当前的世界环境

介绍

杀虫剂不分青红皂白地用于维持支持越来越多的动物人群所需的各种作物的可持续收益率。它们构成农业径流的主要成分，这使得影响影响不同非靶毒性生物的寿命的相邻水体（Raina等，2009）。杀虫剂的水生生态系统污染是全球性问题（1985年的山丘;Sibley和Kaushik，1991）。人类是农药生物磁化的最糟糕的受害者，因为它们占据了食物金字塔的顶点（Sahai，1992）。

联苯菊酯是一种i型合成新拟除虫菊酯，有8个立体异构体，其中顺式异构体是其有效成分(Khan et al.， 2013)。拟除虫菊酯通过施加一个时间延迟来关闭神经细胞上的钠离子通道，即使在动作电位去极化阶段钠离子最初进入之后(Saha和Kaviraj, 2008;Khan等人，2013年)。最终形成持续的钠离子流动。α-氰基的缺失有助于联苯菊酯与钠离子通道结合，促进后电位的产生，随后轴突持续放电，对静息电位无效(Khan等，2013)。联苯菊酯还具有减少环境退化和强杀虫作用的特点(Mokry和Hoagland, 1989)。它也是一种常见的胃或接触杀虫剂，影响细胞atp酶的生产(Velisek et al.， 2009;罗伯茨和哈特森，1999)。虽然联苯菊酯及其纳米胶囊对虹鳟鱼的毒性研究有限(Velisek et al.， 2009)，但没有关于联苯菊酯对呼吸空气鱼类的影响的报道。我们的研究是此类研究的第一次，未来可能会进行慢性研究，以阐明对空气呼吸鱼类的各个方面的毒性的更详细的知识。

本研究具有以下目标：

1. 测定联苯菊酯的急性毒性H. Fossilis.以确定其在我国水体中的安全允许水平。
2. 确定行为响应和呼吸率的改变H. Fossilis.由于毒性侮辱。

材料和方法

亚洲带刺鲶鱼Heteropneustes fossilis（命令：SiluRiformes;家族：viefocneustidae）用作生物测定中的试验动物，平均长度为11.7±0.3cm，平均重量为21.60±0.7g。它是从附近的水产养殖场获得的，然后在使用前三天内得到了实验氛围的适应。在适应期间，测试鱼在1000升容量的矩形胶水罐中保持，填充未氯化的水（pH 7.20±0.35;温度26.53±1.12°C），每个（深色和光循环）（APHA，2012）。食物以商业颗粒的形式供应到鱼类，具有36％粗蛋白质。在生物测定开始之前未喂食适应的鱼，以保持其正常代谢活性（APHA，2012）。

分析级BIFETHRIN [IUPAC名称：2-甲基吡啶基-3-基甲基（Z） - （1RS，3RS）-3-（2-氯-3,3-三氟丙烯-1-烯基）-2,2-二甲基环丙烷羧酸甲酯]（品牌名称：由Dhanuka Agritech Limited销售的标记）用作测试化学品。它是属于拟除虫菊虫家族（Bansode和Patil，2016）的第三代合成农药。

静电替代生物测定与健康，无病的鱼（无论性别如何）在18L玻璃水果中进行，含有10L不氯化的水，后者在美国公共卫生协会（APHA，2012）的标准协议之后。实验不同水质标准的in Limnological数字是：温度25.5±0.65°C，pH 7.4±0.55，免费有限公司₂10.3±0.15 mg / L，DO 5.39±0.23 mg / L，碱度170±9.11mg / L作为Caco_3.，硬度116±4.70 mg/l as CaCO_3.实验设计包括四个重复和一个对照。每个复制由20条鱼组成。试验前24小时不饲养。

进行了初步的范围发现试验，以确定可能发生鱼类死亡的浓度范围。联苯菊酯的最终试验浓度选择测定24、48、72和96h的中位致死浓度(LC)₅₀）值为3.0,3.5,4.0,4.5,5.0,5.5和6.0μg/升。在生物测定期间，从水族动物中除去死亡生物，以避免任何微生物分解。每隔24小时经过每24小时才记录死鱼的计数。在每12h间隔时，大约10％的试水被新制备的试水所取代，以保持均匀浓度的农药。

