CC BY
43
удк 57.044; Ю. В. Акименко [Yu. V. Akimenko],
504.05; 631.46 К. Ш. Казеев [K. Sh. Kazeev],
С. И. Колесников [S. I. Kolesnikov], М. Ю. Одабашян [M. Yu. Odabashyan], К. Н. Николаева [K. N. Nikolaeva]
экологическая оценка воздействия антибиотика
ТИЛОзИНА НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ
свойства чернозема обыкновенного*
Environmental assessment effects
of the antibiotic tylosin on biological properties
of the chernozem ordinary
В модельных экспериментах показан пролонгированный характер действия ветеринарного антибиотика тилозина (100, 300, 450, 600 мг/кг) и его комплекса с фунгицидным антибиотиком нистатином на микробоценоз и ферментативную активность чернозема обыкновенного. Полное восстановление биологических свойств чернозема не происходит и через 120 суток.
Ключевые слова: загрязнение, антибиотики, тилозин, микроорганизмы, ферментативная активность, чернозем обыкновенный.
In model experiments the prolonged nature of action of a veterinary antibiotic tilosin (100, 300, 450, 600 mg/kg) and its complex with a fungicide antibiotic nystatin on micro-biocenosis and enzymatic activity of the chernozem ordinary is shown. The complete recovery of biological properties of the chernozem doesn't occur and in 120 days.
Key words: pollution, antibiotics, tilosin, microorganisms, enzymatic activity, chernozem ordinary.
ВВЕДЕНИЕ
В настоящее время проблеме загрязнения окружающей среды ветеринарными антибиотиками и приобретения к ним устойчивости патогенных микроорганизмов уделяется особое внимание. По данным исследовательской компании Research Techart, в животноводстве России
Исследование выполнено в рамках проектной части государственного задания в сфере научной деятельности Министерства образования и науки РФ № 6.345.2014/К и государственной поддержке ведущей научной школы Российской Федерации (НШ-2449.2014.4).
*
ежегодно используется около 3,5 тыс. т антибиотиков. Из них 23 % - для лечения и профилактики, 19 % - в качестве стимуляторов роста, 36 % - как противопаразитарные препараты, 22 % - как профилактические средства [Алексеев, Шелепов, 2013]. Так как многие антибиотики водорастворимы, вплоть до 90 % одной дозы может выделяться с мочой и 75 % с экскрементами животных [Halling-S0rensen, 2001].
В основном антибиотики попадают в почву благодаря применению навоза [Kemper, 2008] и сточных вод [Thiele-Bruhn, 2003] на сельскохозяйственных землях в качестве удобрения. В настоящее время антибиотики все чаще обнаруживаются в грунтовой и питьевой воде, сточных водах и сельскохозяйственных почвах [Zhou, 2011]. Антибиотики из класса тетрациклинов обнаруживаются в почвах в концентрациях 100900 мг/кг [Pawelzick et al., 2004], из класса макролидов до 50-800 мг/кг [Höper et al., 2002].
Сейчас работников сельскохозяйственной сферы обвиняют в том, что антибиотики из сельхозугодий попадают в окружающие водоемы. Муниципальные системы очистки воды не в состоянии отфильтровывать антибиотики, и потому сейчас очень важно изучить, как такое загрязнение влияет на состояние экосистем.
Целью настоящего исследования являлась экологическая оценка воздействия ветеринарного антибиотика тилозина и его комплекса с фун-гицидным антибиотиком нистатином на биологические свойства чернозема обыкновенного.
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ
Тилозин - антибиотик макролидного ряда, продуцируемый Streptomyces fradiae, широко применяемый в животноводстве в качестве лечебно-профилактического средства и стимулятора роста. В России зарегистрирован ряд пероральных препаратов тилозина: Тилан («Элан-ко», США); Тиланик® водорастворимый порошок («ВИК - здоровье животных», Россия); Фармазин («Балканфарма», Болгария), который был использован в нашем исследовании, содержащий в качестве активно действующего вещества тилозина тартрат. Активен в отношении большинства грамположительных и некоторых грамотрицательных бактерий. Нистатин - полиеновый противогрибковый антибиотик. Действует на патогенные грибы и особенно на дрожжеподобные грибы р. Candida, а также на аспергиллы, в отношении бактерий неактивен.
Для экологической оценки последствий попадания тилозина в почву был исследован микробоценоз и ферментативная активность чернозема обыкновенного карбонатного южно-европейской фации Ботанического сада Южного федерального университета. Данный тип почв был выбран в связи с тем, что черноземы составляют большую часть почвенного покрова юга России и являются главным земельным ресурсом сельскохозяйственного производства [Вальков и др., 2008].
Почва для модельных экспериментов была отобрана из пахотного слоя (0-25 см). Свежевысушенные образцы почвы обрабатывали раствором тилозина и его комплекса с фунгицидным антибиотиком нистатином в различных концентрациях: 100, 300, 450 и 600 мг/кг почвы. Данные концентрации были выбраны исходя из литературных данных по остаточным количествам антибиотиков в окружающей среде [ТЫе1е-В1^п et а1., 2004], а также благодаря результатам ранее проведенных рекогносцировочных исследований [Акименко и др., 2013]. Все образцы инкубировали в вегетационных сосудах при температуре 20-25 С в темном месте, во избежание быстрого разложения антибиотиков, оптимальном увлажнении (60 % от полевой влагоемкости). Контролем служила почва, не подвергавшаяся обработке антибиотиками. Изменение динамики биологических свойств чернозема изучали через 10, 60, 120 суток.
Для оценки воздействия тилозина на чернозем изучали биологическую активность по 10 показателям. В качестве показателей биологической активности были исследованы: численность бактерий-аммони-фикаторов, амилолитических бактерий, микромицетов, обилие бактерий р. Azotobacter; активность ферментов класса оксидоредуктаз (каталаза, дегидрогеназа), гидролаз (фосфатаза, инвертаза), интегральный показатель биологического состояния почв (ИПБС), а также условия среды (рН). Для расчета ИПБС почвы значение каждого из указанных выше показателей принимали за 10 % (в контрольном, незагрязненном образце почвы) и по отношению к нему выражали в процентах значения в остальных вариантах (в загрязненной почве). После чего определяли среднее значение восьми выбранных показателей для каждого варианта. Использованная методика позволяет объединить относительные значения разных показателей, абсолютные значения которых не могут суммироваться, по той причине, что они имеют разные единицы измерения [Казеев и др., 2012].
Модельные опыты выполняли в 3-кратной повторности. Аналитические определения биологических свойств почвы выполняли в 3-крат-
ной повторности для изучения микробоценоза и в 6-кратной повторности для изучения биохимических свойств почв.
Лабораторно-аналитические исследования выполнены с использованием общепринятых в экологии и биологии почв методов [Методы.., 1991; Казеев, Колесников, 2012]. Комплексное исследование микробоценоза чернозема включало определение численности микроорганизмов методом глубинного посева соответствующих разведений на плотные питательные среды: аммонифицирующих бактерий - на МПА, ами-лолитических бактерий - на КАА, микромицетов - на подкисленной среде Чапека, бактерий р. Azotobacter - на среде Эшби (метод комочков обрастания). Активность каталазы измеряли методом Галстяна, дегид-рогеназы - методом Галстяна в модификации Хазиева, фосфатазы - модифицированным методом Галстяна и Арутюнян, активность инвертазы с помощью модифицированного колориметрического метода Хазиева. Статистическая обработка данных проведена с использованием пакета Statistica 6.0.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Внесение в почву ветеринарного антибиотика тилози-на и его комплекса с фунгицидным препаратом нистатином приводило к ухудшению биологических свойств чернозема (табл. 1, 2). Степень снижения зависела от концентрации антибиотика, подобные результаты получены и с другими антибиотиками [Акименко и др., 2013, 2014].
Реакция среды (рН) является важным химическим показателем почв, с одной стороны из-за его влияния на содержание гумусовых компонентов, а с другой стороны из-за его влияния на активность почвенной микробиоты [Andersson, №^оп, 2001]. При исследовании рН чернозема наблюдается тенденция снижения рН в кислую сторону, особенно в вариантах с комбинацией антибиотиков (7,58 - контроль, 7,30 - тилозин, 7,18-тилозин+нистатин). Данная тенденция сохраняется на всех сроках исследования. Скорее всего, данный тренд наблюдается, т. к., остаются устойчивые группы, продуктами жизнедеятельности которых, являются соединения содержащие Н+. Ранее нами при исследовании медицинских препаратов (бензилпенициллина, ампициллина) показано изменение рН с течением срока экспозиции в щелочную сторону [Акименко и др., 2014], следовательно, изменение рН зависит от химической природы антибиотика. Таким образом, антибиотики нарушают естественную среду почвен-
ных микроорганизмов, что является причиной изменения их численности и структуры микробоценоза в целом.
Корреляционный анализ данных позволил сделать вывод о тесной связи между концентрацией антибиотиков и изменением численности почвенных микроорганизмов (г = -0,80 - 0,86). В других исследованиях получены аналогичные результаты [Westergaard et al., 2001; Schmitt et al., 2005].
Наибольший подавляющий эффект, в концентрации 100 мг/кг на численность аммонифицирующих бактерий, оказывает комплекс тилози-на и нистатина. Напротив, при более высоких концентрациях (600 мг/кг) антибиотик приводит к наибольшему снижению численности аммонифи-каторов, нежели его комплекс с фунгицидным препаратом. По-видимому, нистатин блокирует действие тилозина и снижает эффект его воздействия. Другие исследователи, так же отмечали снижение эффекта подавления в присутствии фунгицидных препаратов и проявлении синергетических эффектов смесей антибиотиков. Причины таких эффектов все еще остаются невыясненными [Wunder et al., 2013].
На 60 и 120 сут. опыта во всех исследуемых концентрациях наблюдается восстановление численности аммонифицирующих бактерий, в минимальной концентрации происходит практически полное восстановление, а в максимальной до 75-85 % от контроля для комплекса тило-зин-нистатин (р < 0,05, n = 3) и 45-58 % (р < 0,001, n = 3) для тилозина. Аналогичные данные по динамике численности бактерий-аммонифика-торов были получены в модельных экспериментах с переменным магнитным полем [Мазанко и др., 2011]. При загрязнении тяжелыми металлами [Колесников и др., 2013], нефтью и нефтепродуктами (Колесников и др., 2010) относительно небольшими дозами (до 1 ПДК) и в первые сроки от момента загрязнения (до 1 месяца) численность микроорганизмов в почве в ряде случаев увеличивается, затем снижается и даже через 360 дней не восстанавливается полностью. Однако в сравнении с эффектом стерилизации высокими температурами [Акименко и др., 2013] и действием пестицидов [Казеев и др., 2010] действие антибиотиков на почвенные микроорганизмы носит более пролонгированный характер, так как, например, при стерилизации почв высокими температурами численность микроорганизмов восстанавливалась до контрольных значений уже на 60-е сутки эксперимента.
Внесение в почву тилозина приводит к снижению численности ами-лолитических бактерий во всех исследуемых концентрациях, причем на-
иболее эффективным в отношении амилолитиков оказался комплекс тилозина с нистатином. Однако наблюдается тенденция резкого восстановления численности амилолитиков на протяжении экспозиции, в отличие от аммонифицирующих бактерий. В других исследованиях показано, что такие антибиотики как сульфонамид [Thiele-Bruhn et al., 2004], тетрациклин, триметоприм [Wunder et al., 2013] оказывают подавляющее воздействие на численность амилолитиков. В целом, амилолитические бактерии оказались более устойчивы к действию антибиотиков.
Тилозин не оказывает достоверного воздействия на почвенные мик-ромицеты, в отличие от его комплекса с нистатином. Благодаря ранее проведенным рекогносцировочным исследованиям [Малыгина, Казеев, 2011] установлено, что фунгицидный антибиотик нистатин не оказывает влияния на бактерии, однако закономерно подавляет численность микромице-тов в прямой зависимости от концентрации(100-600 мг/кг). На 10-е сутки опыта численность микромицетов, при действии комплекса антибиотиков, снижается на 45-55 % (р < 0,001, n = 3), однако затем наблюдается тенденция восстановления численности до 70-80 % от контроля на 120-е сутки опыта, но полного восстановления численности не происходит.
В вариантах с тилозином (концентрация 600 мг/кг) происходит постепенное увеличение численности микромицетов по сравнению с контролем, на 120-е сутки опыта численность микромицетов превышает контроль на 10-18 % (р < 0,05, n = 3) соответственно. Это можно объяснить устранением конкуренции со стороны бактерий и активным заселением микромицетами экологической ниши.
Бактерии р. Azotobacter оказались менее чувствительными к вносимым антибиотикам. Изменение в обилии бактерий наблюдалось только на 10 сут. инкубации (снижение на 10 % от контроля при воздействии тилози-на и на 20 % при воздействии комплекса тилозин-нистатин), на остальных сроках не наблюдали никаких изменений. При этом азотфиксирующие бактерии были чувствительнее к загрязнению тяжелыми металлами, нефтью, ионизирующему излучению, чем другие группы бактерий [Денисова и др., 2011; Колесников и др., 2010, 2014]. Таким образом, внесение ветеринарного антибиотика тилозина и его комплекса с фунгицидным антибиотиком нистатином приводит к изменению, как численности основных групп почвенных микроорганизмов, так и к изменению структуры микробоценоза в целом. Кроме того, наблюдаемое восстановление численности микроорганизмов свидетельствует о приобретении устойчивости к вносимым антибиотикам.
Таблица 1. ДИНАМИКА ИЗМЕНЕНИя ЧИСЛЕННОСТИ
МИКРООРГАНИЗМОВ ЧЕРНОЗЕМА ПРИ ВНЕСЕНИИ АНТИБИОТИКОВ (ТИЛОЗИНА, НИСТАТИНА)
Сроки экспозиции (сут.) Контроль Тилозин (мг/кг)
100 300 450
Численность аммонифицирующих бактерий, млн/г
10 3,01 ± 0,10 1,62 ± 0,26** 1,30 ± 0,03** 0,90 ± 0,14
60 2,96 ± 0,06 2,32 ± 0,05* 2,18 ± 0,01* 2,06 ± 0,02**
120 2,94 ± 0,06 2,23 ± 0,02 2,17 ± 0,01** 2,03 ± 0,01**
Численность амилолитических бактерий, млн/г
10 2,96 ± 0,06 1,76 ± 0,07** 1,71 ± 0,07** 1,43 ± 0,02***
60 2,93 ± 0,08 2,72 ± 0,05 2,69 ± 0,01 2,69 ± 0,02
120 2,93 ± 0,08 2,88 ± 0,07 2,78 ± 0,04 2,76 ± 0,02*
Численность микромицетов, тыс./г
10 19,8 ± 0,08 17,5 ± 0,07** 17,1 ± 0,07** 16,9 ± 0,19**
60 18,4 ± 0,02 17,7 ± 0,07* 17,7 ± 0,07* 16,1 ± 0,06**
120 18,4 ± 0,02 17,7 ± 0,07* 18,1 ± 0,04 16,1 ± 0,06**
Примечание. Достоверные отличия по отношению к контролю:
* p < 0,05;
** р < 0,01;
*** р < 0,001 при п = 3.
Тилозин + Нистатин, (мг/кг)
600 100 300 450 600
0,88 ± 0,05*** 0,88 ± 0,04*** 1,09 ± 0,06** 1,20 ± 0,17** 1,27 ± 0,14**
2,66 ± 0,03 2,62 ± 0,04* 2,60 ± 0,03* 2,54 ± 0,02* 2,37 ± 0,01*
2,72 ± 0,08 2,56 ± 0,01* 2,50 ± 0,04* 2,47 ± 0,03* 2,29 ± 0,03**
1,36 ± 0,01*** 1,31 ± 0,01*** 1,28 ± 0,03*** 1,22 ± 0,02*** 1,18 ± 0,04***
2,66 ± 0,01* 2,60 ± 0,02* 2,49 ± 0,01* 2,38 ± 0,01* 2,37 ± 0,01*
2,72 ± 0,02* 2,59 ± 0,07* 2,41 ± 0,02* 2,33 ± 0,02* 2,29 ± 0,03*
19,6 ± 0,10 7,2 ± 0,03*** 6,2 ± 0,07*** 4,2 ± 0,01*** 2,8 ± 0,01***
19,6 ± 0,10 13,6 ± 0,02** 13,0 ± 0,02** 12,6 ± 0,02** 11,5 ± 0,02***
21,2 ± 0,01 13,4 ± 0,01** 12,8 ± 0,01 12,3 ± 0,01*** 11,3 ± 0,01***
Многолетними исследованиями показана высокая эффективность диагностики и мониторинга почвенного покрова с помощью показателей ферментативной активности почв. Доказана ведущая роль показателей ферментативной активности при оценке влияния химического и электромагнитного загрязнения на состояние почв [Звягинцев, 1989; Да-денко и др., 2009; Денисова и др., 2011; Казеев и др., 2010; Колесников и др., 2013]. В настоящей работе исследовано влияние антибиотиков на активность ферментов класса гидролаз (фосфатаза, инвертаза) и оксидо-редуктаз (каталаза, дегидрогеназа). Результаты, полученные при исследовании влияния антибиотиков на почвенные ферменты, представлены в таблице 2.
Комплекс тилозин-нистатин на 10 сутки опыта вызывал наиболее сильное подавление активности каталазы (р < 0,001, п = 6), нежели тило-зин. В течение периода инкубации наблюдалось восстановление активности каталазы, дегидрогеназы, инвертазы практически до контрольных значений, что нельзя сказать об активности фосфатазы.
Концентрация 600 мг/кг приводит к снижению активности ферментов практически в 2-3 раза по сравнению с контролем. Например, комплекс тилозина и нистатина снижает активность каталазы, дегидрогеназы, фосфатазы более чем на 50 % (р < 0,001, п = 6) на 10 сут. опыта. Другими исследованиями, было показано, что антибиотики из группы тетрацик-линов в концентрации 300 мг/кг снижают активность каталазы и фосфа-тазы в почвах на 35-55 % от контрольных значений [Сегпо^гека, УЫауа, 2008]. Максимальное снижение активности всех исследуемых ферментов установлено на 10сут. опыта, в дальнейшем, наблюдается незначительная тенденция к восстановлению их активности. Корреляционный анализ полученных данных выявил положительную корреляцию ферментов двух исследуемых классов (дегидрогеназы, инвертазы) с численностью микро-мицетов (г = 0,63, г = 0,65, соответственно), каталазы с аммонифицирующими бактериями (г = 0,73) и обратную корреляцию фосфатазы с амило-литическими бактериями (г = -0,80). Это дает возможность судить о вкладе той или иной группы микроорганизмов в ферментативный пул почв.
Для выявления общих закономерностей влияния антибиотиков на биологическое состояние чернозема был использован ИПБС (интегральный показатель биологического состояния)почв, который определяли с помощью следующих показателей: численность аммонификаторов, ами-лолитиков, микромицетов, обилие бактерий р. Azotobacter, активность
ферментов класса оксидоредуктаз (каталаза, дегидрогеназа) и гидролаз (инвертаза и фосфатаза). По степени снижения ИПБС можно судить о степени нарушения экологических функций почвы [Колесников и др., 2014].
Полученные результаты показали что, внесение антибиотиков приводит к снижению ИПБС чернозема (рис). Наибольшее снижение наблюдается на 10 сутки эксперимента в концентрации 600 мг/кг (на 44% в вариантах с тилозином, на 53 % с комплексом антибиотиков, соответственно), что говорит о существенном нарушении экологических функций почвы. Построенные логарифмические линии тренда свидетельствуют о росте ИПБС чернозема с увеличением срока экспозиции образцов. Несмотря на наблюдаемую тенденцию восстановления биологических свойств чернозема, полученные данные свидетельствуют о значительном нарушении экологических функций почвы и через 120 сутки после загрязнения.
Таким образом, при исследовании влияния ветеринарного антибиотика тилозина и его комплекса с фунгицидным антибиотиком нистатином на биологические свойства чернозема обыкновенного установлены следующие закономерности. Антибиотики оказали подавляющее воздействие на биологические свойства чернозема, в особенности на микроорганизмы.
По степени устойчивости к тилозину, исследованные микроорганизмы образовали ряд (концентрация 600 мг/кг): микромицеты>бактерии р. Azotobacter > бактерии-амилолитики > бактерии-аммонификаторы; к комплексу тилозина с нистатином: бактерии р. Azotobacter > бактерии-амилолитики > бактерии-аммонификаторы > микромицеты. Ферменты чернозема в целом более устойчивы к антибиотикам, чем почвенные микроорганизмы.
Различные ферменты отличаются по резистентности к антибиотикам: из оксидоредуктаз дегидрогеназа чувствительнее, чем каталаза, из класса гидролаз фосфатаза чувствительнее, чем инвертаза. В целом ок-сидоредуктазы более устойчивы к антибиотикам, нежели гидролазы. По степени устойчивости к антибиотикам ферменты образовали ряд (концентрация 600 мг/кг): каталаза > дегидрогеназа > инвертаза > фосфатаза. Подобный тренд наблюдается как в вариантах с тилозином, так и его комплексе с нистатином.
При исследовании восстановления биологических свойств установлено, что восстановление, как микробиологических показателей, так и показателей ферментативной активности носит не прямолинейный ха-
Таблица 2. ДИНАМИКА ФЕРМЕНТАТИВНОЙ АКТИВНОСТИ ЧЕРНОЗЕМА
ПРИ ВНЕСЕНИИ АНТИБИОТИКОВ (ТИЛОЗИНА, НИСТАТИНА)
Сроки экспозиции (сут.) Контроль Тилозин (мг/кг)
100 300 450
Активность каталазы (мл О2/г)
10 16,43 ± 0,03 12,10 ± 0,04* 12,00 ± 0,22** 12,00 ± 0,17*
60 12,26 ± 0,08 11,30 ± 0,05 11,17 ± 0,07 11,07 ± 0,05
120 11,59 ± 0,13 10,23 ± 0,06** 9,43 ± 0,03* 9,20 ± 0,08*
Активность дегидрогеназы (мг ТФФ/г/24 ч)
10 31,34 ± 0,32 24,00 ± 0,47** 16,79 ± 0,73** 16,73 ± 0,20***
60 33,65 ± 0,27 31,50 ± 0,15 30,79 ± 0,29 29,48 ± 0,29
120 26,30 ± 0,02 22,19 ± 0,01* 21,78 ± 0,03* 21,49 ± 0,04**
Активность фосфатазы (мг Р2О5/г/ч)
10 0,36 ± 0,01 0,25 ± 0,01* 0,15 ± 0,01** 0,15 ± 0,01**
60 0,31 ± 0,02 0,27 ± 0,03* 0,21 ± 0,01* 0,19 ± 0,01*
120 0,32 ± 0,01 0,24 ± 0,02** 0,17 ± 0,01** 0,14 ± 0,01***
Активность инвертазы (мг глюкозы/г/24 ч)
10 30,06 ± 1,4 22,60 ± 0,06** 20,6 ± 0,1*** 9,23 ± 0,1***
60 30,96 ± 0,08 24,70 ± 0,2* 23,44 ± 0,1** 22,98 ± 0,2**
120 25,34 ± 0,04 23,69 ± 0,4 23,00 ± 0,1* 22,51 ± 0,1*
Достоверные отличия по отношению к контролю: Р < 0,05; р < 0,01;
р < 0,001 при п = 6.
Примечание.
**
***
Тилозин+Нистатин (мг/кг)
600 100 300 450 600
11,73 ± 0,04* 8,80 ± 0,08*** 8,43 ± 0,14** 7,00 ± 0,71*** 5,77 ± 0,08***
10,85 ± 0,01 10,47 ± 0,09* 10,28 ± 0,01 10,20 ± 0,02* 10,16 ± 0,02*
8,50 ± 0,05** 9,77 ± 0,04* 9,13 ± 0,01* 8,90 ± 0,02** 9,07 ± 0,11*
16,47 ± 0,19*** 21,90 ± 0,85** 16,62 ± 0,60*** 14,75 ± 0,88*** 9,65 ± 0,33***
28,66 ± 0,13 27,40 ± 0,30* 27,35 ± 0,08* 26,88 ± 0,25* 23,56 ± 0,26**
21,37 ± 0,01* 24,050 ± 0,01 23,70 ± 0,07 23,41 ± 0,06* 24,29 ± 0,02
0,11 ± 0,01*** 0,28 ± 0,01* 0,23 ± 0,01* 0,20 ± 0,02* 0,19 ± 0,01***
0,17 ± 0,02*** 0,28 ± 0,01* 0,23 ± 0,01* 0,20 ± 0,01* 0,19 ± 0,02***
13,62 ± 0,01*** 0,22 ± 0,01** 0,22 ± 0,01* 0,18 ± 0,01** 0,16 ± 0,02***
8,26 ± 0,1*** 29,80 ± 1,2 29,50 ± 1,5 25,90 ± 0,5* 23,50 ± 0,4*
22,73 ± 0,08* 29,80 ± 1,2 27,13 ± 1,4* 25,90 ± 0,5* 23,50 ± 0,08*
21,46 ± 0,3* 24,35 ± 0,2 22,95 ± 0,2* 23,14 ± 0,3* 22,29 ± 0,2*
20
б)
10
100 мг/кг
60 120 сроки экспозиции (сут.)
300 мг/кг 450 мг/кг 600 мг/кг
Рисунок. Динамика изменения интегрального показателя биологичес-
кого состояния чернозема обыкновенного при загрязнении тилозином (а) и комплексом тилозина с нистатином (б), % от контроля.
0
рактер, т. е. нельзя сказать, что с увеличением времени инкубации происходит все большее восстановление биологических свойств чернозема. По скорости восстановления микробиологические показатели чернозема обыкновенного образовали следующий ряд (концентрация 600 мг/кг): бактерии р. Azotobacter > бактерии-амилолитики > бактерии-аммонифи-каторы > микромицеты. По скорости восстановления показатели ферментативной активности образовали ряд: дегидрогеназа > инвертаза > катала-за > фосфатаза. Можно констатировать тенденцию восстановления биологических свойств чернозема обыкновенного с течением времени после воздействия антибиотиков. При высоких концентрациях (600 мг/кг), отдельные параметры биологических свойств не восстанавливаются и спустя 120 суток. Несмотря на наблюдаемую тенденцию восстановления биологических свойств чернозема, данные, полученные при расчете ИПБС почвы, свидетельствуют о значительном нарушении экологических функций почвы и через 120 сут. после загрязнения.
ЛИТЕРАТУРА
1. Акименко Ю. В., Казеев К. Ш., Колесников С. И. Влияние антибиотиков (бензилпенициллина, фармазина, нистатина) на численность микроорганизмов в черноземе обыкновенном // Сибирский экологический журнал. 2014. № 2. С 253-258.
2. Акименко Ю. В., Казеев К. Ш., Колесников С. И. Влияние антибиотиков (бензилпенициллина, фармазина, нистатина) на биологические свойства чернозема обыкновенного // Почвоведение. 2014. № 9. С. 1095-1101.
3. Акименко Ю. В., Казеев К. Ш., Колесников С. И. Влияние разных способов стерилизации на биологические свойства чернозема обыкновенного // Современные проблемы науки и образования. 2013. № 6. С. 721.
4. Акименко Ю. В., Казеев К. Ш., Колесников С. И. Экологические последствия загрязнения чернозема антибиотиками. Ростов н/Д.: Издательство Южного федерального университета, 2013. 120 с.
5. Алексеев Н. Р., Шелепов И. А. Антибиотики и корма // Современный фермер. № 4. 2013. С. 48-51.
6. Вальков В. Ф., Казеев К. Ш., Колесников С. И. Почвы юга России. Ростов н/Д.: Эверест, 2008. 276 с.
7. Васенев В. И., Ананьева Н. Д., Иващенко К. В. Влияние поллютан-тов (тяжелые металлы, дизельное топливо) на дыхательную активность конструктоземов // Экология. 2013. №6. С. 436.
8. Даденко Е. В., Казеев К. Ш., Колесников С. И., Вальков В. Ф. