Los pesticidas en los arroyos se están convirtiendo cada vez más en una preocupación mundial, pero hay poca información sobre la concentración segura de los ecosistemas acuáticos.En un experimento mesocósmico de 30 días, los invertebrados acuáticos bentónicos nativos fueron expuestos al insecticida común fipronil y a cuatro tipos de productos de degradación.El compuesto fipronil provocó cambios en la emergencia y cascada trófica.Se ha desarrollado la concentración efectiva (CE50) a la que el fipronil y sus productos de degradación de sulfuro, sulfona y desulfinilo provocan una respuesta del 50%.Los taxanos no son sensibles al fipronil.La concentración de peligro del 5% de las especies afectadas de 15 valores mesocósmicos de EC50 se utiliza para convertir la concentración del compuesto de fipronil en la muestra de campo en la suma de unidades tóxicas (∑TUFipronils).En el 16% de las corrientes extraídas de cinco estudios regionales, el ∑TUFipronil promedio superó 1 (lo que indica toxicidad).Los indicadores de invertebrados de especies en riesgo se correlacionan negativamente con TUTUipronil en cuatro de las cinco áreas de muestreo.Esta evaluación de riesgos ecológicos muestra que las bajas concentraciones de compuestos de fipronil reducirán las comunidades de arroyos en muchas partes de los Estados Unidos.
Aunque la producción de productos químicos sintéticos ha aumentado considerablemente en las últimas décadas, no se ha comprendido completamente el impacto de estos productos químicos en los ecosistemas no objetivo (1).En las aguas superficiales, donde se pierde el 90% de las tierras agrícolas del mundo, no hay datos sobre los pesticidas agrícolas, pero cuando sí hay datos, el tiempo que tardan los pesticidas en superar los umbrales reglamentarios es la mitad (2).Un metaanálisis de pesticidas agrícolas en aguas superficiales en los Estados Unidos encontró que en el 70% de los lugares de muestreo, al menos un pesticida excedió el umbral regulatorio (3).Sin embargo, estos metanálisis (2, 3) solo se centran en las aguas superficiales afectadas por el uso de la tierra agrícola y son un resumen de estudios discretos.Los pesticidas, especialmente los insecticidas, también existen en altas concentraciones en el drenaje del paisaje urbano (4).Es raro llevar a cabo una evaluación integral de los pesticidas en las aguas superficiales vertidas por la agricultura y los paisajes urbanos;por lo tanto, no se sabe si los pesticidas representan una amenaza a gran escala para los recursos hídricos superficiales y su integridad ecológica.
Los benzopirazoles y los neonicotinoides representaron un tercio del mercado mundial de pesticidas en 2010 (5).En las aguas superficiales de los Estados Unidos, el fipronil y sus productos de degradación (fenilpirazoles) son los compuestos pesticidas más comunes y sus concentraciones generalmente exceden los estándares acuáticos (6-8).Aunque los neonicotinoides han llamado la atención debido a sus efectos en las abejas y las aves y su prevalencia (9), el fipronil es más tóxico para los peces y las aves (10), mientras que otros compuestos de la clase fenilpirazoles tienen efectos herbicidas (5).El fipronil es un insecticida sistémico utilizado para controlar plagas en entornos urbanos y agrícolas.Desde que el fipronil entró en el mercado mundial en 1993, su uso en los Estados Unidos, el Japón y el Reino Unido ha aumentado considerablemente (5).En los Estados Unidos, el fipronil se utiliza para controlar hormigas y termitas, y se utiliza en cultivos como el maíz (incluido el tratamiento de semillas), las patatas y los huertos (11, 12).El uso agrícola del fipronil en los Estados Unidos alcanzó su punto máximo en 2002 (13).Aunque no hay datos disponibles sobre el uso urbano a nivel nacional, el uso urbano en California alcanzó su punto máximo en 2006 y 2015 (https://calpip.cdpr.ca).gov/main.cfm, consultado el 2 de diciembre de 2019).Aunque se encuentran altas concentraciones de fipronil (6,41 μg/L) en arroyos de algunas áreas agrícolas con altas tasas de aplicación (14), en comparación con los arroyos agrícolas, los arroyos urbanos en los Estados Unidos generalmente tienen más detección y concentraciones más altas, positivas para el la ocurrencia de tormentas están asociadas con la prueba (6, 7, 14-17).
El fipronil ingresa al ecosistema acuático por escorrentía o se lixivia del suelo al arroyo (7, 14, 18).El fipronil tiene baja volatilidad (constante de la ley de Henry 2,31×10-4 Pa m3 mol-1), solubilidad en agua de baja a moderada (3,78 mg/l a 20°C) e hidrofobicidad moderada (log Kow es de 3,9 a 4,1), el la movilidad en el suelo es muy pequeña (log Koc es de 2,6 a 3,1) (12, 19) y exhibe una persistencia de baja a media en el medio ambiente (20).Finazepril se degrada por fotólisis, oxidación, hidrólisis dependiente del pH y reducción, formando cuatro productos de degradación principales: dessulfoxifenapril (ni sulfóxido), fenaprenip sulfona (sulfona), filofenamida (amida) y sulfuro de filofenib (sulfuro).Los productos de degradación del fipronil tienden a ser más estables y duraderos que el compuesto original (21, 22).
La toxicidad del fipronil y su degradación en especies no objetivo (como los invertebrados acuáticos) ha sido bien documentada (14, 15).El fipronil es un compuesto neurotóxico que interfiere con el paso del ion cloruro a través del canal de cloruro regulado por el ácido gamma-aminobutírico en los insectos, lo que resulta en una concentración suficiente para causar excitación excesiva y la muerte (20).El fipronil es selectivamente tóxico, por lo que tiene una mayor afinidad de unión al receptor para los insectos que para los mamíferos (23).La actividad insecticida de los productos de degradación del fipronil es diferente.La toxicidad de la sulfona y el sulfuro para los invertebrados de agua dulce es similar o mayor que la del compuesto original.El desulfinilo tiene una toxicidad moderada pero es menos tóxico que el compuesto original.Relativamente no tóxico (23, 24).La susceptibilidad de los invertebrados acuáticos al fipronil y a su degradación varía mucho dentro y entre taxones (15), y en algunos casos incluso excede un orden de magnitud (25).Por último, existe evidencia de que los fenilpirazoles son más tóxicos para el ecosistema de lo que se pensaba anteriormente (3).