通过划分LC评估在不同时间对不同时间进行试验鱼的毒性因素₅₀LC 24H的价值₅₀任何其他曝光时间的值（Ayoola等人。2011）。

安全水平估计H. Fossilis.作为96h LC₅₀基于Edwards和Brown（Edwards和Brown，1966），Burdick（Burdick，1971），Sprague（Sprague，1971），水质标准委员会（CWQC，1972），国际联合委员会（IJC1977年），欧洲内陆渔业咨询委员会（EIFAC，1983年）和加拿大资源和环境部（CCREM，1971）除了由HART等人提供的公式。（哈特等人，1948年）。

概率计划版本1.5软件用于计算LC₅₀（带有95％的置信度限制）来自平均死亡数据H. Fossilis.在Bioassay（美国EPA，1999）的24,48,72和96h后获得。中位数致死浓度（LC₅₀)在MS Excel中通过绘制生物测定后24h、48h、72h和96h内测试浓度对鱼死亡率的影响(芬尼，1971)。使用相关分析评估了死亡率与暴露时间和浓度之间的关系(美国环保署，1999;美国环境保护署,2006;戈麦斯和戈麦斯，1984)。在生物测定期间，也记录了受处理鱼的行为变化，如不安、不稳定游泳和粘液分泌(Saha等，2018年;Dasgupta等人，2010;Saha等人，2020年)。通过改变眼球运动来确定呼吸频率H. Fossilis.还注意到整个实验期间接触到选定的二苯胺。对照和治疗组每分钟的鱼类每分钟的运动运动在生物测定期间每天两次计数，并且其每剂量的平均值被图示地绘制。R-Software中给出的差异分析（ANOVA）的统计工具（R开发核心Team., 2012) followed by multiple mean comparison using Duncan’s Multiple Range Test (DMRT) was applied to the opercular movement data in order to find out significant difference within the average values at different doses of bifenthrin at 24, 48, 72 and 96h time slots.

结果

在驯化期间没有被试生物死亡。联苯菊酯的急性毒性_{1、5、10、15、50、85、90、95、99}）有95％的置信限制H. Fossilis.在24,48,72和96h的曝光期间显示在表1中。控制集在整个测试期间显示了鱼类的死亡率。

表1：急性致死浓度（LC_{1、5、10、15、50、85、90、95、99}）具有95％的比赛林置信限制的值H. Fossilis.在24,48,72和96h（对照组的理论自发反应率= 0.000）。

在接触联苯菊酯的所有时间内，处理鱼的死亡率与对照组相比有显著差异(p<0.05)。两组间有显著差异(p<0.05)H. Fossilis.除了4.0,4.5和5.5μg/ l浓度的4.0,4.5和5.5μg/ l外，记录了最终选定剂量的毒剂的最终选定剂量的时间槽（24-96h）。24小时浓度与鱼类死亡率之间的关系是，Y = 27.75Ln（x）+ 9.051，R 2 = 0.925;它是y = 29.37ln（x）+ 12.79，r2 = 0.887at 48h（图1）;在72小时，y = 31.30ln（x）+ 31.16，r 2 = 0.912，在96小时，y = 30.221n（x）+ 36.05，r 2 = 0.904（图2）。

图1:浓度之间的关系比赛林和死亡率H. Fossilis.在24小时（左）和48h（右）。 点击此处查看数字

图2：浓度之间的关系比赛林和死亡率H. Fossilis.左:72小时;右:96小时。 点击此处查看数字

来自中位数致死毒性（LC）计算的毒性因素（LC₅₀）在表2中制表不同曝光时间的值。随着时间的推移，测试的鱼类对二叶素素的毒性因子值逐渐增加。

表2:毒性因子H. Fossilis.在不同的时间尺度（24,48,72和96h）暴露于比赛林。

表3中规定了鱼类的估计可能的安全水平。在目前的实验中，估计的Bifenthrin的安全水平范围为0.0341 - 1.3628μg/ L.．

表3：Bifenthrin的安全水平H. Fossilis.根据一些国际标准方法在96小时的曝光。

（* c = 48h lc₅₀x 0.03 / s²式中C=推定无害浓度;S = 24h LC₅₀/ 48H LC.₅₀）

所注明的道德改变H. Fossilis.在暴露于各种剂量的比赛林中总结在表4中。行为改变的强度随着越来越多的剂量和暴露时间的进展而增加（表4）。

表4：BIFENTHRIN对行为参数的影响H. Fossilis.(R:烦躁不安;ES:不稳定的游泳;女士:粘液分泌;尼文·纳雷因死亡而未注明;-:没有;+:温和;+ +:温和;+++:强)在24-96小时的时间段内不同剂量。

