Akute Toxizität von Zink und Kupfer für Regenbogenforellen (onchorhyncus mykiss) Einblick in das medizinische Veröffentlichen von Bitgo Bitcoin Gold

Sardellenöl ist aufgrund der Zusammensetzung der essentiellen Fettsäuren ein sehr geeigneter Ergänzungsbestandteil für Fischfutter. Die akute Toxizität von Zink- und Kupferionen für Regenbogenforellen (Oncorhynchus mykiss walbaum 1792) wurde durch statische Bioassays bewertet. Das durchschnittliche Gewicht und die Länge der Fische, die in den Zinkexperimenten verwendet wurden, betrugen 3,02 ± 0,21 g bzw. 6,52 ± 0,12 cm, während die Tests mit Kupferionen mit größeren Fischen (7,12 ± 0,60 g und 7,89 ± 0,12 cm) durchgeführt wurden. Die Temperatur, der gelöste Sauerstoff, der pH-Wert und der Ammoniakgehalt wurden täglich gemessen und die Durchschnittswerte betrugen 14,62 ± 0,41ºC, 7,49 ± 0,15 mg / l O2, 7,48 ± 0,12 bzw. 0,013 ± 0,002 mg / l NH3-N (Gesamthärte 249,6) mg / l caco3). Chemisch reine Salze von Zinkchlorid (Zncl2) und Kupfersulfat (Cuso4 5H2O), gelöst in destilliertem Wasser, wurden als Giftstoffe verwendet.


Es wurden acht Zinkionenkonzentrationen mit einer Kontrollgruppe und 8 Kupferionenkonzentrationen mit einer Kontrollgruppe hergestellt. Die Werte für LT50 (Lethalitätszeit für 50%) und 96-Stunden-LC50 (letale Konzentration für 50%) wurden berechnet. Die LC50-Werte von Zink- und Kupferionen für Regenbogenforellen betrugen 12,88 bzw. 0,094 mg / l. Die Überlebenszeit nahm mit zunehmender Konzentration von Zink- und Kupferionen ab. Kupferionenkonzentrationen erwiesen sich für Regenbogenforellen als toxischer als Zinkionenkonzentrationen.

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Schwermetalle können von Wasserorganismen auf mehreren Wegen aufgenommen werden (a) direkt über die Körperoberfläche oder Oberfläche der Atmungsorgane, (b) über Futtermittel oder (c) durch eine Kombination davon (Phillips und Regenbogen, 1994). Welche Route wichtiger ist, hängt jedoch von den Umgebungsbedingungen ab und wurde nicht immer ordnungsgemäß dokumentiert (depledge et al., 1994). Die aquatische Toxikologie befasst sich auch mit den Auswirkungen der Konzentrationen der chemischen Substanzen in natürlichen Gewässern, Sedimenten und Nahrungsmitteln. Die Wasserumgebung ist komplex und weist eine veränderliche Struktur auf. Diese veränderten Bedingungen beeinflussen die chemischen Reaktionen von Substanzen und Schadstoffen (Cairns und Mount, 1990; Forbes und Forbes, 1994).

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Regenbogenforellen (Oncorhynchus mykiss) wurden von einer privaten Fischfarm gekauft und in das Labor transportiert und in Tanks (500 l) gebracht, deren Besatzdichte 2000 Fisch / m3 betrug. Die Fische wurden mit einer handelsüblichen Diät gefüttert, die 52% Rohprotein, 14% Rohlipid und 19 kj Bruttoenergie / g Futter enthielt (Sibal A.Ş., Sinop, Truthahn). Die Eingewöhnung an die Testbedingungen dauerte 10 Tage. Die gleiche Diät wurde während des gesamten Experiments verwendet. Leitungswasser wurde 48 Stunden lang belüftet, um Chlor zu entfernen. Die Hälfte des Wassers in den Lagerbehältern wurde jeden zweiten Tag gegen gut belüftetes Wasser ausgetauscht, das die gleiche Schwermetallkonzentration enthielt.

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Das durchschnittliche Gewicht und die Länge von Fischen, die in den Zinkexperimenten verwendet wurden, lagen zwischen 2,81 ± 0,24 und 3,21 ± 0,26 g bzw. 6,37 ± 0,12 bis 6,63 ± 0,11 cm, während das Gewicht und die Länge für Kupferexperimente zwischen 6,71 ± 0,78 und 7,46 ± lagen 0,63 g bzw. 7,06 ± 0,32 bis 8,41 ± 0,24 cm. Temperatur, gelöster O2, pH-Wert, Gesamthärte und Ammoniak wurden täglich gemessen und die Durchschnittswerte betrugen 14,62 ± 0,41 ºC, 7,49 ± 0,15 mg / l O2, 7,48 ± 0,12, 249,56 mg / l als Caco3 (ca +++ mg ++ = 85,86 + 8,83 mg caco3 / l) bzw. 0,013 ± 0,002 mg / l NH3-N.

