywki połączonej z diazynonem w zakresie stężeń 0, 0.5, 1, 2, 5, i 10 µg * L-1. W każdym stężeniu ekspozycji narażono 15 noworodków na stężenie diazynonu i ślepą próbę kontrolną. Wszystkie ekspozycje testowe przygotowano w trzech egzemplarzach. Pojemniki do badań umieszczano w kontrolowanej temperaturze 25 ± 1°c w cyklu światło-ciemność 14 h: 10 h podczas 48 h inkubacji. Ocenianą odpowiedzią dla tego testu było unieruchomienie lub śmierć kladoceranów. Kryterium akceptacji testu był wskaźnik przeżycia większy lub równy 90% w grupie kontrolnej. W celu określenia średniego stężenia śmiertelnego (48 h LC50) wykorzystano dane dotyczące śmiertelności zarejestrowane pod koniec badań toksyczności (48 h LC50).

2.4. Test toksyczności przewlekłej

w oparciu o wyniki toksyczności ostrej i istotne dla środowiska stężenia diazynonu w poprzednich badaniach, rozwielitki były narażone w ciągu 14 dni na następujące subletalne stężenia diazynonu: 0 (Kontrola), 0.05, 0.1, 0.2, 0.5, i 1,0 µg·L−1. Badanie reprodukcji przeprowadzono zgodnie ze standardowym protokołem opisanym w APHA z niewielkimi modyfikacjami. Krótko mówiąc, noworodki w wieku poniżej 24 godzin były indywidualnie inkubowane w zlewkach o pojemności 50 mL zawierających 20 mL pożywki kontrolnej lub poddawane działaniu stężeń diazynonu. Diazynon i pokarm (mieszanina zielonych alg Chlorella sp., o gęstości 5 × 106 komórek·mL−1 i YTC) odnawiano co dwa dni. Przeżycie, rozmnażanie (płodność), czas pierwszego rozmnażania, całkowita liczba noworodków na samicę, liczba lęgów i wielkość lęgów były rejestrowane codziennie. Długość ciała rodzicielskich rozwielitek mierzono pod koniec eksperymentu.

2.5. Analiza statystyczna

mediana stężenia śmiertelnego wynosząca 48 h (48 h LC50) była przewidywana za pomocą analizy probitowej, tak jak wcześniej podał Stephan . Wskaźnik przyrostu populacji (RPI) obliczono według metody zaproponowanej przez Eulera–Lotka : ∑e-rxlxmx = 1, Gdzie lx = odsetek przeżycia do wieku x, MX = płodność specyficzna dla wieku i x = czas w dniach. Wszystkie obliczenia zostały oparte na 14-dniowych eksperymentach . Różnice między grupami leczonymi a grupami kontrolnymi określono za pomocą jednokierunkowej analizy wariancji (ANOVA). Znaczne różnice () wyróżniono stosując metodę badawczą Dunneta. Wszystkie dane przedstawiono jako medianę ± SD.

3. Wyniki i dyskusja

3.1. Toksyczność ostra

w grupie kontrolnej nie stwierdzono śmiertelności w czasie badania ostrego. Najwyższe badane stężenie diazynonu powodowało 100% śmiertelność obu rozwielitek. Jednak diazinon wykazywał większą toksyczność dla D. lumholtzi. Wartości 48 h LC50 diazynonu dla D. magna i D. lumholtzi w badanych warunkach eksperymentalnych, przy 95% przedziale ufności, wynosiły 4,63 i 3.41 µg * L−1.