Los puntos de referencia biológicos acuáticos basados ​​en pruebas de toxicidad de laboratorio pueden subestimar el riesgo de las poblaciones de campo (26-28).Los estándares acuáticos generalmente se establecen mediante pruebas de toxicidad de laboratorio de una sola especie utilizando una o varias especies de invertebrados acuáticos (por ejemplo, Diptera: Chironomidae: Chironomus y Crustacea: Daphnia magna y Hyalella azteca).Estos organismos de prueba son generalmente más fáciles de cultivar que otros macroinvertebrados bentónicos (por ejemplo, el género phe::) y, en algunos casos, son menos sensibles a los contaminantes.Por ejemplo, D. magna es menos sensible a muchos metales que ciertos insectos, mientras que A. zteca es menos sensible al insecticida piretroide bifentrina que su sensibilidad a los gusanos (29, 30).Otra limitación de los puntos de referencia existentes son los criterios de valoración utilizados en los cálculos.Los puntos de referencia agudos se basan en la mortalidad (o son fijos para los crustáceos), mientras que los puntos de referencia crónicos suelen basarse en criterios de valoración subletales (como el crecimiento y la reproducción) (si los hay).Sin embargo, existen efectos subletales generalizados, como el crecimiento, la aparición, la parálisis y el retraso en el desarrollo, que pueden afectar el éxito de los taxones y la dinámica comunitaria.Como resultado, aunque el punto de referencia proporciona una base para la importancia biológica del efecto, la relevancia ecológica como umbral de toxicidad es incierta.
Para comprender mejor los efectos de los compuestos de fipronil en los ecosistemas acuáticos bentónicos (invertebrados y algas), se llevaron comunidades bentónicas naturales al laboratorio y se expusieron a gradientes de concentración durante el flujo de fipronil de 30 días o uno de los cuatro experimentos de degradación de fipronil.El objetivo de la investigación es producir una concentración de efecto del 50% (valor CE50) específica de cada especie para cada compuesto de fipronil que represente un taxón amplio de una comunidad fluvial, y determinar el impacto de los contaminantes en la estructura y función de la comunidad [es decir, concentración de peligro] 5 % de especies afectadas (HC5) y efectos indirectos como alteración de emergencia y dinámica trófica].Luego, el umbral (valor de HC5 específico del compuesto) obtenido del experimento mesoscópico se aplicó al campo recopilado por el Servicio Geológico de los Estados Unidos (USGS) de cinco regiones de los Estados Unidos (Noreste, Sudeste, Medio Oeste, Noroeste del Pacífico y California Central). Zona Costera) como parte de la evaluación de la calidad de los arroyos regionales del USGS (https://webapps.usgs.gov/rsqa/#!/).Hasta donde sabemos, esta es la primera evaluación de riesgo ecológico.Investiga exhaustivamente los efectos de los compuestos de fipronil en organismos bentónicos en un mesoambiente controlado y luego aplica estos resultados a evaluaciones de campo a escala continental.
El experimento mesocósmico de 30 días se llevó a cabo en el Laboratorio Acuático del USGS (AXL) en Fort Collins, Colorado, EE. UU., del 18 de octubre al 17 de noviembre de 2017, durante 1 día de domesticación y 30 días de experimentación.El método ha sido descrito previamente (29, 31) y detallado en el material complementario.La configuración del espacio meso contiene 36 flujos circulantes en los cuatro flujos activos (tanques de agua circulantes).Cada corriente viva está equipada con un refrigerador para mantener la temperatura del agua y está iluminada con un ciclo de luz y oscuridad de 16:8.El flujo de nivel meso es de acero inoxidable, que es adecuado para la hidrofobicidad del fipronil (log Kow = 4,0) y adecuado para disolventes de limpieza orgánicos (Figura S1).El agua utilizada para el experimento de mesoescala se recolectó del río Cache La Poudre (fuentes aguas arriba que incluyen el Parque Nacional de las Montañas Rocosas, el Bosque Nacional y la División Continental) y se almacenó en los cuatro tanques de almacenamiento de polietileno de AXL.Evaluaciones anteriores de muestras de sedimentos y agua recolectadas en el sitio no encontraron ningún pesticida (29).
El diseño del experimento a mesoescala consta de 30 flujos de procesamiento y 6 flujos de control.La corriente de tratamiento recibe agua tratada, cada una de las cuales contiene concentraciones constantes no replicadas de compuestos de fipronil: fipronil (fipronil (Sigma-Aldrich, CAS 120068-37-3), amida (Sigma-Aldrich, CAS 205650-69-7), grupo de desulfuración. [Biblioteca de pesticidas de la Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. (EPA), CAS 205650-65-3], sulfona (Sigma-Aldrich, CAS 120068-37-2) y sulfuro (Sigma-Aldrich, CAS 120067-83-6) toda pureza ≥; 97,8% Según valores de respuesta publicados (7, 15, 16, 18, 21, 23, 25, 32, 33) Disolviendo el compuesto de fipronil en metanol (nivel de certificación Thermo Fisher Scientific, American Chemical Society) y diluido. con agua desionizada hasta el volumen requerido para preparar una solución madre concentrada debido a que la cantidad de metanol en una dosis es diferente, es necesario agregar metanol a todas las corrientes de tratamiento según sea necesario en los tres controles, para asegurar la misma concentración de metanol (. 0,05 ml/L) en las corrientes. La vista media de las otras tres corrientes de control recibió agua de río sin metanol; de lo contrario, se trataron como todas las demás corrientes.
El día 8, el día 16 y el día 26 se midieron en la membrana de flujo la temperatura, el valor del pH, la conductividad eléctrica y la degradación del fipronil y del fipronil.Para rastrear la degradación del compuesto original fipronil durante la prueba de medios, se usó fipronil (padres) para tratar la mucosa intestinal fluida durante otros tres días [días 5, 12 y 21 (n = 6)] para temperatura, pH, Muestreo de conductividad, fipronil y degradación de fipronil.Las muestras de análisis de pesticidas se recolectaron filtrando 10 ml de agua corriente en un vial de vidrio ámbar de 20 ml a través de un filtro de jeringa Whatman GF/F de 0,7 μm equipado con una aguja de gran diámetro.Las muestras se congelaron inmediatamente y se enviaron al Laboratorio Nacional de Calidad del Agua (NWQL) del USGS en Lakewood, Colorado, EE. UU. para su análisis.Utilizando un método mejorado del método publicado anteriormente, el fipronil y 4 productos de degradación en muestras de agua se determinaron mediante cromatografía líquida de inyección directa acuosa (DAI)-espectrometría de masas en tándem (LC-MS/MS; Agilent 6495).Se estima que el nivel de detección del instrumento (IDL) es el estándar de calibración mínimo que cumple con el estándar de identificación cualitativa;el IDL de fipronil es 0,005 μg/L y el IDL de los otros cuatro fipronil es 0,001 μg/L.El material complementario proporciona una descripción completa de los métodos utilizados para medir los compuestos de fipronil, incluidos los procedimientos de control y garantía de calidad (por ejemplo, recuperación de muestras, picos, inspecciones de terceros y blancos).
