Les pesticides dans les cours d'eau deviennent de plus en plus une préoccupation mondiale, mais il existe peu d'informations sur la concentration sûre des écosystèmes aquatiques.Au cours d'une expérience mésocosmique de 30 jours, les invertébrés aquatiques benthiques indigènes ont été exposés à l'insecticide commun fipronil et à quatre types de produits de dégradation.Le composé fipronil a provoqué des changements dans l'émergence et la cascade trophique.La concentration efficace (EC50) à laquelle le fipronil et ses produits de dégradation sulfure, sulfone et désulfinyle provoquent une réponse de 50 % a été développée.Les taxanes ne sont pas sensibles au fipronil.La concentration de danger de 5 % des espèces affectées à partir de 15 valeurs mésocosmiques EC50 est utilisée pour convertir la concentration du composé de fipronil dans l'échantillon de terrain en la somme des unités toxiques (∑TUFipronils).Dans 16 % des flux tirés de cinq études régionales, la moyenne du ∑TUFipronil dépassait 1 (indiquant une toxicité).Les indicateurs d'invertébrés des espèces en péril sont négativement corrélés avec le TUTUipronil dans quatre des cinq zones d'échantillonnage.Cette évaluation des risques écologiques montre que de faibles concentrations de composés de fipronil réduiront les communautés riveraines dans de nombreuses régions des États-Unis.
Bien que la production de produits chimiques synthétiques ait considérablement augmenté au cours des dernières décennies, l’impact de ces produits chimiques sur les écosystèmes non ciblés n’a pas été entièrement compris (1).Dans les eaux de surface, où 90 % des terres agricoles mondiales sont perdues, il n’existe aucune donnée sur les pesticides agricoles, mais là où il existe des données, le temps nécessaire aux pesticides pour dépasser les seuils réglementaires est de moitié (2).Une méta-analyse des pesticides agricoles dans les eaux de surface aux États-Unis a révélé que dans 70 % des lieux d'échantillonnage, au moins un pesticide dépassait le seuil réglementaire (3).Cependant, ces méta-analyses (2, 3) se concentrent uniquement sur les eaux de surface affectées par l'utilisation des terres agricoles et constituent un résumé d'études discrètes.Les pesticides, en particulier les insecticides, existent également en fortes concentrations dans le drainage des paysages urbains (4).Il est rare de réaliser une évaluation complète des pesticides présents dans les eaux de surface rejetées par l’agriculture et les paysages urbains ;par conséquent, on ne sait pas si les pesticides constituent une menace à grande échelle pour les ressources en eaux de surface et leur intégrité écologique.
Les benzopyrazoles et les néonicotinoïdes représentaient un tiers du marché mondial des pesticides en 2010 (5).Dans les eaux de surface aux États-Unis, le fipronil et ses produits de dégradation (phénylpyrazoles) sont les composés pesticides les plus courants, et leurs concentrations dépassent généralement les normes aquatiques (6-8).Bien que les néonicotinoïdes aient attiré l'attention en raison de leurs effets sur les abeilles et les oiseaux et de leur prévalence (9), le fipronil est plus toxique pour les poissons et les oiseaux (10), tandis que d'autres composés de la classe des phénylpyrazoles ont des effets herbicides (5).Le fipronil est un insecticide systémique utilisé pour lutter contre les ravageurs en milieu urbain et agricole.Depuis que le fipronil est entré sur le marché mondial en 1993, son utilisation aux États-Unis, au Japon et au Royaume-Uni a considérablement augmenté (5).Aux États-Unis, le fipronil est utilisé pour lutter contre les fourmis et les termites, et est utilisé dans des cultures telles que le maïs (y compris le traitement des semences), les pommes de terre et les vergers (11, 12).L'utilisation agricole du fipronil aux États-Unis a culminé en 2002 (13).Bien qu'aucune donnée nationale sur l'utilisation urbaine ne soit disponible, l'utilisation urbaine en Californie a culminé en 2006 et 2015 (https://calpip.cdpr.ca) .gov/main .cfm, consulté le 2 décembre 2019).Bien que des concentrations élevées de fipronil (6,41 μg/L) soient trouvées dans les cours d'eau de certaines zones agricoles avec des taux d'application élevés (14), par rapport aux cours d'eau agricoles, les cours d'eau urbains aux États-Unis ont généralement plus de détection et des concentrations plus élevées, positives pour le l'apparition de tempêtes est associée au test (6, 7, 14-17).
Le fipronil pénètre dans l'écosystème aquatique par ruissellement ou lessivage du sol dans le ruisseau (7, 14, 18).Le fipronil a une faible volatilité (constante de la loi de Henry 2,31 × 10-4 Pa m3 mol-1), une solubilité dans l'eau faible à modérée (3,78 mg/l à 20 °C) et une hydrophobie modérée (log Kow est de 3,9 à 4,1)), le la mobilité dans le sol est très faible (log Koc est de 2,6 à 3,1) (12, 19) et sa persistance dans l'environnement est faible à moyenne (20).Le finazépril est dégradé par photolyse, oxydation, hydrolyse et réduction dépendantes du pH, formant quatre produits de dégradation principaux : le déssulfoxyphénapril (ni sulfoxyde), la sulfone de phénaprénip (sulfone), le filofénamide (amide) et le sulfure de filofénib (sulfure).Les produits de dégradation du fipronil ont tendance à être plus stables et plus durables que le composé parent (21, 22).
La toxicité du fipronil et sa dégradation chez des espèces non ciblées (telles que les invertébrés aquatiques) ont été bien documentées (14, 15).Le fipronil est un composé neurotoxique qui interfère avec le passage des ions chlorure à travers le canal chlorure régulé par l'acide gamma-aminobutyrique chez les insectes, entraînant une concentration suffisante pour provoquer une excitation excessive et la mort (20).Le fipronil est sélectivement toxique, il a donc une plus grande affinité de liaison aux récepteurs pour les insectes que pour les mammifères (23).L'activité insecticide des produits de dégradation du fipronil est différente.La toxicité du sulfone et du sulfure pour les invertébrés d'eau douce est similaire ou supérieure à celle du composé d'origine.Le désulfinyl a une toxicité modérée mais est moins toxique que le composé d'origine.Relativement non toxique (23, 24).La sensibilité des invertébrés aquatiques au fipronil et à la dégradation du fipronil varie considérablement au sein et entre les taxons (15), et dépasse même dans certains cas un ordre de grandeur (25).Enfin, il est prouvé que les phénylpyrazoles sont plus toxiques pour l’écosystème qu’on ne le pensait auparavant (3).