toksyczne działanie pestycydów na organizmy wodne jest często badane przy użyciu umiarkowanego D. magna w warunkach laboratoryjnych. Jednak nadal niewiele wiadomo na temat ostrego i przewlekłego wpływu diazynonu na skorupiaki, zwłaszcza na gatunki pochodzące z regionów tropikalnych. Wartości 48 h LC50 dla diazynonu zgłoszone w tym badaniu mieściły się w zakresie wartości 48 h LC50 dla nauplius copepod Eodiaptomus (48 h LC50 = 2,8 µg.L−1), Mesocyclops (48 h LC50 = 2,9 µg·L−1) i Thermocyclops (48 h LC50 = 4.1 µg·L−1). Jednak wartości były niższe niż wartości 48 h LC50 dla dorosłych eodiaptomus (48 h LC50 = 46,8 µg·L−1), Mesocyclops (48 h LC50 = 30,6 µg·L−1) i Thermocyclops (48 h LC50 = 40,2 µg·L−1) lub wyższe niż wartości 48 h LC50 dla innych kladoceranów, takich jak Ceriodaphnia dubia (48 h LC50 LC50 = 0,21 µg·l−1) . Wyniki ostrych testów wykazały większą wrażliwość tropikalnych noworodków D. lumholtzi na diazinon w porównaniu z umiarkowanym D. magna. Z praktycznego punktu widzenia wyniki te wyraźnie pokazały, że D. lumholtzi może służyć jako odpowiedni surogat dla umiarkowanego gatunku D. magna, czyli jako gatunek wskaźnikowy toksyczności, w warunkach tropikalnych.

3.2. Toksyczność przewlekła

wpływ stężeń diazynonu subletalnego na przeżywalność i reprodukcję D. magna i D. lumholtzi podczas 14 dni inkubacji przedstawiono w tabeli 1 i na fig.1. Przeżycie obu rozwielitek zmniejszało się wraz ze wzrostem stężenia diazynonu podczas 14-dniowego testu. Po ekspozycji na diazynon obserwowano istotne zmniejszenie odpowiedzi w wywiadzie życiowym dla D. magna i D. lumholtzi. Oba rozwielitki dobrze rosły w inkubacji kontrolnej (długość D. magna i D. lumholtzi wzrosła odpowiednio do 4,1 i 2,4 mm pod koniec eksperymentu). Wszystkie osobniki w grupie kontrolnej przeżyły cały okres eksperymentalny (14 dni) i wyprodukowały liczne potomstwo (27,4 ± 3,6 osobników na D. magna i 18,2 ± 2,1 Na D. lumholtzi).

(a)

(b)

(a)
(b)

Rysunek 1

wyniki przeżycia po ekspozycji na różne stężenia diazynonu (µg·L-1). a) D. magna i B) D. lumholtzi.

Diazynon powodował znaczące efekty i zależne od dawki zwiększenie reprodukcji (liczba lęgów na samicę) obu rozwielitek (Tabela 1). W przypadku D. magna diazynon w stężeniu do 0,1 µg·L−1 lub wyższym spowodował znaczne zmniejszenie reprodukcji (liczba lęgów na samicę), podczas gdy w przypadku D. lumholtzi odnotowano znaczne zmniejszenie reprodukcji od najniższego badanego stężenia (0,05 µg·L−1). Reprodukcja obu rozwielitek była znacząco opóźniona (), z 6,5 dnia w grupie kontrolnej do 9,6 dnia w grupie D. magna (jako stężenie diazynonu do 0,1 µg·L−1 lub wyższe) i od 3,5 dnia w grupie kontrolnej do 5,4 dnia dla D. lumholtzi (jako stężenie diazynonu do 0,05 µg·L−1 lub wyższe) (Tabela 1). Wyniki obu badanych gatunków wykazały, że liczba noworodków urodzonych na samicę znacząco spadła przy stężeniu diazynonu wynoszącym 0,1 µg·L−1 lub wyższym (Tabela 1). Średnia długość ciała znacznie zmniejszyła się u tych rozwielitek (jako stężenie diazynonu do 0,2 µg·L−1 lub wyższe) w ciągu 14-dniowego okresu badania, z 4,1 do 3,1 mm i z 2,4 do 1,9 mm W D. magna i D. lumholtzi, odpowiednio.

wyniki historii odpowiedzi życiowej zarówno gatunków D. magna, jak i D. lumholtzi. Narażenie na subletalne stężenia diazynonu w warunkach laboratoryjnych wykazało, że diazynon znacząco zmniejszał liczbę potomstwa produkowanego na samicę i opóźniał wiek w pierwszym potomstwie. Uzyskane wyniki są zgodne z wcześniejszymi obserwacjami, które wykazały zmniejszenie średniej produkcji potomstwa i zahamowanie wzrostu u D. magna lub ceriodaphnia dubia po ekspozycji na diazinon .