Al final del experimento mesocósmico de 30 días, se completó la enumeración e identificación de invertebrados adultos y larvas (el principal criterio de valoración de la recopilación de datos).Los adultos emergentes se recogen de la red todos los días y se congelan en un tubo de centrífuga Falcon limpio de 15 ml.Al final del experimento (día 30), el contenido de la membrana en cada corriente se lavó para eliminar los invertebrados, se tamizó (250 μm) y se almacenó en etanol al 80%.Timberline Aquatics (Fort Collins, CO) ha completado la identificación taxonómica de larvas e invertebrados adultos al nivel taxonómico más bajo posible, generalmente especies.Los días 9, 19 y 29, se midió la clorofila a por triplicado en la membrana mesoscópica de cada corriente.Todos los datos químicos y biológicos como parte del experimento mesoscópico se proporcionan en la publicación de datos adjunta (35).
Se realizaron estudios ecológicos en pequeños arroyos (vadeantes) en cinco áreas principales de los Estados Unidos, y se monitorearon los pesticidas durante el período del índice anterior.En resumen, con base en el uso del suelo agrícola y urbano (36-40), se seleccionaron entre 77 y 100 ubicaciones en cada región (444 ubicaciones en total).Durante la primavera y el verano de un año (2013-2017), se recolectan muestras de agua una vez por semana en cada región durante 4 a 12 semanas.El tiempo específico depende de la región y la intensidad del desarrollo.Sin embargo, las 11 estaciones de la región noreste se encuentran casi en la cuenca.No hubo novedades, excepto que solo se recolectó una muestra.Dado que los períodos de monitoreo de pesticidas en los estudios regionales son diferentes, a modo de comparación, aquí solo se consideran las últimas cuatro muestras recolectadas en cada sitio.Se supone que una sola muestra recolectada en el sitio no desarrollado del noreste (n = 11) puede representar el período de muestreo de 4 semanas.Este método permite el mismo número de observaciones sobre los plaguicidas (excepto en los 11 lugares del Nordeste) y la misma duración de la observación;Se cree que 4 semanas es tiempo suficiente para una exposición prolongada de la biota, pero lo suficientemente corto como para que la comunidad ecológica no se recupere de estos contactos.
En el caso de un flujo suficiente, la muestra de agua se recoge mediante incrementos de velocidad constante e incrementos de ancho constantes (41).Cuando el flujo no es suficiente para utilizar este método, puede recolectar muestras mediante una integración profunda de las muestras o tomándolas del centro de gravedad del flujo.Utilice una jeringa de gran calibre y un filtro de disco (0,7 μm) para recoger 10 ml de muestra filtrada (42).A través de DAI LC-MS/MS/MS/MS, se analizaron muestras de agua en NWQL para detectar 225 pesticidas y productos de degradación de pesticidas, incluido fipronil y 7 productos de degradación (dessulfinil fipronil, fipronil). Sulfuros, fipronil sulfona, desclorofipronil, destiol fipronil, amida, fipronilo y fipronilo).).Los niveles mínimos típicos de notificación para estudios de campo son: fipronil, desmetiltio fluorobenzonitrilo, sulfuro de fipronil, sulfona de fipronil y desclorofipronil 0,004 μg/l;desulfinil fluorfenamida y La concentración de fipronil amida es de 0,009 μg/litro;la concentración de sulfonato de fipronilo es de 0,096 μg/litro.
Las comunidades de invertebrados se muestrean al final de cada estudio de área (primavera/verano), generalmente al mismo tiempo que el último evento de muestreo de pesticidas.Después de la temporada de crecimiento y el uso intensivo de pesticidas, el tiempo de muestreo debe ser consistente con las condiciones de bajo flujo y debe coincidir con el momento en que la comunidad de invertebrados del río madura y se encuentra principalmente en la etapa de vida larvaria.Utilizando un muestreador Surber con una malla de 500 μm o una red con marco en D, se completó el muestreo de comunidades de invertebrados en 437 de 444 sitios.El método de muestreo se describe en detalle en el material complementario.En NWQL, todos los invertebrados generalmente se identifican y enumeran a nivel de género o especie.Todos los datos químicos y biológicos recopilados en este campo y utilizados en este manuscrito se pueden encontrar en la publicación de datos adjunta (35).
Para los cinco compuestos de fipronil utilizados en el experimento mesoscópico, se calculó la concentración de larvas de invertebrados reducida en un 20% o un 50% con respecto al control (es decir, CE20 y CE50).Los datos [x = concentración de fipronil ponderada en el tiempo (consulte el material complementario para obtener más detalles), y = abundancia de larvas u otras métricas] se ajustaron al paquete extendido R(43) utilizando un método de regresión logarítmica de tres parámetros "drc".La curva se ajusta a todas las especies (larvas) con suficiente abundancia y cumple con otras métricas de interés (por ejemplo, riqueza de taxones, abundancia total de efímeras y abundancia total) para comprender mejor el efecto de comunidad.El coeficiente de Nash-Sutcliff (45) se utiliza para evaluar el ajuste del modelo, donde un ajuste deficiente del modelo puede recibir infinitos valores negativos y el valor de un ajuste perfecto es 1.
Para explorar los efectos de los compuestos de fipronil sobre la aparición de insectos en el experimento, los datos se evaluaron de dos maneras.Primero, al restar la apariencia promedio del meso de flujo de control de la apariencia de cada meso de flujo de tratamiento, la aparición diaria acumulada de insectos de cada meso de flujo (el número total de todos los individuos) se normalizó para el control.Trace estos valores en función del tiempo para comprender la desviación del mediador del fluido de tratamiento del mediador del fluido de control en el experimento de 30 días.En segundo lugar, calcule el porcentaje de aparición total de cada mesófilo de flujo, que se define como la relación entre el número total de mesófilos en un flujo determinado y el número promedio de larvas y adultos en el grupo de control, y es adecuado para la regresión logarítmica de tres parámetros. .Todos los insectos de germinación recolectados fueron de dos subfamilias de la familia Chironomidae, por lo que se realizó un análisis combinado.
Los cambios en la estructura de la comunidad, como la pérdida de taxones, pueden depender en última instancia de los efectos directos e indirectos de sustancias tóxicas y pueden conducir a cambios en la función de la comunidad (por ejemplo, una cascada trófica).Para probar la cascada trófica, se evaluó una red causal simple utilizando el método de análisis de ruta (paquete R “piecewiseSEM”) (46).Para experimentos mesoscópicos, se supone que el fipronilo, el desulfinilo, el sulfuro y la sulfona (amida no probada) en el agua para reducir la biomasa del raspador conducen indirectamente a un aumento de la biomasa de clorofila a (47).La concentración del compuesto es la variable predictora, y la biomasa raspadora y clorofila a son las variables respuesta.El estadístico C de Fisher se utiliza para evaluar el ajuste del modelo, de modo que un valor de P <0,05 indica un buen ajuste del modelo (46).
Para desarrollar un agente de protección del umbral de la ecocomunidad basado en el riesgo, cada compuesto ha obtenido el 95% de la distribución de sensibilidad crónica de las especies (SSD) de las especies afectadas (HC5) y la protección de la concentración de peligro.Se generaron tres conjuntos de datos SSD: (i) solo el conjunto de datos meso, (ii) un conjunto de datos que contiene todos los datos meso y los datos recopilados de la consulta de la base de datos ECOTOX de la EPA (https://cfpub.epa.gov/ecotox) /, consultado en 14 de marzo de 2019), la duración del estudio es de 4 días o más, y (iii) un conjunto de datos que contiene todos los datos mesoscópicos y datos de ECOTOX, en los que los datos de ECOTOX (exposición aguda) se dividen entre agudos y crónicos. La proporción de D. magna ( 19.39) para explicar la diferencia en la duración de la exposición y aproximar el valor crónico de CE50 (12).Nuestro propósito de generar múltiples modelos SSD es (i) desarrollar valores de HC5 para compararlos con datos de campo (solo para SSD para medios), y (ii) evaluar que los datos de los medios sean más ampliamente aceptados que las agencias reguladoras para su inclusión en la acuicultura. la solidez de los puntos de referencia de vida y el establecimiento de estándares de los recursos de datos y, por lo tanto, la viabilidad de utilizar estudios mesoscópicos para el proceso de ajuste.
SSD se desarrolló para cada conjunto de datos utilizando el paquete R “ssdtools” (48).Utilice el bootstrap (n = 10.000) para estimar el promedio HC5 y el intervalo de confianza (IC) del SSD.Cuarenta y nueve respuestas de taxones (todos los taxones que han sido identificados como género o especie) desarrolladas a través de esta investigación se combinan con 32 respuestas de taxones compiladas de seis estudios publicados en la base de datos ECOTOX, para un total de 81 respuestas de taxones que se pueden utilizar para el desarrollo de SSD. .Dado que no se encontraron datos en la base de datos ECOTOX de amidas, no se desarrolló ningún SSD para amidas y solo se obtuvo una respuesta EC50 del estudio actual.Aunque en la base de datos ECOTOX se encontró el valor de EC50 de solo un grupo sulfuro, el actual estudiante de posgrado tiene 12 valores de EC50.Por lo tanto, se han desarrollado SSD para grupos sulfinilo.
Los valores específicos de HC5 de los compuestos de fipronil obtenidos del conjunto de datos SSD de Mesocosmos únicamente se combinaron con datos de campo para evaluar la exposición y la toxicidad potencial de los compuestos de fipronil en 444 corrientes de cinco regiones de los Estados Unidos.En la última ventana de muestreo de 4 semanas, cada concentración de compuestos de fipronil detectada (las concentraciones no detectadas son cero) se divide por su respectivo HC5, y la proporción de compuestos de cada muestra se suma para obtener la unidad de toxicidad total de fipronil (ΣTUFipronils), donde ΣTUFipronils > 1 significa toxicidad.
Al comparar la concentración de peligro del 50% de las especies afectadas (HC50) con el valor EC50 de la riqueza de taxones derivado del experimento de la membrana media, se evaluó el SSD obtenido de los datos de la membrana media para reflejar la sensibilidad de la comunidad ecológica más amplia al fipronil. grado..A través de esta comparación, se puede evaluar la coherencia entre el método SSD (que incluye solo aquellos taxones con una relación dosis-respuesta) y el método EC50 (que incluye todos los taxones únicos observados en el espacio medio) utilizando el método EC50 para medir la riqueza de taxones.Relación dosis-respuesta.
Se calculó un indicador de especies de riesgo de pesticidas (SPEARpesticidas) para investigar la relación entre el estado de salud de las comunidades de invertebrados y ΣTUFipronil en 437 arroyos recolectores de invertebrados.La métrica SPEARpesticides convierte la composición de los invertebrados en una métrica de abundancia para la taxonomía biológica con características fisiológicas y ecológicas, impartiendo así sensibilidad a los pesticidas.El indicador SPEARpesticidas no es sensible a las covariables naturales (49, 50), aunque su desempeño se verá afectado por una degradación severa del hábitat (51).Los datos de abundancia recopilados in situ para cada taxón se coordinan con el valor clave del taxón relacionado con el software ASTERICS para evaluar la calidad ecológica del río (https://gewaesser-bewertung-berechnung.de/index.php/home .html).Luego importe los datos al software Indicate (http://systemecology.eu/indicate/) (versión 18.05).En este software, la base de datos europea de rasgos y la base de datos con sensibilidad fisiológica a los pesticidas se utilizan para convertir los datos de cada sitio en el indicador SPEARpesticidas.Cada uno de los cinco estudios regionales utilizó el Modelo General de Aditivos (GAM) [paquete "mgcv" en R(52)) para explorar la relación entre la métrica de pesticidas SPEAR y ΣTUFipronils [conversión log10(X + 1)] asociados.Para obtener información más detallada sobre las métricas de SPEARpesticidas y para el análisis de datos, consulte los Materiales complementarios.
El índice de calidad del agua es consistente en cada flujo mesoscópico y durante todo el período del experimento mesoscópico.La temperatura, el pH y la conductividad promedio fueron 13,1°C (±0,27°C), 7,8 (±0,12) y 54,1 (±2,1) μS/cm (35), respectivamente.El carbono orgánico disuelto medido en agua limpia de río es de 3,1 mg/L.En la vista meso del río donde está desplegado el registrador MiniDOT, el oxígeno disuelto está cerca de la saturación (promedio > 8,0 mg/L), lo que indica que la corriente está completamente circulada.
Los datos de control y garantía de calidad del fipronil se proporcionan en la publicación de datos adjunta (35).En resumen, las tasas de recuperación de las muestras mesoscópicas y de los picos de la matriz de laboratorio suelen estar dentro de rangos aceptables (recuperaciones del 70% al 130%), los estándares IDL confirman el método cuantitativo y los blancos de laboratorio e instrumentos suelen estar limpios. Hay muy pocas excepciones aparte de estas generalizaciones se analizan en el material complementario..
Debido al diseño del sistema, la concentración medida de fipronil suele ser inferior al valor objetivo (Figura S2) (porque se necesitan de 4 a 10 días para alcanzar un estado estable en condiciones ideales) (30).En comparación con otros compuestos de fipronilo, la concentración de desulfinilo y amida cambia poco con el tiempo, y la variabilidad de la concentración dentro del tratamiento es menor que la diferencia entre los tratamientos, excepto en el tratamiento de baja concentración de sulfona y sulfuro.El rango de concentración medido promedio ponderado en el tiempo para cada grupo de tratamiento es el siguiente: fipronil, IDL a 9,07 μg/l;Desulfinilo, IDL a 2,15 μg/l;Amida, IDL a 4,17 μg/l;Sulfuro, IDL a 0,57 μg/litro;y sulfona, el IDL es 1,13 μg/litro (35).En algunas corrientes, se detectaron compuestos de fipronil no objetivo, es decir, compuestos que no se agregaron a un tratamiento específico, pero que se sabía que eran productos de degradación del compuesto de tratamiento.Las membranas mesoscópicas tratadas con el compuesto original fipronil tienen la mayor cantidad de productos de degradación no objetivo detectados (cuando no se usan como compuesto de procesamiento, son sulfinilo, amida, sulfuro y sulfona);estos pueden deberse al proceso de producción, impurezas compuestas y/o procesos de degradación que ocurren durante el almacenamiento de la solución madre y (o) en el experimento mesoscópico en lugar del resultado de la contaminación cruzada.No se observó ninguna tendencia de concentración de degradación en el tratamiento con fipronil.Los compuestos de degradación no objetivo se detectan con mayor frecuencia en el cuerpo con la concentración de tratamiento más alta, pero la concentración es menor que la concentración de estos compuestos no objetivo (consulte la siguiente sección para conocer la concentración).Por lo tanto, dado que los compuestos de degradación no objetivo generalmente no se detectan en el tratamiento con fipronil más bajo, y debido a que la concentración detectada es menor que la concentración de efecto en el tratamiento más alto, se concluye que estos compuestos no objetivo tienen un impacto mínimo en el análisis.
En experimentos con medios, los macroinvertebrados bentónicos fueron sensibles al fipronil, desulfinilo, sulfona y sulfuro [Tabla S1;Los datos de abundancia originales se proporcionan en la versión de datos adjunta (35)].La amida de fipronil es sólo para la mosca Rhithrogena sp.Tóxico (mortal), su CE50 es de 2,05μg/L [±10,8(SE)].Se generaron curvas dosis-respuesta de 15 taxones únicos.Estos taxones mostraron mortalidad dentro del rango de concentración probado (Tabla S1), y se dirigieron a taxones agrupados (como moscas) (Figura S3) y taxones ricos (Figura 1). Se generó una curva de dosis-respuesta.La concentración (CE50) de fipronil, desulfinilo, sulfona y sulfuro en los taxones únicos de los taxones más sensibles oscila entre 0,005-0,364, 0,002-0,252, 0,002-0,061 y 0,005-0,043 μg/L, respectivamente.Rhithrogena sp.Y Sweltsa sp.;Figura S4) son más bajos que los taxones más tolerados (como Micropsectra/Tanytarsus y Lepidostoma sp.) (Tabla S1).Según la CE50 promedio de cada compuesto en la Tabla S1, las sulfonas y los sulfuros son los compuestos más efectivos, mientras que los invertebrados son generalmente los menos sensibles al desulfinilo (excluyendo las amidas).Las métricas del estado ecológico general, como la riqueza de taxones, la abundancia total, el pentaploide total y la mosca de piedra total, incluidos los taxones y la abundancia de algunos taxones, son muy raras en meso y no se pueden calcular. Dibujar una curva de dosis-respuesta separada.Por lo tanto, estos indicadores ecológicos incluyen respuestas de taxones no incluidos en el SSD.
Riqueza de taxones (larva) con una función logística de tres niveles de (A) fipronilo, (B) desulfinilo, (C) sulfona y (D) concentración de sulfuro.Cada punto de datos representa larvas de un único flujo al final del experimento meso de 30 días.La riqueza de taxones es el recuento de taxones únicos en cada corriente.El valor de concentración es el promedio ponderado en el tiempo de la concentración observada de cada corriente medida al final del experimento de 30 días.La amida de fipronil (no mostrada) no tiene relación con taxones ricos.Tenga en cuenta que el eje x está en una escala logarítmica.EC20 y EC50 con SE se informan en la Tabla S1.
En la concentración más alta de los cinco compuestos de fipronil, la tasa de aparición de Uetridae disminuyó.Se observó que el porcentaje de germinación (CE50) de sulfuro, sulfona, fipronil, amida y desulfinilo disminuyó en un 50 % en concentraciones de 0,03, 0,06, 0,11, 0,78 y 0,97 μg/l respectivamente (Figura 2 y Figura S5).En la mayoría de los experimentos de 30 días, todos los tratamientos con fipronil, desulfinil, sulfona y sulfuro se retrasaron, excepto algunos tratamientos de baja concentración (Figura 2), y se inhibió su aparición.En el tratamiento con amida, el efluente acumulado durante todo el experimento fue mayor que el del control, con una concentración de 0,286μg/litro.La concentración más alta (4,164 μg/litro) durante todo el experimento inhibió el efluente, y la tasa de efluente del tratamiento intermedio fue similar a la del grupo de control.(Figura 2).
La emergencia acumulada es la emergencia promedio diaria de cada tratamiento menos (A) fipronil, (B) desulfinilo, (C) sulfona, (D) sulfuro y (E) amida en la corriente de control. La emergencia promedio diaria de la membrana.Excepto el control (n = 6), n = 1. El valor de concentración es el promedio ponderado en el tiempo de la concentración observada en cada flujo.
La curva dosis-respuesta muestra que, además de las pérdidas taxonómicas, también se producen cambios estructurales a nivel comunitario.Específicamente, dentro del rango de concentración de la prueba, la abundancia de mayo (Figura S3) y la abundancia de taxones (Figura 1) mostraron relaciones dosis-respuesta significativas con fipronil, desulfinilo, sulfona y sulfuro.Por lo tanto, exploramos cómo estos cambios estructurales conducen a cambios en la función comunitaria probando la cascada nutricional.La exposición de invertebrados acuáticos al fipronil, desulfinil, sulfuro y sulfona tiene un impacto negativo directo en la biomasa del raspador (Figura 3).Para controlar el impacto negativo del fipronil en la biomasa del raspador, el raspador también afectó negativamente a la biomasa de clorofila a (Figura 3).El resultado de estos coeficientes de trayectoria negativos es un aumento neto de clorofila a a medida que aumenta la concentración de fipronil y degradantes.Estos modelos de vías totalmente mediadas indican que una mayor degradación de fipronil o fipronil conduce a un aumento en la proporción de clorofila a (Figura 3).Se supone de antemano que el efecto directo entre el fipronil o la concentración de degradación y la biomasa de clorofila a es cero, porque los compuestos de fipronil son pesticidas y tienen baja toxicidad directa para las algas (por ejemplo, la concentración base aguda de plantas no vasculares de la EPA es de 100 μg/L). fipronil, grupo disulfóxido, sulfona y sulfuro; https://epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/aquatic-life-benchmarks-and-ecological-risk), todos los resultados (modelos válidos) respaldan esto hipótesis.
El fipronil puede reducir significativamente la biomasa (efecto directo) del pastoreo (el grupo raspador son las larvas), pero no tiene ningún efecto directo sobre la biomasa de clorofila a.Sin embargo, el fuerte efecto indirecto del fipronil es aumentar la biomasa de clorofila a en respuesta a un menor pastoreo.La flecha indica el coeficiente de ruta estandarizado y el signo menos (-) indica la dirección de asociación.* Indica el grado de importancia.
Los tres SSD (solo capa intermedia, capa intermedia más datos ECOTOX y capa intermedia más datos ECOTOX corregidos por diferencias en la duración de la exposición) produjeron valores HC5 nominalmente diferentes (Tabla S3), pero los resultados estuvieron dentro del rango SE.En el resto de este estudio, nos centraremos en los datos SSD solo con el universo meso y el valor HC5 relacionado.Para obtener una descripción más completa de estas tres evaluaciones de SSD, consulte los materiales complementarios (Tablas S2 a S5 y Figuras S6 y S7).La distribución de datos que mejor se ajusta (puntuación estándar de información de Akaike más baja) de los cuatro compuestos de fipronil (Figura 4) utilizados solo en el mapa SSD meso-sólido es el log-gumbel de fipronil y sulfona, y el weibull de sulfuro y γ desulfurado ( Tabla S3).Los valores de HC5 obtenidos para cada compuesto se informan en la Figura 4 solo para el universo meso, y en la Tabla S3 se informan los valores de HC5 de los tres conjuntos de datos SSD.Los valores de HC50 de los grupos fipronilo, sulfuro, sulfona y desulfinilo [22,1±8,78 ng/L (IC del 95%, 11,4 a 46,2), 16,9±3,38 ng/L (IC del 95%, 11,2 a 24,0), 8,80± 2,66 ng/l (IC del 95 %: 5,44 a 15,8) y 83,4 ± 32,9 ng/l (IC del 95 %: 36,4 a 163)] Estos compuestos son significativamente más bajos que la riqueza de taxones EC50 (número total de taxones únicos) (Tabla S1 ; las notas en la tabla de material complementario son microgramos por litro).
En el experimento a mesoescala, cuando se expone a (A) fipronil, (B) dessulfinil fipronil, (C) fipronil sulfona, (D) sulfuro de fipronil durante 30 días, la sensibilidad de la especie se describe como el valor EC50 del taxón.La línea discontinua azul representa el IC del 95%.La línea discontinua horizontal representa HC5.El valor de HC5 (ng/l) de cada compuesto es el siguiente: fipronil, 4,56 ng/l (IC del 95 %, 2,59 a 10,2);Sulfuro, 3,52 ng/L (1,36 a 9,20);sulfona, 2,86 ng/litro (1,93 a 5,29);y sulfinilo, 3,55 ng/litro (0,35 a 28,4).Tenga en cuenta que el eje x está en una escala logarítmica.
En los cinco estudios regionales, se detectó fipronil (padres) en el 22% de los 444 puntos de muestreo de campo (Tabla 1).La frecuencia de detección de florfenib, sulfona y amida es similar (18% a 22% de la muestra), la frecuencia de detección de sulfuro y desulfinilo es menor (11% a 13%), mientras que el resto de productos de degradación son muy altos.Pocos (1% o menos) o nunca detectados (Tabla 1)..El fipronil se detecta con mayor frecuencia en el sureste (52 % de los sitios) y con menor frecuencia en el noroeste (9 % de los sitios), lo que resalta la variabilidad del uso de benzopirazol y la posible vulnerabilidad de los arroyos en todo el país.Los degradadores suelen mostrar patrones regionales similares, con la frecuencia de detección más alta en el sureste y la más baja en el noroeste o la costa de California.La concentración medida de fipronil fue la más alta, seguida por el compuesto original fipronil (porcentaje del 90 % de 10,8 y 6,3 ng/l, respectivamente) (Tabla 1) (35).La mayor concentración de fipronilo (61,4 ng/L), disulfinilo (10,6 ng/L) y sulfuro (8,0 ng/L) se determinó en el sureste (en las últimas cuatro semanas de la muestra).La mayor concentración de sulfona se determinó en el oeste.(15,7 ng/L), amida (42,7 ng/L), desulfinil flupirnamida (14 ng/L) y sulfonato de fipronilo (8,1 ng/L) (35).La florfenida sulfona fue el único compuesto que se observó que excedía el HC5 (Tabla 1).Los ΣTUFipronils promedio entre las distintas regiones varían mucho (Tabla 1).El promedio nacional de ΣTUFipronils es 0,62 (todas las ubicaciones, todas las regiones), y 71 sitios (16%) tienen ΣTUFipronils > 1, lo que indica que puede ser tóxico para los macroinvertebrados bentónicos.En cuatro de las cinco regiones estudiadas (excepto el Medio Oeste), existe una relación significativa entre los pesticidas SPEAR y ΣTUFipronil, con un R2 ajustado que oscila entre 0,07 a lo largo de la costa de California y 0,34 en el sureste (Figura 5).
*Compuestos utilizados en experimentos mesoscópicos.†ΣTUFipronils, la mediana de la suma de unidades de toxina [concentración de campo observada de cuatro compuestos de fipronil/concentración peligrosa de cada compuesto del quinto percentil de las especies infectadas con SSD (Figura 4)] Para las muestras semanales de fipronil, los últimos 4 Se calcularon las semanas de muestras de pesticidas recolectadas en cada sitio.‡El número de lugares donde se miden los pesticidas.§El percentil 90 se basa en la concentración máxima observada en el sitio durante las últimas 4 semanas de muestreo de pesticidas.con el porcentaje de muestras analizadas.¶ Utilice el IC del 95 % del valor de HC5 (Figura 4 y Tabla S3, solo meso) para calcular el IC.El decloroflupinib se ha analizado en todas las regiones y nunca se ha encontrado.ND, no detectado.
La unidad tóxica de fipronil es la concentración medida de fipronil dividida por el valor de HC5 específico del compuesto, que se determina mediante el SSD obtenido del experimento de medios (consulte la Figura 4).Línea negra, modelo aditivo generalizado (GAM).La línea discontinua roja tiene un IC del 95% para GAM.ΣTUFipronils se convierte a log10 (ΣTUFipronils+1).
Los efectos adversos del fipronil en especies acuáticas no objetivo han sido bien documentados (15, 21, 24, 25, 32, 33), pero este es el primer estudio en el que es sensible en un ambiente de laboratorio controlado.Las comunidades de los taxones estuvieron expuestas a compuestos de fipronil y los resultados se extrapolaron a escala continental.Los resultados del experimento mesocósmico de 30 días pueden producir 15 grupos discretos de insectos acuáticos (Tabla S1) con concentraciones no reportadas en la literatura, entre los cuales los insectos acuáticos en la base de datos de toxicidad están subrepresentados (53, 54).Las curvas dosis-respuesta específicas de taxones (como la CE50) se reflejan en cambios a nivel de comunidad (como la riqueza de taxones y la pérdida de abundancia de moscas) y cambios funcionales (como cascadas nutricionales y cambios en la apariencia).El efecto del universo mesoscópico se extrapoló al campo.En cuatro de las cinco áreas de investigación en los Estados Unidos, la concentración de fipronil medida en el campo se correlacionó con la disminución del ecosistema acuático en el agua corriente.
El valor de HC5 del 95% de las especies en el experimento de membrana media tiene un efecto protector, lo que indica que las comunidades de invertebrados acuáticos en general son más sensibles a los compuestos de fipronil de lo que se pensaba anteriormente.El valor de HC5 obtenido (florfenib, 4,56 ng/litro; desulfoxirano, 3,55 ng/litro; sulfona, 2,86 ng/litro; sulfuro, 3,52 ng/litro) es de varias veces (florfenib) a tres veces más de un orden de magnitud (desulfinil ) por debajo del actual punto de referencia para invertebrados crónicos de la EPA [fipronil, 11 ng/litro;desulfinilo, 10.310 ng/litro;sulfona, 37 ng/litro;y sulfuro, de 110 ng/litro (8)].Los experimentos mesoscópicos identificaron muchos grupos que son sensibles al fipronil en lugar de los indicados por el punto de referencia de invertebrados crónicos de la EPA (4 grupos que son más sensibles al fipronil, 13 pares de desulfinilo, 11 pares de sulfona y 13 pares de sensibilidad al sulfuro) (Figura 4 y tabla) S1).Esto demuestra que los puntos de referencia no pueden proteger a varias especies que también se observan en el mundo medio y que también están muy extendidas en los ecosistemas acuáticos.La diferencia entre nuestros resultados y el punto de referencia actual se debe principalmente a la falta de datos de pruebas de toxicidad del fipronil aplicables a una variedad de taxones de insectos acuáticos, especialmente cuando el tiempo de exposición excede los 4 días y el fipronil se degrada.Durante el experimento mesocósmico de 30 días, la mayoría de los insectos de la comunidad de invertebrados fueron más sensibles al fipronil que el organismo de prueba común azteca (crustáceo), incluso después de corregir el azteca. La EC50 de Teike lo hace igual después de una transformación aguda.(Generalmente 96 horas) al tiempo de exposición crónica (Figura S7).Se alcanzó un mejor consenso entre el experimento de la membrana media y el estudio publicado en ECOTOX utilizando el organismo de prueba estándar Chironomus dilutus (un insecto).No sorprende que los insectos acuáticos sean particularmente sensibles a los pesticidas.Sin ajustar el tiempo de exposición, el experimento a mesoescala y los datos completos de la base de datos ECOTOX mostraron que se observó que muchos taxones eran más sensibles a los compuestos de fipronil que a Clostridium diluido (Figura S6).Sin embargo, al ajustar el tiempo de exposición, Dilution Clostridium es el organismo más sensible al fipronil (padre) y al sulfuro, aunque no es sensible a la sulfona (Figura S7).Estos resultados ilustran la importancia de incluir múltiples tipos de organismos acuáticos (incluidos múltiples insectos) para producir concentraciones reales de pesticidas que puedan proteger a los organismos acuáticos.
El método SSD puede proteger taxones raros o insensibles cuya CE50 no se puede determinar, como Cinygmula sp., Isoperla fulva y Brachycentrus americanus.Los valores de EC50 de la abundancia de taxones y la abundancia de moscas que reflejan cambios en la composición de la comunidad son consistentes con los valores de HC50 de la SSD de fipronil, sulfona y sulfuro.El protocolo respalda la siguiente idea: el método SSD utilizado para derivar umbrales puede proteger a toda la comunidad, incluidos los taxones raros o insensibles de la comunidad.El umbral de organismos acuáticos determinado a partir de SSD basados ​​en sólo unos pocos taxones o taxones insensibles puede ser muy insuficiente para proteger los ecosistemas acuáticos.Este es el caso del desulfinilo (Figura S6B).Debido a la falta de datos en la base de datos ECOTOX, la concentración basal crónica de invertebrados de la EPA es de 10,310 ng/L, que es cuatro órdenes de magnitud mayor que los 3,55 ng/L de HC5.Los resultados de diferentes conjuntos de respuestas de taxones producidos en experimentos mesoscópicos.La falta de datos de toxicidad es particularmente problemática para los compuestos degradables (Figura S6), lo que puede explicar por qué los puntos de referencia biológicos acuáticos existentes para sulfonas y sulfuros son entre 15 y 30 veces menos sensibles que el valor SSD HC5 basado en el Universo de China.La ventaja del método de membrana media es que se pueden determinar múltiples valores de EC50 en un solo experimento, lo cual es suficiente para formar un SSD completo (por ejemplo, desulfinilo; Figura 4B y Figuras S6B y S7B), y tiene un impacto significativo. sobre los taxones naturales del ecosistema protegido Muchas respuestas.
Los experimentos mesoscópicos muestran que el fipronil y sus productos de degradación pueden tener efectos adversos indirectos y subletales evidentes sobre el funcionamiento de la comunidad.En el experimento mesoscópico, los cinco compuestos de fipronil parecieron afectar la aparición de insectos.Los resultados de la comparación entre las concentraciones más altas y más bajas (inhibición y estimulación de la emergencia individual o cambios en el tiempo de emergencia) son consistentes con los resultados reportados anteriormente de experimentos meso utilizando el insecticida bifentrina (29).La aparición de adultos proporciona importantes funciones ecológicas y puede verse alterada por contaminantes como el fipronil (55, 56).La emergencia simultánea no sólo es crítica para la reproducción de insectos y la persistencia de la población, sino también para el suministro de insectos maduros, que pueden usarse como alimento para animales acuáticos y terrestres (56).Prevenir la aparición de plántulas puede afectar negativamente el intercambio de alimentos entre los ecosistemas acuáticos y los ecosistemas ribereños, y extender los efectos de los contaminantes acuáticos a los ecosistemas terrestres (55, 56).La disminución en la abundancia de raspadores (insectos que comen algas) observada en el experimento de mesoescala resultó en una disminución en el consumo de algas, lo que resultó en un aumento de la clorofila a (Figura 3).Esta cascada trófica cambia los flujos de carbono y nitrógeno en la red alimentaria líquida, similar a un estudio que evaluó los efectos del piretroide bifentrina en las comunidades bentónicas (29).Por lo tanto, los fenilpirazoles, como el fipronil y sus productos de degradación, los piretroides y quizás otros tipos de insecticidas, pueden promover indirectamente el aumento de la biomasa de algas y la perturbación del carbono y el nitrógeno en pequeños arroyos.Otros impactos pueden extenderse a la destrucción de los ciclos del carbono y el nitrógeno entre los ecosistemas acuáticos y terrestres.
La información obtenida de la prueba de membrana media nos permitió evaluar la relevancia ecológica de las concentraciones del compuesto de fipronil medidas en estudios de campo a gran escala realizados en cinco regiones de los Estados Unidos.En 444 corrientes pequeñas, el 17 % de la concentración promedio de uno o más compuestos de fipronil (promedio durante 4 semanas) excedió el valor de HC5 obtenido de la prueba de medios.Utilice el SSD del experimento de mesoescala para convertir la concentración medida del compuesto de fipronil en un índice relacionado con la toxicidad, es decir, la suma de unidades de toxicidad (ΣTUFipronils).El valor de 1 indica toxicidad o la exposición acumulativa del compuesto de fipronil excede la protección conocida de la especie con un valor del 95%.La relación significativa entre ΣTUFipronil en cuatro de las cinco regiones y el indicador SPEARpesticides de la salud de la comunidad de invertebrados indica que el fipronil puede afectar negativamente a las comunidades de invertebrados bentónicos en ríos en múltiples regiones de los Estados Unidos.Estos resultados apoyan la hipótesis de Wolfram et al.(3) El riesgo de los insecticidas de fenpirazol para las aguas superficiales en los Estados Unidos no se comprende completamente porque el impacto en los insectos acuáticos ocurre por debajo del umbral regulatorio actual.
La mayoría de los arroyos con un contenido de fipronil superior al nivel tóxico se encuentran en la región sureste relativamente urbanizada (https://webapps.usgs.gov/rsqa/#!/region/SESQA).La evaluación anterior del área no solo concluyó que el fipronil es el principal factor estresante que afecta la estructura de la comunidad de invertebrados en el arroyo, sino también que el bajo nivel de oxígeno disuelto, el aumento de nutrientes, los cambios de flujo, la degradación del hábitat y otros pesticidas y la categoría de contaminante son una importante fuente de estrés (57).Esta combinación de factores estresantes es consistente con el “síndrome del río urbano”, que es la degradación de los ecosistemas fluviales que se observa comúnmente en relación con el uso del suelo urbano (58, 59).Las señales de uso de suelo urbano en la región Sudeste están creciendo y se espera que aumenten a medida que crece la población de la región.Se espera que aumente el impacto del futuro desarrollo urbano y de los pesticidas en la escorrentía urbana (4).Si la urbanización y el uso de fipronil continúan creciendo, el uso de este pesticida en las ciudades puede afectar cada vez más a las comunidades de los arroyos.Aunque el metanálisis concluye que el uso de pesticidas agrícolas amenaza los ecosistemas fluviales globales (2, 60), suponemos que estas evaluaciones subestiman el impacto global general de los pesticidas al excluir los usos urbanos.
Varios factores estresantes, incluidos los pesticidas, pueden afectar a las comunidades de macroinvertebrados en cuencas hidrográficas desarrolladas (uso de la tierra urbano, agrícola y mixto) y pueden estar relacionados con el uso de la tierra (58, 59, 61).Aunque este estudio utilizó el indicador SPEARpesticides y las características de toxicidad del fipronil específicas para organismos acuáticos para minimizar el impacto de los factores de confusión, el desempeño del indicador SPEARpesticides puede verse afectado por la degradación del hábitat, y el fipronil se puede comparar con otros pesticidas relacionados (4, 17, 51, 57).Sin embargo, un modelo de factores estresantes múltiples desarrollado utilizando mediciones de campo de los dos primeros estudios regionales (Medio Oeste y Sudeste) mostró que los pesticidas son un importante factor estresante aguas arriba para las condiciones de las comunidades de macroinvertebrados en los ríos.En estos modelos, variables explicativas importantes incluyen pesticidas (especialmente bifentrina), nutrientes y características del hábitat en la mayoría de los arroyos agrícolas del Medio Oeste, y pesticidas (especialmente fipronil) en la mayoría de las ciudades del sureste.Cambios en oxígeno, nutrientes y flujo (61, 62).Por lo tanto, aunque los estudios regionales intentan abordar el impacto de factores estresantes no pesticidas en los indicadores de respuesta y ajustar los indicadores predictivos para describir el impacto del fipronil, los resultados de campo de esta encuesta respaldan la opinión del fipronil.) Debe considerarse una de las fuentes de presión más influyentes en los ríos americanos, especialmente en el sureste de Estados Unidos.
La ocurrencia de degradación de pesticidas en el medio ambiente rara vez está documentada, pero la amenaza para los organismos acuáticos puede ser más dañina que el cuerpo original.En el caso del fipronil, los estudios de campo y los experimentos a mesoescala han demostrado que los productos de degradación son tan comunes como el cuerpo original en las corrientes muestreadas y tienen la misma o mayor toxicidad (Tabla 1).En el experimento de membrana media, la fluorobenzonitrilo sulfona fue el más tóxico de los productos de degradación de pesticidas estudiados, y fue más tóxico que el compuesto original, y también se detectó con una frecuencia similar a la del compuesto original.Si sólo se miden los pesticidas originales, es posible que no se noten los posibles eventos de toxicidad, y la relativa falta de información sobre la toxicidad durante la degradación de los pesticidas significa que su ocurrencia y consecuencias pueden ignorarse.Por ejemplo, debido a la falta de información sobre la toxicidad de los productos de degradación, se llevó a cabo una evaluación exhaustiva de los pesticidas en los arroyos suizos, incluidos 134 productos de degradación de pesticidas, y solo el compuesto original se consideró como compuesto original en su evaluación de riesgos ecotoxicológicos.
Los resultados de esta evaluación de riesgos ecológicos indican que los compuestos de fipronil tienen efectos adversos sobre la salud de los ríos, por lo que se puede inferir razonablemente que se pueden observar efectos adversos en cualquier lugar donde los compuestos de fipronil excedan el nivel de HC5.Los resultados de los experimentos mesoscópicos son independientes de la ubicación, lo que indica que la concentración de fipronil y sus productos de degradación en muchos taxones de corrientes es mucho menor que la registrada anteriormente.Creemos que es probable que este descubrimiento se extienda a la protobiota de arroyos prístinos en cualquier lugar.Los resultados del experimento de mesoescala se aplicaron a estudios de campo a gran escala (444 pequeños arroyos compuestos de usos mixtos urbanos, agrícolas y terrestres en cinco regiones principales de los Estados Unidos), y se encontró que la concentración de muchos arroyos Se espera que sea el lugar donde se detectó el fipronil. La toxicidad resultante sugiere que estos resultados pueden extenderse a otros países donde se usa fipronil.Según los informes, el número de personas que utilizan fipronil está aumentando en Japón, el Reino Unido y los EE. UU. (7).El fipronil está presente en casi todos los continentes, incluidos Australia, América del Sur y África (https://coherentmarketinsights.com/market-insight/fipronil-market-2208).Los resultados de los estudios de meso a campo presentados aquí indican que el uso de fipronil puede tener importancia ecológica a escala global.
Para obtener materiales complementarios para este artículo, consulte http://advances.sciencemag.org/cgi/content/full/6/43/eabc1299/DC1
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Janet L. Miller, Travis S. Schmidt, Peter C. Van Meter, Barbara Mahler (Barbara J. Mahler, Mark W. Sandstrom, Lisa H. Nowell, Daren M. Carlisle, Patrick W. Moran
Los estudios han demostrado que los pesticidas comunes que se detectan con frecuencia en los arroyos estadounidenses son más tóxicos de lo que se pensaba anteriormente.
Janet L. Miller, Travis S. Schmidt, Peter C. Van Meter, Barbara Mahler (Barbara J. Mahler, Mark W. Sandstrom, Lisa H. Nowell, Daren M. Carlisle, Patrick W. Moran
Los estudios han demostrado que los pesticidas comunes que se detectan con frecuencia en los arroyos estadounidenses son más tóxicos de lo que se pensaba anteriormente.
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