Изменение микробиологических свойств залежей после загрязнения биоцидами

Функционирование почвенной микробиоты является наиболее сложным и важным разделом почвенной диагностики. Микроорганизмы как биоиндикаторы водных систем достаточно широко используются в гигиене и водном хозяйстве, для почвенных систем делаются только лишь первые шаги в этом направлении. Жизнедеятельность почвенных микроорганизмов является хорошим диагностическим показателем плодородия почв и его изменения в результате воздействия разных антропогенных факторов.

В настоящее время в сельском хозяйстве и медицине используется огромный арсенал биологически активных веществ, производство которых увеличивается с каждым годом в десятки и сотни раз. На сегодняшний день достаточно хорошо изучено изменение биологических свойств почв юга России при загрязнении нефтью и бензином (Колесников и др., 2010; 2014), тяжелыми металлами (Колесников и др., 2012; 2014), металлоидами (Колесников и др., 2008), пестицидами (Казеев и др., 2010). Однако, в отличие от тех же пестицидов, которые уже давно используются в сельском хозяйстве, антибиотики, не вызывали интереса как потенциальные загрязнители окружающей среды. Но в связи с интенсификацией их использования во всех сферах сельского хозяйства, в настоящее время проблеме загрязнения природных экосистем антибиотиками уделяется особое внимание. Данные исследовательской компании Research Techart (2013) свидетельствуют о том, что в России ежегодно используется около 3,5 тыс. т антибиотиков, из них 19% - как стимуляторы роста, 22% - как профилактические средства. По прогнозу экспертов ВТО, в России использование антибиотиков будет ежегодно расти примерно на 35-40%.

Устойчивость микроорганизмов к разным классам антибиотиков относится к числу наиболее острых проблем современности. Возникновение и быстрое ее распространение создает угрожающую ситуацию не только в медицине, но и в ветеринарии, животноводстве, растениеводстве.

В основном антибиотики попадают в почву благодаря применению навоза (Golet et al., 2003; Kemper, 2008) и сточных вод (Thiele-Bruhn, 2003; Renew, Huang, 2004) на сельскохозяйственных землях в качестве удобрения. С каждым годом, все чаще разные концентрации антибиотиков обнаруживаются в сточных водах, почвах, грунтовой и питьевой воде (Rosal et

Раздел написан Акименко Ю.В., Мясниковой М.А.

al., 2010; Yang et al., 2011; Zhou et al., 2011). Локально в почвах обнаруживаются антибиотики группы тетрациклинов в концентрациях 1-900 мг/кг (Pawelzick et al., 2004), группы макролидов 1-800 мг/кг (Нбрег et al., 2002).

Полевые модельные опыты были заложены на залежных участках заповедной степи Ботанического сада ЮФУ благодаря результатам, полученным в лабораторных условиях (Акименко и др., 2013, 2014). Черноземы обыкновенные южно-европейской фации (североприазовские) на территории сада являются преобладающими почвами. Черноземы характеризуются высокой численностью, разнообразием микроорганизмов и их высокой активностью (Мишустин и др. 1966; Громыко и др., 1974). В полевых модельных опытах делянки закладывали согласно общепринятой методике проведения полевого опыта (Методы полевых..., 1967; Доспехов, 1979). Загрязнение почвы было проведено 15 мая 2014 г. Динамику изменения микробиологических показателей изучали на 3, 30 и 60 сутки после внесения биоцидов. Биоциды (окситетрациклин, тилозин) вносили в концентрации 500 мг/кг почвы.

Кислотность почв является важным химическим показателем, влияющим на активность почвенной микробиоты (Andersson, Nilsson, 2001). По результатам полевого моделирования установили, что антибактериальные антибиотики приводят к незначительному смещению pH в щелочную сторону, фунгицидные - в кислую сторону. Скорее всего, изменение кислотности почв происходит либо из-за прямого химического действия продуктов разложения антибиотиков (метаболитов), либо из-за трансформации под действием антибиотиков микробного сообщества и, соответственно, его биохимического влияния на почву.

Загрязнение чернозема антибиотиками приводит к изменению численности основных групп микроорганизмов. Исследованные группы микроорганизмов отличались по их устойчивости к вносимым антибиотикам. Наибольшее подавляющее воздействие на численность аммонифицирующих бактерий (на 20-60% от контроля, р<0,05, п=6) оказал окситетрациклин на всех исследуемых сроках исследования (рис .44). Статистически достоверных различий в численности аммонифицирующих бактерий на 3 и 30 сут. опыта не выявлено. Восстановление численности данной группы бактерий не наблюдается и на 60 сут. опыта.

Амилолитические бактерии оказались более устойчивы к исследуемым антибиотикам, нежели бактерии - аммонификаторы (рис.45). На 3 сут. исследования наблюдали максимальное снижение численности бактерий

(60 % от контроля, р<0,001). Аналогично с аммонификаторами, наибольшее ингибирующее воздействие оказал окситетрациклин. На дальнейших сроках экспозиции не выявлено достоверных изменений численности амилолитических бактерий, наблюдается тенденция восстановления численности до контрольных значений.

и Контроль ? Тилозин ? Окситетрациклин

Рис.44. Изменение численности аммонифицирующих бактерий чернозема при загрязнении антибиотиками в полевых условиях (500 мг/кг)

и Контроль ? Тилозин ? Окситетрациклпн

Рис.45. Изменение численности амилолитических бактерий чернозема при загрязнении антибиотиками в полевых условиях (500 мг/кг)

Пролонгированный характер воздействия антибиотиков на почвенные микроорганизмы свидетельствует об их относительной устойчивости в почве. J.J. Stone et al. (2010) обнаруживали активные метаболиты тилозина на 150 сутки после его внесения в почву. M.L. Loke et al. (2002) показали, что при pH ниже 7,4 образуются сильные ионные связи между протонированным тилозином и анионными компонентами почвы, что свидетельствует о высокой сорбции тилозина в почве. Установлена положительная корреляция сорбции тилозина и окситетрациклина с содержанием гумуса, pH и емкостью катионного обмена почв (Oliveira et al., 2002). Высокая способность к сорбции тилозина наблюдается в почвах, богатых гумусом, нежели песчаных почвах (Ingerslev et al., 2001).

В рамках полевого моделирования антибиотики практически не оказали влияния на численность микромицетов чернозема (рис.46). Что связано с природой используемых антибиотиков, тилозин и окситетрациклин эффективны только в отношении бактерий. На 30 и 60 сут. опыта не выявлено изменений в численности микромицетов.

Изменение в обилии бактерий р. Azotobader наблюдалось только на 3 сут. исследования (снижение на 30—40% от контроля при воздействии тилозина, и на 50-60%, при воздействии окситетрациклина, соответственно), на остальных сроках не наблюдали достоверных изменений в обилии бактерий. При этом азотфиксирующие бактерии были чувствительнее к загрязнению другими видами загрязнителей (тяжелыми металлами, нефтью, ионизирующему излучению), чем другие группы бактерий (Мазанко и др., 2013; Колесников и др., 2006).

? Контроль ? Тилозин 0 Окситетрациклин

Рис.46. Изменение численности микромицетов чернозема при загрязнении антибиотиками в полевых условиях (500 мг/кг)

Методом люминесцентной микроскопии установили снижение общей численности бактерий при загрязнении чернозема антибиотиками. Между концентрацией антибиотиков и численностью бактерий установлена тесная корреляция (г= -0,85). Наибольшее снижение обшей численности бактерий происходит в первые 10 суток от момента загрязнения. На дальнейших сроках наблюдается тенденция восстановления. Но, несмотря на наблюдаемую тенденцию, и на 60 сутки после загрязнения снижение численности бактерий составляет 20% от контроля.

Таким образом, по степени устойчивости к антибиотикам, исследованные микроорганизмы образовали ряд: микромицеты > бактерии р. Azotobacter > бактерии-амилолитики > бактерии-аммонификаторы. Восстановление микробиологических показателей носит нелинейный характер. По скорости восстановления микроорганизмы чернозема обыкновенного образовали ряд: бактерии р. Azotobacter > микромицеты > бактерии-амилолитики > бактерии-аммонификаторы.

Проведено сопоставление результатов лабораторных и полевых исследований по загрязнению чернозема антибиотиками. На первых сроках экспозиции, численность основных групп исследованных микроорганизмов резко снижается, остаются лишь устойчивые к антибиотикам группы микроорганизмов. Устойчивые микроорганизмы обнаружены в различных почвах, морских и речных осадках, разработках заброшенных шахт, водах морей, рек и озер, подземных водах, ирригационных каналах, стоках вод с полей орошения, отстойниках на территории сельскохозяйственных ферм и т.д. (Pontes et al., 2009). В результате выявлены новые гены устойчивости к антибиотикам, которые не регистрировались в случае с так называемыми клиническими штаммами патогенных микроорганизмов (D’Costa et al., 2006). Таким образом, микроорганизмы, устойчивые к антибиотикам, практически всегда присутствуют в составе разных природных микробных сообществ.

В наибольшей степени антибиотики ингибируют рост и развитие аммонифицирующих бактерий (рис.47). Амилолитические бактерии показали относительную устойчивость, как в лабораторных условиях, так и в условиях поля. Тилозин не оказывает достоверного подавляющего воздействия на численность микромицетов чернозема обыкновенного, что связано с его химической структурой. На протяжении всех сроков экспозиции наблюдаются незначительные колебания данной группы микроорганизмов.

При изучении восстановления почвенного микробоценоза, установили, что действие антибиотиков носит пролонгированный характер, однако наблюдается тенденция к восстановлению численности микробоценоза, в лабораторных условиях на 90 сут., в условиях поля на 60 сут. По всей видимости, почвенные микроорганизмы быстро адаптируются, проявляя

Сопоставление влияния загрязнения тилозином на численность аммонифицирующих бактерий чернозема в лабораторных условиях и в поле

Рис.47. Сопоставление влияния загрязнения тилозином на численность аммонифицирующих бактерий чернозема в лабораторных условиях и в поле

Увеличение количества генов устойчивости к антибиотикам в окружающей среде в результате «локального» антропогенного воздействия происходит не только в «точечном» местообитании, но и ведет к широкому их распространению в данной местности. В микробных сообществах разных мест вокруг сельскохозяйственных ферм, где используются антибиотики, отмечено существенное повышение уровня антибиотикоустойчивости. Например, гены устойчивости к тетрациклину обнаружены не только на фермах, но и в воде местных рек, речных отложениях, ирригационных каналах и даже в питьевой воде (Pruclen et al., 2006). Аналогичная ситуация описана с распространением генов устойчивости к тетрациклину при интенсивном использовании антибиотика в рыбоводстве (3rd Simpos. on Antimicrobial..., 2009).

В экологическом плане представляет интерес вопрос о том, может ли в ходе ремедиации загрязненных местообитаний произойти замена антибиотикочувствительных микроорганизмов популяциями резистентными с восстановлением исходных характеристик.

 
Посмотреть оригинал
< Пред   СОДЕРЖАНИЕ ОРИГИНАЛ   След >