wyniki testu przewlekłego wykazały, że D. lumholtzi był gatunkiem wrażliwym na diazynon. Sánchez et al. sugeruje, że skorupiaki są blisko spokrewnione z owadami, bardziej niż inne bezkręgowce. Dlatego są bardziej wrażliwe na pestycydy niż inne bezkręgowce. Modra i in. wskazano, że na toksyczność diazynonu wpływa wiele czynników, takich jak zdolność biotransformacji samego organizmu, temperatura wody, obecność innych zanieczyszczeń i inne nieidentyfikowane zmienne środowiskowe. Z drugiej strony, za pomocą toksycznego modelu kinetycznego i dynamicznego do badania toksyczności diazinonu, Kretschmann et al. zasugerowano, że wrażliwość badanych gatunków na diazinon może zależeć od zdolności detoksykacji diazinonu i diazoksonu (toksycznego metabolitu diazoksonu). Autorzy Ci ujawnili, że w porównaniu z D. magna amfipod skorupiak Gammarus pulex jest mniej wrażliwy na diazinon, ponieważ detoksykacja diazinonu i diazoksonu jest sześć razy szybsza, co z kolei powoduje mniej szkodliwe skutki. Autorzy zasugerowali również, że modele efektów oparte na mechanizmie powinny być używane do wyjaśnienia rzeczywistych przyczyn, skutków i drobnych różnic między różnymi bezkręgowcami wodnymi .

3.3. Wpływ Diazynonu na tempo wzrostu populacji

wpływ diazynonu na RPI przedstawiono na fig. 2. Stężenia diazynonu równe i / lub większe niż 0,1 µg * L-1 znacząco zmniejszały RPI obu rozwielitek podczas 14-dniowego testu przewlekłego (). Można zaobserwować, że oba rozwielitki narażone na działanie diazynonu wykazywały prawie podobną tendencję podczas 14-dniowego testu przewlekłego. W środowisku naturalnym wiadomo, że diazynon powoduje niekorzystny wpływ na wiele gatunków zooplanktonu, w tym rozwielitki, nawet przy niskich stężeniach (od 5,3 do 26,3 nM) . RPI populacji rozwielitek jest ważnym wskaźnikiem dla prognozowania trendów populacyjnych. Wskaźnik przeżycia, liczba potomstwa na samicę i wiek płodności są kluczowe dla przewidywania . Zmniejszenie RPI wskazywało na przewlekły stres toksyczny pestycydów na rozwielitki .

Rysunek 2

wpływ diazynonu na tempo wzrostu populacji rozwielitek. Znacząca różnica w stosunku do control ().

nasze wyniki wykazały, że oba badane gatunki były wrażliwe na diazinon i mogły być wykorzystane do przewidywania ryzyka insektycydów. Obecne wyniki wyraźnie sugerują, że tempo wzrostu D. magna i D. lumholtzi w leczeniu kontrolnym mieściło się w zakresie opisanym w literaturze . W krajach tropikalnych konieczne jest ustanowienie wzorca dla insektycydów fosforoorganicznych. Aby zminimalizować ryzyko środowiskowe związane z pestycydami w ekosystemach tropikalnych, zdecydowanie zalecamy dalsze badania krótko-i długoterminowego toksycznego wpływu insektycydów fosforoorganicznych na różne tropikalne grupy organizmów.

4. Wnioski

niniejsze badanie potwierdziło, że diazynon stanowi istotne zagrożenie dla organizmów wodnych, a mianowicie dla gatunków rozwielitek bezdrzewnych. Wzrost populacji D. magna i D. diazinon miał niekorzystny wpływ na produkt lumholtzi po długotrwałym narażeniu. W porównaniu z D. magna, D. lumholtzi wykazał jeszcze większą wrażliwość na diazinon w teście ostrym. Wyniki tego badania są ważne dla przewidywania skutków toksycznych i ryzyka dla środowiska związanego z insektycydami. Potrzebne są dalsze badania z wykorzystaniem dodatkowych insektycydów fosforoorganicznych, różnych tropikalnych gatunków testowych i warunków testowych w celu oceny możliwego zagrożenia dla środowiska związanego z pestycydami w tropikalnych ekosystemach wodnych.

Dostępność Danych