Les références biologiques aquatiques basées sur des tests de toxicité en laboratoire peuvent sous-estimer le risque pour les populations sur le terrain (26-28).Les normes aquatiques sont généralement établies par des essais de toxicité en laboratoire sur une ou plusieurs espèces d'invertébrés aquatiques (par exemple, Diptères : Chironomidae : Chironomus et Crustacés : Daphnia magna et Hyalella azteca).Ces organismes d'essai sont généralement plus faciles à cultiver que d'autres macroinvertébrés benthiques (par exemple, le genre phe ::) et, dans certains cas, sont moins sensibles aux polluants.Par exemple, D. Magna est moins sensible à de nombreux métaux que certains insectes, tandis que A. zteca est moins sensible à l'insecticide pyréthrinoïde bifenthrine qu'aux vers (29, 30).Une autre limite des références existantes réside dans les paramètres utilisés dans les calculs.Les valeurs de référence aiguës sont basées sur la mortalité (ou fixes pour les crustacés), tandis que les valeurs de référence chroniques sont généralement basées sur des paramètres sublétaux (tels que la croissance et la reproduction) (le cas échéant).Cependant, il existe des effets sublétaux répandus, tels que la croissance, l'émergence, la paralysie et le retard de développement, qui peuvent affecter le succès des taxons et la dynamique des communautés.Par conséquent, même si le point de référence fournit un contexte pour l'importance biologique de l'effet, la pertinence écologique en tant que seuil de toxicité est incertaine.
Afin de mieux comprendre les effets des composés du fipronil sur les écosystèmes aquatiques benthiques (invertébrés et algues), des communautés benthiques naturelles ont été amenées en laboratoire et exposées à des gradients de concentration au cours du flux de 30 jours de fipronil ou de l'une des quatre expériences de dégradation du fipronil.L'objectif de la recherche est de produire une concentration avec effet de 50 % (valeur CE50) spécifique à l'espèce pour chaque composé de fipronil représentant un large taxa d'une communauté fluviale, et de déterminer l'impact des polluants sur la structure et la fonction de la communauté [c.-à-d. concentration de danger] 5 % d'espèces affectées (HC5) et effets indirects tels qu'une altération de l'émergence et de la dynamique trophique].Ensuite, le seuil (valeur HC5 spécifique au composé) obtenu à partir de l'expérience mésoscopique a été appliqué au champ collecté par l'United States Geological Survey (USGS) dans cinq régions des États-Unis (Nord-Est, Sud-Est, Midwest, Pacifique Nord-Ouest et Californie centrale). Coastal Zone) Data) dans le cadre de l'évaluation régionale de la qualité des cours d'eau de l'USGS (https://webapps.usgs.gov/rsqa/#!/).À notre connaissance, il s’agit de la première évaluation des risques écologiques.Il étudie de manière approfondie les effets des composés du fipronil sur les organismes benthiques dans un méso-environnement contrôlé, puis applique ces résultats à des évaluations de terrain à l'échelle continentale.
L'expérience mésocosmique de 30 jours a été menée au laboratoire aquatique de l'USGS (AXL) à Fort Collins, Colorado, États-Unis, du 18 octobre au 17 novembre 2017, pour 1 jour de domestication et 30 jours d'expérimentation.La méthode a été décrite précédemment (29, 31) et détaillée dans le matériel supplémentaire.Le réglage de l'espace méso contient 36 flux de circulation dans les quatre flux actifs (réservoirs d'eau en circulation).Chaque ruisseau vivant est équipé d'un refroidisseur pour maintenir la température de l'eau et est éclairé avec un cycle lumière-obscurité 16:8.Le débit de niveau méso est en acier inoxydable, adapté au caractère hydrophobe du fipronil (log Kow = 4,0) et adapté aux solvants de nettoyage organiques (Figure S1).L'eau utilisée pour l'expérience à méso-échelle a été collectée dans la rivière Cache La Poudre (sources en amont, notamment le parc national des Montagnes Rocheuses, la forêt nationale et la division continentale) et stockée dans les quatre réservoirs de stockage en polyéthylène d'AXL.Des évaluations antérieures d'échantillons de sédiments et d'eau prélevés sur le site n'ont révélé aucun pesticide (29).
La conception expérimentale à méso-échelle comprend 30 flux de traitement et 6 flux de contrôle.Le flux de traitement reçoit de l'eau traitée, dont chacune contient des concentrations constantes non répliquées de composés de fipronil : fipronil (fipronil (Sigma-Aldrich, CAS 120068-37-3), amide (Sigma-Aldrich, CAS 205650-69-7), groupe de désulfuration. [Bibliothèque de pesticides de l'Agence américaine de protection de l'environnement (EPA), CAS 205650-65-3], sulfone (Sigma-Aldrich, CAS 120068-37-2) et sulfure (Sigma-Aldrich, CAS 120067-83-6) ; pureté ≥ 97,8 %. Selon les valeurs de réponse publiées (7, 15, 16, 18, 21, 23, 25, 32, 33). En dissolvant le composé de fipronil dans du méthanol (niveau de certification Thermo Fisher Scientific, American Chemical Society) et diluer avec de l'eau désionisée jusqu'au volume requis pour préparer une solution mère concentrée. Étant donné que la quantité de méthanol dans une dose est différente, il est nécessaire d'ajouter du méthanol à tous les flux de traitement selon les besoins. Dans les trois contrôles, pour garantir la même concentration de méthanol ( 0,05 ml/L) dans les cours d'eau. La vue du milieu des trois autres cours d'eau témoins recevait de l'eau de rivière sans méthanol, sinon ils étaient traités comme tous les autres cours d'eau.
Le 8ème jour, le 16ème jour et le 26ème jour, la température, la valeur du pH, la conductivité électrique et la dégradation du fipronil et du fipronil ont été mesurées dans la membrane d'écoulement.Afin de suivre la dégradation du composé parent fipronil au cours du test sur milieu, le fipronil (parents) a été utilisé pour traiter la muqueuse intestinale liquide pendant trois jours supplémentaires [jours 5, 12 et 21 (n = 6)] pour la température, le pH, Échantillonnage de conductivité, de fipronil et de dégradation du fipronil.Les échantillons d'analyse de pesticides ont été collectés en filtrant 10 ml d'eau courante dans un flacon en verre ambré de 20 ml à travers un filtre seringue Whatman 0,7 μm GF/F équipé d'une aiguille de grand diamètre.Les échantillons ont été immédiatement congelés et envoyés au Laboratoire national de qualité de l'eau de l'USGS (NWQL) à Lakewood, Colorado, États-Unis pour analyse.En utilisant une méthode améliorée de la méthode publiée précédemment, le fipronil et 4 produits de dégradation dans des échantillons d'eau ont été déterminés par chromatographie liquide par injection directe aqueuse (DAI)-spectrométrie de masse en tandem (LC-MS/MS ; Agilent 6495).Le niveau de détection de l'instrument (IDL) est estimé comme étant la norme d'étalonnage minimale qui répond à la norme d'identification qualitative ;l'IDL du fipronil est de 0,005 μg/L et l'IDL des quatre autres fipronil est de 0,001 μg/L.Le matériel supplémentaire fournit une description complète des méthodes utilisées pour mesurer les composés du fipronil, y compris les procédures de contrôle et d'assurance qualité (par exemple, récupération d'échantillons, dopages, inspections par des tiers et blancs).
À la fin de l'expérience mésocosmique de 30 jours, le dénombrement et l'identification des invertébrés adultes et larvaires ont été achevés (le principal critère d'évaluation de la collecte de données).Les adultes émergents sont collectés quotidiennement sur le filet et congelés dans un tube à centrifuger Falcon propre de 15 ml.À la fin de l'expérience (jour 30), le contenu de la membrane de chaque flux a été lavé pour éliminer tout invertébré, tamisé (250 µm) et stocké dans de l'éthanol à 80 %.Timberline Aquatics (Fort Collins, Colorado) a achevé l'identification taxonomique des larves et des invertébrés adultes au niveau taxonomique le plus bas possible, généralement celui des espèces.Aux jours 9, 19 et 29, la chlorophylle a a été mesurée en triple dans la membrane mésoscopique de chaque flux.Toutes les données chimiques et biologiques faisant partie de l'expérience mésoscopique sont fournies dans la publication de données qui l'accompagne (35).
Des études écologiques ont été menées dans de petits cours d'eau (à gué) dans cinq régions principales des États-Unis, et les pesticides ont été surveillés au cours de la période d'indice précédente.En bref, en fonction de l'utilisation des terres agricoles et urbaines (36-40), 77 à 100 emplacements ont été sélectionnés dans chaque région (444 emplacements au total).Au printemps et à l'été d'un an (2013-2017), des échantillons d'eau sont prélevés une fois par semaine dans chaque région pendant 4 à 12 semaines.Le moment précis dépend de la région et de l’intensité du développement.Cependant, les 11 stations de la région nord-est se situent presque dans le bassin versant.Aucun développement, si ce n'est qu'un seul échantillon a été collecté.Puisque les périodes de surveillance des pesticides dans les études régionales sont différentes, à titre de comparaison, seuls les quatre derniers échantillons prélevés sur chaque site sont considérés ici.On suppose qu'un seul échantillon prélevé sur le site non aménagé du Nord-Est (n = 11) peut représenter la période d'échantillonnage de 4 semaines.Cette méthode conduit au même nombre d'observations sur les pesticides (sauf pour les 11 localités du Nord-Est) et à la même durée d'observation ;on pense que 4 semaines sont suffisamment longues pour une exposition à long terme au biote, mais suffisamment courtes pour que la communauté écologique ne se remette pas de ces contacts.
Dans le cas d'un débit suffisant, l'échantillon d'eau est collecté au moyen d'incréments à vitesse et largeur constantes (41).Lorsque le débit n'est pas suffisant pour utiliser cette méthode, vous pouvez collecter des échantillons par intégration profonde des échantillons ou en saisissant le centre de gravité du flux.Utilisez une seringue de gros calibre et un filtre à disque (0,7 μm) pour collecter 10 ml d’échantillon filtré (42).Grâce à DAI LC-MS/MS/MS/MS, des échantillons d'eau ont été analysés à NWQL pour 225 pesticides et produits de dégradation des pesticides, dont le fipronil et 7 produits de dégradation (dessulfinyl fipronil, fipronil) Sulfures, fipronil sulfone, deschlorofipronil, desthiol fipronil, amide, fipronil et fipronil).).Les niveaux minimums de déclaration typiques pour les études sur le terrain sont : fipronil, desméthylthiofluorobenzonitrile, sulfure de fipronil, fipronil sulfone et deschlorofipronil 0,004 μg/L ;dessulfinyl fluorfénamide et la concentration de fipronil amide est de 0,009 μg/litre ;la concentration en sulfonate de fipronil est de 0,096 µg/litre.
Les communautés d'invertébrés sont échantillonnées à la fin de chaque étude de zone (printemps/été), généralement en même temps que le dernier échantillonnage de pesticides.Après la saison de croissance et l’utilisation intensive de pesticides, la période d’échantillonnage doit être cohérente avec les conditions d’étiage et doit coïncider avec le moment où la communauté d’invertébrés de la rivière mûrit et se trouve principalement au stade larvaire.À l’aide d’un échantillonneur Surber doté d’un maillage de 500 μm ou d’un filet à cadre en D, un échantillonnage des communautés d’invertébrés a été réalisé dans 437 des 444 sites.La méthode d’échantillonnage est décrite en détail dans le matériel supplémentaire.Sur NWQL, tous les invertébrés sont généralement identifiés et répertoriés au niveau du genre ou de l’espèce.Toutes les données chimiques et biologiques collectées dans ce domaine et utilisées dans ce manuscrit peuvent être trouvées dans la publication de données qui l'accompagne (35).
Pour les cinq composés de fipronil utilisés dans l'expérience mésoscopique, la concentration des larves d'invertébrés réduite de 20 % ou 50 % a été calculée par rapport au témoin (c'est-à-dire EC20 et EC50).Les données [x = concentration de fipronil pondérée dans le temps (voir le matériel supplémentaire pour plus de détails), y = abondance des larves ou d'autres mesures] ont été ajustées au package étendu R(43) en utilisant une méthode de régression logarithmique à trois paramètres « drc ».La courbe s'adapte à toutes les espèces (larves) avec une abondance suffisante et répond à d'autres mesures d'intérêt (par exemple, la richesse en taxons, l'abondance totale des éphémères et l'abondance totale) pour mieux comprendre l'effet communautaire.Le coefficient de Nash-Sutcliff (45) est utilisé pour évaluer l'ajustement du modèle, où un mauvais ajustement du modèle peut recevoir une infinité de valeurs négatives et la valeur d'un ajustement parfait est 1.
Pour explorer les effets des composés de fipronil sur l'émergence d'insectes dans l'expérience, les données ont été évaluées de deux manières.Premièrement, en soustrayant l’apparence moyenne du méso du flux de contrôle de l’apparence de chaque méso du flux de traitement, l’apparition quotidienne cumulée d’insectes de chaque méso du flux (le nombre total de tous les individus) a été normalisée par rapport au contrôle.Tracez ces valeurs en fonction du temps pour comprendre l'écart entre le médiateur du fluide de traitement et le médiateur du fluide de contrôle au cours de l'expérience de 30 jours.Deuxièmement, calculez le pourcentage total d'occurrence de chaque mésophylle de flux, qui est défini comme le rapport entre le nombre total de mésophylles dans un flux donné et le nombre moyen de larves et d'adultes dans le groupe témoin, et convient à la régression logarithmique à trois paramètres. .Tous les insectes germinatifs collectés provenaient de deux sous-familles de la famille des Chironomidae, une analyse combinée a donc été réalisée.
Les changements dans la structure des communautés, tels que la perte de taxons, peuvent en fin de compte dépendre des effets directs et indirects des substances toxiques et conduire à des changements dans le fonctionnement des communautés (par exemple, cascade trophique).Pour tester la cascade trophique, un réseau causal simple a été évalué à l'aide de la méthode d'analyse de chemin (package R « piecewiseSEM ») (46).Pour les expériences mésoscopiques, il est supposé que le fipronil, le désulfinyle, le sulfure et la sulfone (amide non testé) présents dans l'eau pour réduire la biomasse du grattoir conduisent indirectement à une augmentation de la biomasse de chlorophylle a (47).La concentration du composé est la variable prédictive, et le grattoir et la biomasse de chlorophylle a sont les variables de réponse.La statistique C de Fisher est utilisée pour évaluer l'ajustement du modèle, de sorte qu'une valeur P <0,05 indique un bon ajustement du modèle (46).
Afin de développer un agent de protection à seuil écocommunautaire basé sur le risque, chaque composé a obtenu 95 % de la distribution de sensibilité chronique des espèces (SSD) des espèces affectées (HC5) et de la protection contre les concentrations dangereuses.Trois ensembles de données SSD ont été générés : (i) uniquement un ensemble de données méso, (ii) un ensemble de données contenant toutes les données méso et les données collectées à partir de la requête de la base de données EPA ECOTOX (https://cfpub.epa.gov/ecotox) /, consultée sur 14 mars 2019), la durée de l'étude est de 4 jours ou plus, et (iii) un ensemble de données contenant toutes les données mésoscopiques et les données ECOTOX, dans lequel les données ECOTOX (exposition aiguë) divisées par aiguë par rapport à la chronique D. magna ( 19.39) pour expliquer la différence de durée d'exposition et se rapprocher de la valeur EC50 chronique (12).Notre objectif en générant plusieurs modèles SSD est de (i) développer des valeurs HC5 pour comparaison avec les données de terrain (uniquement pour les SSD pour milieux), et (ii) évaluer que les données sur milieux sont plus largement acceptées que les agences de réglementation pour leur inclusion dans l'aquaculture. la robustesse des repères de vie et l'établissement de normes en matière de ressources de données, et donc la faisabilité de l'utilisation d'études mésoscopiques pour le processus d'ajustement.
SSD a été développé pour chaque ensemble de données à l'aide du package R « ssdtools » (48).Utilisez le bootstrap (n = 10 000) pour estimer la moyenne HC5 et l’intervalle de confiance (IC) à partir du SSD.Quarante-neuf réponses de taxons (tous les taxons identifiés comme genre ou espèce) développées dans le cadre de cette recherche sont combinées avec 32 réponses de taxons compilées à partir de six études publiées dans la base de données ECOTOX, pour un total de 81 réponses de taxons pouvant être utilisées pour le développement de SSD. .Puisqu'aucune donnée n'a été trouvée dans la base de données ECOTOX sur les amides, aucune SSD n'a été développée pour les amides et une seule réponse EC50 a été obtenue à partir de la présente étude.Bien que la valeur EC50 d'un seul groupe sulfure ait été trouvée dans la base de données ECOTOX, l'étudiant diplômé actuel a 12 valeurs EC50.Par conséquent, des SSD pour les groupes sulfinyle ont été développés.
Les valeurs HC5 spécifiques des composés du fipronil obtenues à partir de l'ensemble de données SSD de Mesocosmos uniquement ont été combinées avec des données de terrain pour évaluer l'exposition et la toxicité potentielle des composés du fipronil dans 444 cours d'eau provenant de cinq régions des États-Unis.Au cours de la dernière fenêtre d'échantillonnage de 4 semaines, chaque concentration de composés de fipronil détectée (les concentrations non détectées sont nulles) est divisée par son HC5 respectif, et le rapport composé de chaque échantillon est additionné pour obtenir l'unité de toxicité totale du fipronil (ΣTUFipronils), où ΣTUFipronils> 1 signifie toxicité.
En comparant la concentration de danger de 50 % des espèces affectées (HC50) avec la valeur EC50 de la richesse en taxons dérivée de l'expérience sur membrane moyenne, la SSD obtenue à partir des données sur membrane moyenne a été évaluée pour refléter la sensibilité de la communauté écologique au sens large au fipronil. degré..Grâce à cette comparaison, la cohérence entre la méthode SSD (incluant uniquement les taxons ayant une relation dose-réponse) et la méthode EC50 (incluant tous les taxons uniques observés dans l'espace intermédiaire) utilisant la méthode EC50 de mesure de la richesse en taxons peut être évaluée. Sexe.Relation dose-réponse.
Un indicateur d'espèces à risque lié aux pesticides (SPEARpesticides) a été calculé pour étudier la relation entre l'état de santé des communautés d'invertébrés et le ΣTUFipronil dans 437 cours d'eau collecteurs d'invertébrés.La métrique SPEARpesticides convertit la composition des invertébrés en une métrique d’abondance pour la taxonomie biologique avec des caractéristiques physiologiques et écologiques, conférant ainsi une sensibilité aux pesticides.L'indicateur SPEARpesticides n'est pas sensible aux covariables naturelles (49, 50), bien que sa performance soit affectée par une grave dégradation de l'habitat (51).Les données d'abondance collectées sur place pour chaque taxon sont coordonnées avec la valeur clé du taxon liée au logiciel ASTERICS pour évaluer la qualité écologique de la rivière (https://gewaesser-bewertung-berechnung.de/index.php/home .html).Importez ensuite les données dans le logiciel Indicate (http://systemecology.eu/indicate/) (version 18.05).Dans ce logiciel, la base de données des caractères européens et la base de données de sensibilité physiologique aux pesticides sont utilisées pour convertir les données de chaque site en indicateur SPEARpesticides.Chacune des cinq études régionales a utilisé le modèle additif général (GAM) [package « mgcv » dans R(52)) pour explorer la relation entre la métrique SPEARpesticides et ΣTUFipronils [conversion log10(X + 1)] associée.Pour des informations plus détaillées sur les mesures SPEARpesticides et pour l’analyse des données, veuillez consulter les documents supplémentaires.
L'indice de qualité de l'eau est cohérent dans chaque flux mésoscopique et pendant toute la période d'expérimentation mésoscopique.La température moyenne, le pH et la conductivité étaient respectivement de 13,1°C (±0,27°C), 7,8 (±0,12) et 54,1 (±2,1) μS/cm (35).Le carbone organique dissous mesuré dans l’eau propre de la rivière est de 3,1 mg/L.Dans la méso-vue de la rivière où l'enregistreur MiniDOT est déployé, l'oxygène dissous est proche de la saturation (moyenne > 8,0 mg/L), indiquant que le cours d'eau circule entièrement.
Les données de contrôle qualité et d’assurance qualité sur le fipronil sont fournies dans la publication de données qui l’accompagne (35).En bref, les taux de récupération des pointes de matrice de laboratoire et des échantillons mésoscopiques se situent généralement dans des plages acceptables (récupérations de 70 % à 130 %), les normes IDL confirment la méthode quantitative et les blancs de laboratoire et d'instruments sont généralement propres. Il y a très peu d'exceptions autres que ces généralisations discutées dans le matériel supplémentaire..
En raison de la conception du système, la concentration mesurée de fipronil est généralement inférieure à la valeur cible (Figure S2) (car il faut 4 à 10 jours pour atteindre un état d'équilibre dans des conditions idéales) (30).Comparée à d'autres composés de fipronil, la concentration de désulfinyl et d'amide change peu au fil du temps, et la variabilité de la concentration au sein du traitement est inférieure à la différence entre les traitements, à l'exception du traitement à faible concentration de sulfone et de sulfure.La plage de concentrations mesurées moyennes pondérées dans le temps pour chaque groupe de traitement est la suivante : Fipronil, IDL à 9,07 μg/L ;Désulfinyl, IDL à 2,15 μg/L ;Amide, IDL à 4,17 μg/L ;Sulfure, IDL à 0,57 μg/litre ;et sulfone, IDL est de 1,13 μg/litre (35).Dans certains flux, des composés de fipronil non ciblés ont été détectés, c'est-à-dire des composés qui n'avaient pas été ajoutés à un traitement spécifique, mais qui étaient connus pour être des produits de dégradation du composé de traitement.Les membranes mésoscopiques traitées avec le composé parent fipronil présentent le plus grand nombre de produits de dégradation non ciblés détectés (lorsqu'elles ne sont pas utilisées comme composé de traitement, il s'agit du sulfinyle, de l'amide, du sulfure et de la sulfone) ;ceux-ci peuvent être dus au processus de production, aux impuretés du composé et/ou aux processus de dégradation qui se produisent pendant le stockage de la solution mère et (ou) dans l'expérience mésoscopique plutôt qu'au résultat d'une contamination croisée.Aucune tendance de concentration de dégradation n’a été observée lors du traitement au fipronil.Les composés de dégradation non ciblés sont le plus souvent détectés dans le corps avec la concentration de traitement la plus élevée, mais la concentration est inférieure à la concentration de ces composés non ciblés (voir la section suivante pour la concentration).Par conséquent, étant donné que les composés de dégradation non ciblés ne sont généralement pas détectés lors du traitement au fipronil le plus faible et que la concentration détectée est inférieure à la concentration à effet lors du traitement le plus élevé, il est conclu que ces composés non ciblés ont un impact minimal sur l’analyse.
Dans les expériences sur milieux, les macroinvertébrés benthiques étaient sensibles au fipronil, au désulfinyle, à la sulfone et au sulfure [Tableau S1 ;les données d'abondance originales sont fournies dans la version des données qui l'accompagne (35)].Le fipronil amide est uniquement destiné à la mouche Rhithrogena sp.Toxique (mortel), sa EC50 est de 2,05μg/L [±10,8(SE)].Des courbes dose-réponse de 15 taxons uniques ont été générées.Ces taxons ont montré une mortalité dans la plage de concentrations testée (Tableau S1) et des taxons regroupés ciblés (tels que les mouches) (Figure S3) et des taxons riches (Figure 1). Une courbe dose-réponse a été générée.La concentration (EC50) de fipronil, de désulfinyl, de sulfone et de sulfure sur les taxons uniques des taxons les plus sensibles varie de 0,005 à 0,364, 0,002 à 0,252, 0,002 à 0,061 et 0,005 à 0,043 μg/L, respectivement.Rhithrogena sp.Et Sweltsa sp.;Figure S4) sont inférieurs aux taxons les plus tolérés (tels que Micropsectra / Tanytarsus et Lepidostoma sp.) (Tableau S1).Selon la CE50 moyenne de chaque composé du tableau S1, les sulfones et les sulfures sont les composés les plus efficaces, tandis que les invertébrés sont généralement les moins sensibles au désulfinyle (à l'exclusion des amides).Les mesures de l'état écologique global, telles que la richesse en taxons, l'abondance totale, le total des pentaploïdes et le total des mouches des pierres, y compris les taxons et l'abondance de certains taxons, sont très rares en méso et ne peuvent pas être calculées. Tracez une courbe dose-réponse distincte.Par conséquent, ces indicateurs écologiques incluent les réponses des taxons non incluses dans la SSD.
Richesse en taxons (larve) avec une fonction logistique à trois niveaux de (A) fipronil, (B) désulfinyle, (C) sulfone et (D) concentration de sulfure.Chaque point de données représente les larves d’un seul flux à la fin de l’expérience méso de 30 jours.La richesse taxonomique est le nombre de taxons uniques dans chaque flux.La valeur de concentration est la moyenne pondérée dans le temps de la concentration observée de chaque flux mesurée à la fin de l'expérience de 30 jours.Le fipronil amide (non représenté) n'a aucun lien avec les taxons riches.Veuillez noter que l'axe des X est sur une échelle logarithmique.EC20 et EC50 avec SE sont indiqués dans le tableau S1.
Aux concentrations les plus élevées des cinq composés du fipronil, le taux d’émergence des Uetridae a diminué.Le pourcentage de germination (EC50) du sulfure, du sulfone, du fipronil, de l'amide et du désulfinyle a été observé comme diminuant de 50 % aux concentrations de 0,03, 0,06, 0,11, 0,78 et 0,97 μg/L respectivement (Figure 2 et Figure S5).Dans la plupart des expériences de 30 jours, tous les traitements au fipronil, au désulfinyl, au sulfone et au sulfure ont été retardés, à l'exception de certains traitements à faible concentration (Figure 2), et leur apparition a été inhibée.Dans le traitement à l'amide, l'effluent accumulé pendant toute l'expérience était supérieur à celui du contrôle, avec une concentration de 0,286 μg/litre.La concentration la plus élevée (4,164 μg/litre) pendant toute l'expérience a inhibé l'effluent, et le débit d'effluent du traitement intermédiaire était similaire à celui du groupe témoin.(Figure 2).
L'émergence cumulative est l'émergence moyenne quotidienne de chaque traitement moins (A) fipronil, (B) désulfinyl, (C) sulfone, (D) sulfure et (E) amide dans le flux de contrôle. L'émergence moyenne quotidienne moyenne de la membrane.Sauf pour le contrôle (n = 6), n = 1. La valeur de concentration est la moyenne pondérée dans le temps de la concentration observée dans chaque flux.
La courbe dose-réponse montre qu'en plus des pertes taxonomiques, des changements structurels au niveau communautaire.Plus précisément, dans la plage de concentrations testées, l'abondance du mai (Figure S3) et l'abondance des taxons (Figure 1) ont montré des relations dose-réponse significatives avec le fipronil, le désulfinyle, la sulfone et le sulfure.Par conséquent, nous avons exploré comment ces changements structurels entraînent des changements dans le fonctionnement de la communauté en testant la cascade nutritionnelle.L'exposition des invertébrés aquatiques au fipronil, au désulfinyl, au sulfure et à la sulfone a un impact négatif direct sur la biomasse du grattoir (Figure 3).Afin de contrôler l’impact négatif du fipronil sur la biomasse du grattoir, le grattoir a également affecté négativement la biomasse de chlorophylle a (Figure 3).Le résultat de ces coefficients de cheminement négatifs est une augmentation nette de la chlorophylle a à mesure que la concentration de fipronil et de dégradants augmente.Ces modèles de voies entièrement médiés indiquent qu'une dégradation accrue du fipronil ou du fipronil entraîne une augmentation de la proportion de chlorophylle a (Figure 3).Il est supposé à l'avance que l'effet direct entre le fipronil ou la concentration de dégradation et la biomasse de chlorophylle a est nul, car les composés du fipronil sont des pesticides et ont une faible toxicité directe pour les algues (par exemple, la concentration de base aiguë de l'EPA pour les plantes non vasculaires est de 100 μg/L). fipronil, groupe disulfoxyde, sulfone et sulfure ; https://epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/aquatic-life-benchmarks-and-ecological-risk), tous les résultats (modèles valides) soutiennent cela hypothèse.
Le fipronil peut réduire considérablement la biomasse (effet direct) du pâturage (le groupe des grattoirs est celui des larves), mais n'a aucun effet direct sur la biomasse de la chlorophylle a.Cependant, le principal effet indirect du fipronil est d’augmenter la biomasse de chlorophylle a en réponse à une diminution du pâturage.La flèche indique le coefficient de chemin standardisé et le signe moins (-) indique la direction de l'association.* Indique le degré d'importance.
Les trois SSD (couche intermédiaire uniquement, couche intermédiaire plus données ECOTOX et couche intermédiaire plus données ECOTOX corrigées pour les différences de durée d'exposition) ont produit des valeurs HC5 nominalement différentes (tableau S3), mais les résultats se situaient dans la plage SE.Dans la suite de cette étude, nous nous concentrerons sur les données SSD avec uniquement l’univers méso et la valeur HC5 associée.Pour une description plus complète de ces trois évaluations SSD, veuillez vous référer aux documents supplémentaires (tableaux S2 à S5 et figures S6 et S7).La distribution de données la mieux adaptée (score standard d'information d'Akaike le plus bas) des quatre composés de fipronil (Figure 4) utilisés uniquement dans la carte SSD méso-solide est le log-gumbel du fipronil et du sulfone, et le weibull du sulfure et du γ désulfuré ( Tableau S3).Les valeurs HC5 obtenues pour chaque composé sont rapportées dans la figure 4 pour l'univers méso uniquement, et dans le tableau S3, les valeurs HC5 des trois ensembles de données SSD sont rapportées.Les valeurs HC50 des groupes fipronil, sulfure, sulfone et désulfinyle [22,1±8,78 ng/L (IC 95%, 11,4 à 46,2), 16,9±3,38 ng/L (IC 95%, 11,2 à 24,0), 8 80± 2,66 ng/L (IC à 95 %, 5,44 à 15,8) et 83,4 ± 32,9 ng/L (IC à 95 %, 36,4 à 163)] Ces composés sont significativement inférieurs à la richesse en taxons EC50 (nombre total de taxons uniques) (Tableau S1 ; les notes dans le tableau des matériaux supplémentaires sont en microgrammes par litre).
Dans l'expérience à méso-échelle, lorsqu'il est exposé à (A) fipronil, (B) désulfinyl fipronil, (C) fipronil sulfone, (D) sulfure de fipronil pendant 30 jours, la sensibilité de l'espèce est décrite. Il s'agit de la valeur EC50 du taxon.La ligne pointillée bleue représente un IC à 95 %.La ligne pointillée horizontale représente HC5.La valeur HC5 (ng/L) de chaque composé est la suivante : Fipronil, 4,56 ng/L (IC à 95 %, 2,59 à 10,2) ;Sulfure, 3,52 ng/L (1,36 à 9,20) ;Sulfone, 2,86 ng/litre (1,93 à 5,29) ;et sulfinyle, 3,55 ng/litre (0,35 à 28,4).Veuillez noter que l'axe des X est sur une échelle logarithmique.
Dans les cinq études régionales, le fipronil (parents) a été détecté dans 22 % des 444 points d'échantillonnage sur le terrain (tableau 1).La fréquence de détection du florfénib, du sulfone et de l'amide est similaire (18 % à 22 % de l'échantillon), la fréquence de détection du sulfure et du désulfinyle est plus faible (11 % à 13 %), tandis que les autres produits de dégradation sont très élevés.Peu (1 % ou moins) ou jamais détecté (Tableau 1)..Le fipronil est le plus fréquemment détecté dans le sud-est (52 % des sites) et le moins fréquemment dans le nord-ouest (9 % des sites), ce qui met en évidence la variabilité de l'utilisation du benzopyrazole et la vulnérabilité potentielle des cours d'eau à travers le pays.Les produits dégradants présentent généralement des tendances régionales similaires, avec la fréquence de détection la plus élevée dans le sud-est et la plus faible dans le nord-ouest ou sur la côte de la Californie.La concentration mesurée de fipronil était la plus élevée, suivie par le composé d'origine, le fipronil (pourcentage de 90 % de 10,8 et 6,3 ng/L, respectivement) (tableau 1) (35).Les concentrations les plus élevées de fipronil (61,4 ng/L), de disulfinyl (10,6 ng/L) et de sulfure (8,0 ng/L) ont été déterminées dans le sud-est (au cours des quatre dernières semaines de l'échantillon).La plus forte concentration de sulfone a été déterminée à l’ouest.(15,7 ng/L), amide (42,7 ng/L), dessulfinyl flupirnamide (14 ng/L) et sulfonate de fipronil (8,1 ng/L) (35).Le florfénide sulfone était le seul composé qui dépassait HC5 (tableau 1).Les ΣTUFipronils moyens entre les différentes régions varient considérablement (Tableau 1).La moyenne nationale de ΣTUFipronils est de 0,62 (tous emplacements, toutes régions) et 71 sites (16 %) ont ΣTUFipronils > 1, ce qui indique qu'il peut être toxique pour les macroinvertébrés benthiques.Dans quatre des cinq régions étudiées (à l'exception du Midwest), il existe une relation significative entre les pesticides SPEAR et le ΣTUFipronil, avec un R2 ajusté allant de 0,07 le long de la côte californienne à 0,34 dans le sud-est (Figure 5).
*Composés utilisés dans les expériences mésoscopiques.†ΣTUFipronils, médiane de la somme des unités de toxines [concentration observée sur le terrain de quatre composés du fipronil/concentration dangereuse de chaque composé du cinquième centile de l'espèce infectée par le SSD (Figure 4)] Pour les échantillons hebdomadaires de fipronil, les 4 derniers les semaines d'échantillons de pesticides collectés sur chaque site ont été calculées.‡Le nombre d'endroits où les pesticides sont mesurés.§Le 90e percentile est basé sur la concentration maximale observée sur site au cours des 4 dernières semaines d'échantillonnage des pesticides.avec le pourcentage d’échantillons testés.¶ Utilisez l'IC à 95 % de la valeur HC5 (Figure 4 et Tableau S3, uniquement méso) pour calculer l'IC.Le déchloroflupinib a été analysé dans toutes les régions et n’a jamais été retrouvé.ND, non détecté.
L'unité toxique du fipronil est la concentration mesurée de fipronil divisée par la valeur HC5 spécifique au composé, qui est déterminée par le SSD obtenu à partir de l'expérience sur milieu (voir Figure 4).Ligne noire, modèle additif généralisé (GAM).La ligne pointillée rouge a un IC de 95 % pour GAM.ΣTUFipronils est converti en log10 (ΣTUFipronils+1).
Les effets néfastes du fipronil sur les espèces aquatiques non ciblées ont été bien documentés (15, 21, 24, 25, 32, 33), mais il s'agit de la première étude dans laquelle il est sensible dans un environnement de laboratoire contrôlé.Les communautés des taxons ont été exposées aux composés du fipronil et les résultats ont été extrapolés à l'échelle continentale.Les résultats de l'expérience mésocosmique de 30 jours peuvent produire 15 groupes distincts d'insectes aquatiques (tableau S1) avec des concentrations non signalées dans la littérature, parmi lesquels les insectes aquatiques dans la base de données sur la toxicité sont sous-représentés (53, 54).Les courbes dose-réponse spécifiques aux taxons (telles que la CE50) se reflètent dans les changements au niveau de la communauté (tels que la richesse en taxons et la perte d'abondance des mouches) et dans les changements fonctionnels (tels que les cascades nutritionnelles et les changements d'apparence).L'effet de l'univers mésoscopique a été extrapolé au domaine.Dans quatre des cinq zones de recherche aux États-Unis, la concentration de fipronil mesurée sur le terrain était corrélée au déclin de l'écosystème aquatique dans les eaux courantes.
La valeur HC5 de 95 % des espèces dans l'expérience sur membrane moyenne a un effet protecteur, indiquant que l'ensemble des communautés d'invertébrés aquatiques est plus sensible aux composés du fipronil qu'on ne le pensait auparavant.La valeur HC5 obtenue (florfénib, 4,56 ng/litre ; désulfoxirane, 3,55 ng/litre ; sulfone, 2,86 ng/litre ; sulfure, 3,52 ng/litre) est plusieurs fois (florfénib) à trois fois supérieure à un ordre de grandeur (désulfinyl ) en dessous de la référence actuelle de l'EPA pour les invertébrés chroniques [fipronil, 11 ng/litre ;désulfinyle, 10 310 ng/litre;sulfone, 37 ng/litre;et sulfure, pour 110 ng/litre (8)].Des expériences mésoscopiques ont identifié de nombreux groupes sensibles au fipronil au lieu de ceux indiqués par le référentiel d'invertébrés chroniques de l'EPA (4 groupes plus sensibles au fipronil, 13 paires de désulfinyle, 11 paires de sulfone et 13 paires de sensibilité aux sulfures) (Figure 4 et tableau) S1).Cela montre que les repères ne peuvent pas protéger plusieurs espèces également observées dans le monde intermédiaire, également répandues dans les écosystèmes aquatiques.La différence entre nos résultats et la référence actuelle est principalement due au manque de données d'essais de toxicité sur le fipronil applicables à une gamme de taxons d'insectes aquatiques, en particulier lorsque la durée d'exposition dépasse 4 jours et que le fipronil se dégrade.Au cours de l'expérience mésocosmique de 30 jours, la plupart des insectes de la communauté d'invertébrés étaient plus sensibles au fipronil que l'organisme test commun aztèque (crustacé), même après correction de l'aztèque. La CE50 de Teike le rend identique après transformation aiguë.(Habituellement 96 heures) au temps d'exposition chronique (Figure S7).Un meilleur consensus a été atteint entre l'expérience sur membrane moyenne et l'étude rapportée dans ECOTOX utilisant l'organisme test standard Chironomus dilutus (un insecte).Il n'est pas surprenant que les insectes aquatiques soient particulièrement sensibles aux pesticides.Sans ajuster le temps d'exposition, l'expérience à méso-échelle et les données complètes de la base de données ECOTOX ont montré que de nombreux taxons se sont révélés plus sensibles aux composés de fipronil qu'au Clostridium dilué (Figure S6).Cependant, en ajustant le temps d'exposition, Dilution Clostridium est l'organisme le plus sensible au fipronil (parent) et au sulfure, bien qu'il ne soit pas sensible à la sulfone (Figure S7).Ces résultats illustrent l’importance d’inclure plusieurs types d’organismes aquatiques (y compris plusieurs insectes) pour produire des concentrations réelles de pesticides capables de protéger les organismes aquatiques.
La méthode SSD peut protéger des taxons rares ou insensibles dont la CE50 ne peut être déterminée, comme Cinygmula sp., Isoperla fulva et Brachycentrus americanus.Les valeurs EC50 de l'abondance des taxons et de l'abondance des mouches volantes reflétant les changements dans la composition de la communauté sont cohérentes avec les valeurs HC50 de la SSD du fipronil, du sulfone et du sulfure.Le protocole prend en charge l'idée suivante : la méthode SSD utilisée pour dériver les seuils peut protéger l'ensemble de la communauté, y compris les taxons rares ou insensibles de la communauté.Le seuil d'organismes aquatiques déterminé à partir des DSE basés sur seulement quelques taxons ou taxons insensibles peut s'avérer largement insuffisant pour protéger les écosystèmes aquatiques.C'est le cas du désulfinyle (Figure S6B).En raison du manque de données dans la base de données ECOTOX, la concentration de base des invertébrés chroniques de l'EPA est de 10 310 ng/L, soit quatre ordres de grandeur supérieure aux 3,55 ng/L de HC5.Les résultats de différents ensembles de réponses de taxons produits dans des expériences mésoscopiques.Le manque de données sur la toxicité est particulièrement problématique pour les composés dégradables (Figure S6), ce qui peut expliquer pourquoi les références biologiques aquatiques existantes pour les sulfones et les sulfures sont environ 15 à 30 fois moins sensibles que la valeur SSD HC5 basée sur China Universe.L'avantage de la méthode à membrane moyenne est que plusieurs valeurs EC50 peuvent être déterminées en une seule expérience, ce qui est suffisant pour former un SSD complet (par exemple, désulfinyle ; figure 4B et figures S6B et S7B), et avoir un impact significatif sur les taxons naturels de l'écosystème protégé De nombreuses réponses.
Des expériences mésoscopiques montrent que le fipronil et ses produits de dégradation peuvent avoir des effets néfastes sublétaux et indirects évidents sur le fonctionnement de la communauté.Dans l’expérience mésoscopique, les cinq composés du fipronil semblaient affecter l’émergence des insectes.Les résultats de la comparaison entre les concentrations les plus élevées et les plus faibles (inhibition et stimulation de l’émergence individuelle ou modification du temps d’émergence) sont cohérents avec les résultats précédemment rapportés d’expériences méso utilisant l’insecticide bifenthrine (29).L'émergence des adultes assure des fonctions écologiques importantes et peut être altérée par des polluants tels que le fipronil (55, 56).L’émergence simultanée est non seulement essentielle à la reproduction des insectes et à la persistance des populations, mais également à l’approvisionnement en insectes matures, qui peuvent servir de nourriture aux animaux aquatiques et terrestres (56).Empêcher l’émergence de semis peut nuire aux échanges alimentaires entre les écosystèmes aquatiques et les écosystèmes riverains et propager les effets des polluants aquatiques aux écosystèmes terrestres (55, 56).La diminution de l'abondance des grattoirs (insectes mangeurs d'algues) observée dans l'expérience à méso-échelle a entraîné une diminution de la consommation d'algues, ce qui a entraîné une augmentation de la chlorophylle a (Figure 3).Cette cascade trophique modifie les flux de carbone et d'azote dans le réseau alimentaire liquide, à l'instar d'une étude qui a évalué les effets de la bifenthrine pyréthrinoïde sur les communautés benthiques (29).Par conséquent, les phénylpyrazoles, comme le fipronil et ses produits de dégradation, les pyréthrinoïdes et peut-être d'autres types d'insecticides, peuvent indirectement favoriser l'augmentation de la biomasse algale et la perturbation du carbone et de l'azote dans les petits cours d'eau.D'autres impacts pourraient s'étendre à la destruction des cycles du carbone et de l'azote entre les écosystèmes aquatiques et terrestres.
Les informations obtenues à partir du test sur membrane moyenne nous ont permis d'évaluer la pertinence écologique des concentrations de composé fipronil mesurées dans des études de terrain à grande échelle menées dans cinq régions des États-Unis.Dans 444 petits cours d'eau, 17 % de la concentration moyenne d'un ou plusieurs composés du fipronil (moyenne sur 4 semaines) dépassait la valeur HC5 obtenue lors du test du milieu.Utilisez le SSD de l’expérience à méso-échelle pour convertir la concentration mesurée du composé de fipronil en un indice lié à la toxicité, c’est-à-dire la somme des unités de toxicité (ΣTUFipronils).La valeur de 1 indique une toxicité ou l'exposition cumulée au composé fipronil dépasse la protection connue de l'espèce valant 95 %.La relation significative entre ΣTUFipronil dans quatre des cinq régions et l'indicateur SPEARpesticides de la santé des communautés d'invertébrés indique que le fipronil peut avoir un effet négatif sur les communautés d'invertébrés benthiques dans les rivières de plusieurs régions des États-Unis.Ces résultats soutiennent l'hypothèse de Wolfram et al.(3) Le risque que présentent les insecticides phenpyrazole pour les eaux de surface aux États-Unis n'est pas entièrement compris car l'impact sur les insectes aquatiques se produit en dessous du seuil réglementaire actuel.
La plupart des cours d'eau dont la teneur en fipronil est supérieure au niveau toxique sont situés dans la région sud-est relativement urbanisée (https://webapps.usgs.gov/rsqa/#!/region/SESQA).L'évaluation précédente de la zone a non seulement conclu que le fipronil est le principal facteur de stress affectant la structure de la communauté d'invertébrés dans le ruisseau, mais également que la faible teneur en oxygène dissous, l'augmentation des nutriments, les changements de débit, la dégradation de l'habitat et d'autres pesticides et la catégorie de polluants sont un facteur important. source de stress (57).Ce mélange de facteurs de stress est cohérent avec le « syndrome des rivières urbaines », qui est la dégradation des écosystèmes fluviaux couramment observée en relation avec l'utilisation des terres urbaines (58, 59).Les panneaux d'utilisation des terres urbaines dans la région du Sud-Est se multiplient et devraient augmenter à mesure que la population de la région augmente.L’impact du futur développement urbain et des pesticides sur le ruissellement urbain devrait augmenter (4).Si l’urbanisation et l’utilisation du fipronil continuent de croître, l’utilisation de ce pesticide dans les villes pourrait affecter de plus en plus les communautés riveraines.Bien que la méta-analyse conclue que l’utilisation de pesticides agricoles menace les écosystèmes hydrographiques mondiaux (2, 60), nous supposons que ces évaluations sous-estiment l’impact mondial global des pesticides en excluant les utilisations urbaines.
Divers facteurs de stress, notamment les pesticides, peuvent affecter les communautés de macroinvertébrés dans les bassins versants développés (utilisation des terres urbaines, agricoles et mixtes) et peuvent être liés à l'utilisation des terres (58, 59, 61).Bien que cette étude ait utilisé l'indicateur SPEARpesticides et les caractéristiques de toxicité du fipronil spécifiques aux organismes aquatiques pour minimiser l'impact des facteurs de confusion, la performance de l'indicateur SPEARpesticides peut être affectée par la dégradation de l'habitat, et le fipronil peut être comparé à d'autres pesticides liés (4, 17, 51, 57).Cependant, un modèle à facteurs de stress multiples développé à partir des mesures sur le terrain des deux premières études régionales (Midwest et Sud-Est) a montré que les pesticides sont un facteur de stress important en amont pour les conditions des communautés de macroinvertébrés dans les rivières à gué.Dans ces modèles, les variables explicatives importantes comprennent les pesticides (en particulier la bifenthrine), les éléments nutritifs et les caractéristiques de l'habitat dans la plupart des cours d'eau agricoles du Midwest, ainsi que les pesticides (en particulier le fipronil) dans la plupart des villes du sud-est.Modifications de l'oxygène, des nutriments et du débit (61, 62).Par conséquent, bien que des études régionales tentent d'aborder l'impact des facteurs de stress non liés aux pesticides sur les indicateurs de réponse et d'ajuster les indicateurs prédictifs pour décrire l'impact du fipronil, les résultats de terrain de cette enquête soutiennent le point de vue du fipronil.) Doit être considérée comme l'une des sources de pression les plus influentes sur les rivières américaines, en particulier dans le sud-est des États-Unis.
L'apparition d'une dégradation des pesticides dans l'environnement est rarement documentée, mais la menace qui pèse sur les organismes aquatiques peut être plus nocive que l'organisme d'origine.Dans le cas du fipronil, des études sur le terrain et des expériences à méso-échelle ont montré que les produits de dégradation sont aussi courants que le corps d'origine dans les cours d'eau échantillonnés et ont une toxicité égale ou supérieure (tableau 1).Dans l'expérience sur membrane moyenne, la fluorobenzonitrile sulfone était le plus toxique des produits de dégradation des pesticides étudiés, et elle était plus toxique que le composé parent, et a également été détectée à une fréquence similaire à celle du composé parent.Si seuls les pesticides d'origine sont mesurés, les événements toxiques potentiels peuvent ne pas être remarqués, et le manque relatif d'informations sur la toxicité lors de la dégradation des pesticides signifie que leur apparition et leurs conséquences peuvent être ignorées.Par exemple, en raison du manque d'informations sur la toxicité des produits de dégradation, une évaluation complète des pesticides dans les flux suisses a été réalisée, incluant 134 produits de dégradation de pesticides, et seul le composé d'origine a été considéré comme composé d'origine dans son évaluation des risques écotoxicologiques.
Les résultats de cette évaluation des risques écologiques indiquent que les composés de fipronil ont des effets néfastes sur la santé des rivières. On peut donc raisonnablement en déduire que des effets néfastes peuvent être observés partout où les composés de fipronil dépassent le niveau HC5.Les résultats des expériences mésoscopiques sont indépendants de l'emplacement, ce qui indique que la concentration de fipronil et de ses produits de dégradation dans de nombreux taxons de cours d'eau est bien inférieure à celle enregistrée précédemment.Nous pensons que cette découverte sera probablement étendue aux protobiotes des cours d’eau vierges, où qu’ils soient.Les résultats de l'expérience à méso-échelle ont été appliqués à des études de terrain à grande échelle (444 petits cours d'eau composés d'usages urbains, agricoles et fonciers mixtes dans cinq grandes régions des États-Unis), et il a été constaté que la concentration de nombreux cours d'eau On s'attend à ce que le cas où le fipronil a été détecté se trouve dans les pays où le fipronil est utilisé. La toxicité qui en résulte suggère que ces résultats pourraient s'étendre à d'autres pays où le fipronil est utilisé.Selon des rapports, le nombre de personnes utilisant le fipronil est en augmentation au Japon, au Royaume-Uni et aux États-Unis (7).Le fipronil est présent sur presque tous les continents, notamment en Australie, en Amérique du Sud et en Afrique (https://coherentmarketinsights.com/market-insight/fipronil-market-2208).Les résultats des études méso-terrain présentées ici indiquent que l'utilisation du fipronil pourrait avoir une importance écologique à l'échelle mondiale.
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Janet L. Miller, Travis S. Schmidt, Peter C. Van Metre, Barbara Mahler ( Barbara J. Mahler, Mark W. Sandstrom, Lisa H. Nowell, Daren M. Carlisle, Patrick W. Moran
Des études ont montré que les pesticides courants fréquemment détectés dans les cours d’eau américains sont plus toxiques qu’on ne le pensait auparavant.
Janet L. Miller, Travis S. Schmidt, Peter C. Van Metre, Barbara Mahler ( Barbara J. Mahler, Mark W. Sandstrom, Lisa H. Nowell, Daren M. Carlisle, Patrick W. Moran
Des études ont montré que les pesticides courants fréquemment détectés dans les cours d’eau américains sont plus toxiques qu’on ne le pensait auparavant.
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