联苯菊酯剂量的逐渐增加使鱼的眼动显著增加(p<0.05)。另一方面，随着所有处理剂量的时间推进，电动运动显示出显着增加（P <0.05）。

图3：Opero Move的平均数（±SD）H. Fossilis.暴露于比赛林。 点击此处查看数字

讨论

属于拟除虫菊酯的农药呈现水生生物的风险，尽管它们对AVES和哺乳动物的毒性低（Bradbury和Coats，1989）。目前的研究表明，致死的96h中值致死浓度为3.407μg/升。96H LC的目前值₅₀与虹鳟（1.47μg/ L），鲤鱼（2.08μg/ L）和罗非鱼（0.80μg/ L）（0.80μg/ L）相比，露出鱼（3.407μg/ L）高得多得多得多得多（0.80μg/ L）（Velisek等，2009，liu等，2005）。这种变异可能是由于本研究中使用的实验水，年龄，大小，健康和物种的物理化学参数（Farah等，2004年Farah等，2004; Diedrich等，2015;Patra等人。，2015）。试水的温度可以是确定毒性程度的关键因素，因为较低温度增加了比赛林蛋白的毒性潜力（Mauck等，1976）。

在对不利环境的反应中，生物通过一种称为耐受性的重要参数表现出其防御本性(Enuneku和Ezemonye, 2012)。毒性因子(TF)是耐受性测定的重要指标(Ayoola et al. 2011)。在目前的调查中，新拟除虫菊酯、联苯菊酯在鱼体内的毒性因子随着暴露时间的延长而增加(表2)。Ayoola等人(2011)的研究证实了这一点。在我们的调查中，根据一些国际标准方法(Kennega, 1979)，由于施用因子(AFs)的不同，联苯菊酯对鱼类的可能安全水平估计存在很大的差异(0.0341 - 1.3628µg/l)(表3)。

道德反应的各种变化是给定的十二生素的毒性迹象的主要指标。同样，我们的研究被认为是评估鱼类中二苯胺毒性的重要工具的思路变化（表4）。最初，在处理过的鱼中，在对照中注意到过度活跃。随着时间的推进和逐步升级的浓度H. Fossilis.表现出压力积聚的症状，表现为不稳定的游泳，不安，喘气，附着水面等。此外，在高剂量极限下还观察到鱼类的翻筋斗模式。这种行为可能是联苯菊酯逃逸反应的象征(Saha等人，2018)。粘液分泌旺盛的H. Fossilis.可以归因于进入身体的Bifthrin的逃避机制。它是与许多其他神经毒剂相似的压力和刺激性的结果。一些有机磷酸盐也引起了鱼类的相似反应（Rao等，2005; Pandey等，2008）。在所有暴露的暴露中，鱼的死亡是通过喘息，重复转动的血管，平衡丧失，浮力行为的破坏，增强严谨，瞬间停止通风。治疗鱼类的躁动和不稳定的游泳可能归因于BIfenthrin对脑脊神经系统的不利影响（Velisek等，2009）。

在鱼类中，操作动作与呼吸率直接相关，这通常是由水生环境中毒物存在影响的第一种生理反应（Dube和Hosetti，2010）。在目前的调查中，操作运动H. Fossilis.发现暴露于二叶素蛋白，响应于所有剂量的农药而显着增加（P <0.05）（图3）。鳃是鱼的主要呼吸器官。鳃满足不同代谢途径的能量需求。因此，对该器官的任何损害都可能在严重的呼吸系统（Magare和Patil，2000）中。通过鳃的毒物吸收机制可能通过简单的扩散发生（Opperhuizen等，1985）。在目前的调查中，逐渐增加了鳃的摇摆H. Fossilis.联苯菊酯可能是克服呼吸窘迫的一种补偿机制(Kumar et al.， 2015)。

结论

本研究表明，Bifenthrin是一种有效的毒性，可能导致死亡率H. Fossilis.在很低的浓度下，即使在短时间内暴露。目前的实验工作的结果可以提供一些关于制定这种拟除虫菊酯的行动计划的一些见解，包括标记这种异丙酸的最大允许极限，然后将其放入水生生物体中的水生生物体中。将来，更多关于与水生生物的慢性毒性的研究可能会在水生毒理学领域开辟新的vistas。

承认

作者们感谢校长，巴拉斯特政府学院，也很感谢Burdwan大学动物学系，让他们开展研究工作。

利益冲突

提交人声明没有利益冲突。

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