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Beobachtungen wurden am ersten Tag nach 15, 30 min, 1, 2, 4, 8 und 12 h gemacht, während Follow-up-Beobachtungen durchgeführt wurden, nachdem 24, 48, 72, 96 120 h hatten. Es wurden Tod oder Abnormalität im Schwimmverhalten von Fischen festgestellt. Die Tanks wurden täglich überprüft; Die ph- und gelösten O2-Werte wurden während der gesamten experimentellen Zeit gemessen. Die Fische wurden bis zum Ende der 120-stündigen Versuchsperiode 1 Tag vor Beginn der Versuche nicht gefüttert. Daher wurde das Abfallvolumen minimiert, um die Fischbedingungen nicht zu beeinträchtigen. Der Tod wurde entweder durch Bewegungsmangel des Operculums oder durch Inaktivität des Schwimmverhaltens diagnostiziert (ünsal, 1998).

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Die Ausdrücke LC50 und LT50 stimmen mit den Werten von lloyd (1992) überein und die LC50-Konzentrationswerte wurden durch Probitenanalyse (Finney, 1971) analysiert. Die Daten zu den Mortalitäten, die in den drei Replikaten für jede Konzentration aufgezeichnet wurden, wurden gepoolt. Der Prozentsatz der Mortalität jeder Konzentration wurde anhand der Formel von abbortt überprüft (anonym, 1976). Die gewichtete Regressionsanalyse auf der Basis des Probanden (transformierte prozentuale Mortalität) gegen die logarithmische Dosis wurde für jedes Metall unabhängig berechnet und unter Berücksichtigung dieser Berechnungen für die letalen Konzentrationen (LC50) und Referenzgrenzwerte (FL) bestimmt. Resultate und Diskussion

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Die Mortalitätsraten stiegen mit steigenden Zink- und Kupferionenkonzentrationen an (siehe Abbildungen 1 und 2). In den Kontrollgruppen trat keine Mortalität auf. Es starb auch kein Fisch innerhalb der ersten 4 Stunden in Konzentrationen von bis zu 13 mg / l Zn, während die Mortalität in Konzentrationen von 15 bis 27 mg / l auftrat. Bei der niedrigsten Zinkkonzentration wurde die erste Mortalität nach 48 Stunden beobachtet. Während der ersten zwei Stunden der Exposition trat bei keiner der verwendeten Kupferionenkonzentrationen eine Mortalität auf. Abbildung 2 zeigt, dass die Mortalität nach 4-stündiger Exposition bei einer Konzentration von 2 mg / l Cu 3,3% betrug. Darüber hinaus betrugen die Sterblichkeitsraten in den 0,5-1 mg / l Cu-Lösungen nach 8-stündiger Exposition 3,3 bzw. 6,7%, und eine Sterblichkeitsrate von 6,7% in einer Konzentration von 0,1 mg / l Cu wurde Ende 12 aufgezeichnet h Belichtung. Keiner der Fische in der Kontrollgruppe starb während des Versuchszeitraums. In der höchsten Konzentration (2 mg / l Cu) starb der erste Fisch nach 4-stündiger Exposition, und alle Fische starben nach 96-stündiger Exposition.

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Mehrere Forscher berichteten über unterschiedliche tödliche Dosierungen für Zink unter verschiedenen Wasserbedingungen (Sprague und Ramsay, 1965; Goettl et al., 1976; Hale, 1977; Svecevıèıus, 1999; Bagdonas und Vosylienė 2006). Der Vergleich der Ergebnisse der vorliegenden Studie mit den oben genannten Studien ist in Tabelle 3 dargestellt. Die Unterschiede in den LC50-Werten können durch die unterschiedlichen Metallverbindungen verursacht werden, die in den Studien verwendet wurden, und die Umgebungsbedingungen, in denen die Studien angewendet wurden. Die Toxizitätsgrenzen von Zink in Regenbogenforellen für eine Wasserhärte von 10–500 mg / l als Caco3 und ein pH-Wert von 6 waren ≤ 0,03 bzw. ≤ 0,50 mg / l, und die Auswirkungen in hartem Wasser waren niedriger als das von weichem Wasser (lloyd, 1992), und Unterschiede können auch auf die unterschiedlichen Rationen von Karbonathärte zu Gesamthärte zurückzuführen sein. Roy und Campbell (1995) berichteten über unterschiedliche LC50-Werte für junge atlantische Lachse, die verschiedenen Zn-Lösungskonzentrationen bei verschiedenen pH-Werten ausgesetzt waren. Hansen et al. (2002b) berichteten auch über verschiedene Wirkungen von Zink in Regenbogenforellen bei verschiedenen Härten, pH- und Temperaturwerten und stellten eine niedrige Toxizität bei hoher Härte und niedrigen pH-Werten fest.

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In den vorangegangenen Studien wurden unterschiedliche LC50- und LT50-Werte nachgewiesen (Tabelle 3). Die Experimente mit Zinklösungen wurden unter Bedingungen mit einer Gesamthärte von 249,6 mg / l als Caco3, einem Temperaturniveau von 12 ° C und einem pH-Wert von 7,5 durchgeführt (Wong et al.). (1977) und Lam et al. (1998) führten ähnliche Experimente mit verschiedenen Fischarten durch, nämlich Karpfen in der ersten und Tilapia in der zweiten Studie, und verschiedene Schwermetallkonzentrationen. Es gab einige Unterschiede zwischen unseren Befunden und den Ergebnissen der oben genannten Forscher bezüglich der Toxizitätswerte von Zink, möglicherweise aufgrund der verschiedenen verwendeten Fischarten. Dieses Ergebnis zeigt deutlich, dass die Toxizitätswerte von Schwermetallen in Abhängigkeit von den experimentellen Fischarten variieren.

Mehrere Forscher berichteten über unterschiedliche LC50-Werte für Regenbogenforellen, die bei unterschiedlichen Wasserbedingungen mit Kupfer gefüttert wurden: ein LC50-Wert von 0,01 mg / l als cuso4 bei einer Härte von 13 mg / l als caco3 und ein ph-Wert von 7,2 (Chapman und McCrady, 1977). hohe Mortalitätsrate und geringere Wachstumsleistung in Wasser mit 144 μg / l Cu (Dixon und Hilton, 1985) und einem LC50-Wert von 14 μg / 1 Cu (marr et al., 1998). In der vorliegenden Studie ist der LC50-Wert von 0,094 mg / l Cu jedoch niedriger als der oben genannte. Dies kann durch die in der Studie verwendete Fischgröße verursacht werden, wie von howarth und sprague (1978) berichtet. Auch bei den LC50-Werten gab es einige Widersprüche zwischen unseren Ergebnissen und denen von Hansen et al. (2002a), die die unterschiedlichen Wirkungen von Kupfer in Abhängigkeit von den verschiedenen Wasserbedingungen, den verwendeten Fischgrößen und den unterschiedlichen Kupfersalzen in den Versuchen unterstützen.

Brown und Dalton (1970) fanden einen unterschiedlichen LT50-Spiegel (2 d = 48 h) aus ihrer experimentellen Studie unter Verwendung von cuso4 in ähnlichen Wasserhärte- und ph-Werten (Tabelle 3). Dieser Unterschied lässt sich durch die unterschiedlichen LC50-Werte und verwendeten Fischarten erklären. Andererseits wurde die 50% ige Mortalität in 96 Stunden (LT50) für Cu-Toxizität, die von Taylor et al. (2000) und bagdonas und vosylienė (2006) unterstützen unsere experimentellen Ergebnisse (Tabelle 3). Ein LC50-Wert von 0,75 mg / l wurde für 48 h bei 17 ° C in 8,5 g (braun und Dalton, 1970) gewogener cuso4-Lösung analysiert, dagegen wurde ein LC50-Wert von 1 mg / l bestimmt Dieselbe Lösung für 48 Stunden bei 12 ° C in der gleichen Fischart mit einem Gewicht von 6,71 bis 7,46 g. Dieser Unterschied kann durch unterschiedliche experimentelle Wassertemperaturen in beiden Studien erklärt werden.

Tabelle 3 zeigt, dass die LT50-Werte für die Zn-Toxizität in der vorliegenden Studie als 4 Tage (96 h) und auch von Goettl et al. (1976). Die LC50-Werte waren jedoch in unserer Studie und in Goettl unterschiedlich, wahrscheinlich aufgrund der Unterschiede in der Wasserhärte, den Zn-Salzlösungen und den verwendeten Fischarten. Ein LC50-Wert von 4,52 mg / l wurde für Znso4-Lösung bei einer Härte von 312 mg / l als Caco3 in Salmo Gairdneri (Goettl et al., 1976) bestimmt, dagegen in unserer Studie ein LC50-Wert von 12,9 mg / l wurde für die gleiche Lösung bei einer Härte von 249,6 mg / l wie caco3 bei ähnlichen Fischarten bestimmt. Der Anstieg des LC50-Werts in unserer Studie kann durch die Abnahme der Wasserhärte erklärt werden (Tabelle 3). Fazit