三丁基锡（TBT）对陆地生物及其物种的毒性敏感度分布外文翻译资料

 2022-03-27 07:03

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三丁基锡（TBT）对陆地生物及其物种的毒性敏感度分布

摘要：

受三丁基锡（TBT）污染的港口沉积物，污水污泥和杀菌剂产品对陆地环境的污染一直引起关注，可能对土壤无脊椎动物和植物构成风险。

本研究旨在提高土壤中的三丁基锡毒性数据的质量和数量来对陆地生态风险系统的生态风险进行评价。为此，对Porcellionides、pruinosus，Folsomia念珠菌、白菜和小麦进行生物鉴定来评价TBT（如氯化）对这些物种的毒性影响。此外，这项研究有助于增加关于土壤住宅有机体对三丁基锡化合物毒性的数据量。结果表明在测试的所有物种中的三丁基锡化合物浓度与毒性的增加剂量-反应关系。文献中的结论会被收集用来构建物种敏感性分布（SSD）曲线，并且用所有数据计算5% 的危险浓度值（HC5），对于各个类型的土壤和TBT配方的使用。

TBT在土壤中的HC5值为2.06mgTBT/kg土壤干重。关于三丁基锡化合物在土壤中浓度的资料很少。此外，预测的无效应浓度（PNEC）值被确定为30mu;g/kg土壤。只有一项研究发现指三丁基锡化合物污染的土壤，而且是三丁基锡化合物浓度低于0.024mu;gTBT/kg 的湿地土壤。因此可以得出结论真正的三丁基锡化合物浓度表示低风险的环境影响。总之，使用所有可用数据进行SSD曲线的构建和5%危害浓度的计算相对于用每个土壤和TBT类型进行的SSD曲线构建是一个合适的办法。关于三丁基锡化合物浓度对土壤生物毒性的进一步调查，需要增加数据和提高风险计算。

关键词：三丁基锡（TBT）；物种灵敏度分布（SSD）；无脊椎动物；植物；

土壤类型；风险评估

  1. 引言

三丁基锡化合物（TBT）被广泛用作船舶和水产养殖设施的防污剂（Murai等，2005）。其他用途包括杀虫剂，杀菌剂，木材防腐剂，PVC稳定剂（Cruz等，2010）以及在造纸厂控制黏菌（Corsini等，1997）。20世纪80年代，三丁基锡被公认为内分泌干扰物（Lintelmann等，2003），与雌性青春痘和牡蛎上的增稠性畸变现象有关（de Mora和Pelletier ,1997;Evans和Nicholson,2000;Morcillo和Porte,2000）。体外研究表明，TBT可能导致哺乳动物的免疫毒性、teratotoxicity和神经毒性包括人类（Cooke, 2002; Girard 等, 2000; Snoeij 等, 1986; Tsunoda等., 2006; Whalen等, 1999）。

自代以来汇编的数据表明，在沿海环境的所有媒体中都存在TBT化合物：水、沉积物和生物，包括大型哺乳动物（Alzieu,1998）。由于TBT化合物对水生生物的毒性影响很高即使是低浓度，因此主要关注TBT化合物对水和沉积物的污染（Hoch，2001）。然而，对于土壤中TBT的污染的研究非常不足（Comelis等，2006）。通过疏浚污染沉积物和土地处置、农药产品的应用（Marcic等，2006）、大气沉降（Huang等，2004）、城市污水和污水污泥等，可以通过TBT对土壤的污染（Fent，1996）。TBT复合化合物是有毒的, 具有生物蓄积性和持久性（Maguire，2000）, 在土壤中的半衰期值范围为15星期到几年（Lespes等，2009）,因此, 即使被禁止, 也可以在沉积物/土壤中发现TBT（Undap等，2013）。此外, 一些含有TBT的产品仍在商业化, 在发展中国家非法使用含有TBT的防污涂料, 对海洋水域的连续污染 从而导致沉积物和土壤的污染（Takahashi等，1999）。因此, 它们在土壤内的存在是非常令人关注的, 并且必须考虑TBT到达土壤中动植物的风险。因此, 评估其对陆地生态系统的生态风险是重要的。

评价生态风险的一种方法是通过构造物种敏感性分布 (SSD）来表征TBT敏感性的变异。这一模式已被欧洲六个国家使用, 为土壤和地下水设置土壤质量标准 (SQSs)。SSD假定不同的物种, 例如微生物, 无脊椎动物或植物对同一化合物有不同的反应（Swartjes，2012）。SSD用于估算危险浓度 (HC) 对物种（HCp）某一比例 (p%)的影响（Maltby，2005,2009）。通常它被计算为 HC5 值 (物种危险浓度5% ) 或95% 保护级别（van Straalen和van Rijn, 1998; Wheeler等, 2002）。当生态毒理学数据可用时，SSD可以计算预测的无影响浓度 (PNEC) 为SSD的5%, 但这只是建议（MERAG，2007）。通过SSD， 还可以计算出最大允许浓度 (MPC), 这是一个环境风险限制, 结果来自 HC5 和一个1和5之间的评估因素的比（van Vlaardingen 和Verbruggen,2007）。

虽然生态风险评估保护社区和生态系统, 但它通常是使用单物种测试数据。SSD的使用允许所有单物种数据的组合（Kooijman,1987) (Forbes等, 2008）。尽管这一方法需要几个物种数据集, 但它们的毒性是单独评估的, 物种之间没有相互作用（Forbes和Forbes,1993; Forbes和Calow, 2002; Smith和Cairns, 1993）。SSD模型也有缺点, 因为它没有考虑到生态系统的功能例如毒物的生物利用度（Aldenberg和Jaworska, 2000）。同时, SSD方法的优点是提供了对选定物种的毒性概率陈述, 因为暴露浓度与影响的频率分布相结合（Forbes and Calow,，2002）。

这项研究的主要目标是进行评估TBT对陆地生态系统的生态风险来提高土壤中TBT毒性的数据的数量和质量。为此, 研究了在土壤无脊椎动物 Porcellionides pruinosus 和 Folsomia 念珠菌和植物小麦中TBT的毒性, 以达到全剂量响应曲线。然后, 结合文献采集的数据, 建立了 SSD的实验结果, 并计算了 HC5 值。为了准确推导 EC50、NOEC 和LOEC值, 需要全剂量响应曲线。因此, 为了实现它, 采用了较高浓度的TBT计算 EC50 值, 然后利用它们来构造SSD和推导 HC5 值。考虑到可用的数据的异构性, 还涉及到使用的土壤类型和TBT配方, 几个固态SSD的方法用于提高HC5的输出。

  1. 材料和方法

2.1实验化学和实验土壤

从Sigma Aldrich获得三丁基锡（[CH3（CH2）3）] 3SN CL）；纯度97%）,摩尔质量为325.49克/摩尔。

采用的农业土壤从葡萄牙中部地区获取，具有以下特点：pH值为7.48，土壤有机质含量= 2.4%，粘土=7%，砂= 88.7%，密度（克/立方厘米）= 2.4和持水能力= 26%。在测试之前，土壤样品风干过筛（5毫米网目尺寸）。农田在近五年内未使用过杀虫剂（Santos，2011）。

土壤中掺入的TBT溶于乙醇原液（从VWR得到无水乙醇）。该原液等分混合蒸馏水，然后与土壤混合。在动物试验中将土壤水分调整到40%的最大持水量（WHCmax），在60%和70%的虫和植物独立试验。

2.2测试有机体

在这些实验中使用的等足目动物(p. pruinosus) 以前是从马粪堆收集 (葡萄牙科英布拉农业学校) 并且维护在25plusmn;2°C 与16:8 h (光: 暗) 光周期的实验室环境中。所有的测试仅选择成年男性和未怀孕的女性（15-25mg湿重量）。跳虫 (f. 念珠菌) 从一个同步的室内实验室培养的19plusmn;2°C 保持 16:8 (光: 暗) 光周期中收集。实验中只使用了10到12天的少年跳虫。使用的两种植物是单子叶植物小麦和双子叶植物萝卜, 一种快速循环的萝卜油菜品种,根据 ISO准则11269-2 披露的物种清单（ISO，1995)。小麦种子是从葡萄牙 Esmoriz 的一家农业商店购得的, 而萝卜籽则是从卡罗莱纳生物供应公司获得的。

2.3实验程序

2.3.1等足目动物测试

P. Pruinosus的两个喂食抑制实验是使用: 1) 受污染的食物 （Loureiro 等 2006), 和 2) 受污染的土壤作为曝光路径。食物曝光路线，是将一个有净底顶部箱子和一个石膏底下部箱子,二个塑料箱子重叠。净底允许粪便存放在下部箱的石膏上, 以备日后采集, 避免食粪性。在实验前和试验后的一天内等足类动物被单独放置在有被污染的老叶的箱子上面，在测试期间 (14 天)不提供食物，让他们清空他们的内脏。叶被污染的局部与水溶液的测试化学 (TBT溶解在乙醇和水)。对五个浓度进行了测试（1,2,4,6,8和16mu;gTBT/mg叶干重）加水控制，每次实验进行十次复制。

对于受污染的土壤暴露路径，饲养抑制实验以六个浓度梯度运行（5.4, 17.3, 54.3, 173, 547 和1732mg tbt/kg土壤干重），溶剂控制和水控制, 并且每次处理和控制进行十次复制。

被污染的土壤被放入塑料盒 (80毫米宽;45毫米高)，并且等足目动物被单独保存在测试容器中14天。等足目动物和叶子在测试的开始和结尾被称重。在试验前后叶片在50℃中干燥, 以获得其干重。实验测定了动物的死亡率。

一些参数的计算使用了以下几个等式：

，对于两条曝光路线，和

，和 ， 对于受污染的食物暴露路线

其中 ---消耗量比率（叶mg/等足类mg），---同化率（叶mg/等足类mg）

---排泄率（粪便mg/等足类mg）， ---粪便产生量（mg）

---初始叶重（干重mg），---最终叶重（干重mg）

---最初等足类动物的重量（干重mg）， Dw---干重（Loureiro等，2006b）

对避障行为进行了实验程序由Loureiro等提出（2005）。等足类动物饲养48h的矩形塑料容器被分为两个部分：测试箱的一部分填充了控制土壤（水控制）和另一部分用实验土壤。在测试结束时计算每个土壤室的等足类动物的数量和死亡率。4个浓度选择（0.2,2,20,和200mg TBT/kg土壤干重）和测试对照（水控制土壤），外加控制（水控制土壤 vs 水控制土壤）和溶剂控制 (水控制土壤 vs 溶剂控制土壤), 并且每个重复三次。回避的百分比计算方程： 其中 是回避率（%） 是控制土壤里等足类动物的数量 是实验土壤里等足类动物的数量 是生物体总数（ISO，2007）.为了计算与水的控制之间的退避，一个被标记为C另一个被标记为T，比如公式里。

2.3.2跳虫的测试

根据ISO 11267协议（ISO，1999）进行跳虫繁殖实验。四个浓度的TBT（6, 12, 24和48 mg TBT /公斤土壤干重），溶剂和水控制进行了测试。每十只跳虫（10至12天）在单独的玻璃瓶中暴露于TBT下28天。最后，每个罐子里的东西被转移到较大的充满水的玻璃容器中。搅拌土壤，加入深色墨水以改善动物和媒介之间的对比度。根据西格玛扫描提供的图像分析软件, 对内容进行拍照, 以便自动计数。

2.3.3植物的实验

对小麦和白菜的生物测定方法适用于ISO 11269-2:7标准协议（ISO，1995）。

每个对照和对照的生物测定进重复4次。十个种子 (没有杀菌处理) 被安置在一个塑料罐中。塑料管被放在一个充满水的塑料碗的顶部，通过光纤玻璃蕊进行毛细血管作用保持土壤湿度。基于文献和以前的测试选择了四种浓度（Hund-Rinke和Simon，2005）：12.5,25,50和75mg TBT / kg，加上对照和溶剂控制（乙醇）。每天记录发芽种子的总数，定期进行观察以检查植物颜色，其他症状或死亡的变化。在测试结束时，收获所有植物（在土壤表面上切割），并记录生长（枝条长度）和生物量（新鲜和干重）。在白菜中也记录了花芽的数量。对于两种物种，使用方程WC = [（FW-DW）/ FW] * 100计算含水量（WC），其中，FW是植物鲜重，DW是植物干重。

在所有实验中，观察和维持以下条件：温度为20plusmn;2℃，16：8h（光照：暗）光周期。在每个实验的开始和结束时，根据ISO标准程序（ISO，1994）测量土壤pH值。

2.4统计分析

使用t检验（Systat Software Inc.，2008）检查对照土和溶剂对照暴露之间的差异。当对照之间观察到差异时，将所有TBT相关效应与溶剂控制情况进行比较。使用单因素方差分析进行对照和TBT浓度之间的比较。如果数据不正态分布，而且数据转换不正确，则进行Kruskal-Wallis单向方差分析。当Dunnett的方法发生明显的差异时，Dunn或Holm-Sidak的方法用来区分治疗之间的统计学差异（Systat Software Inc.，2008）。

使用具有S形

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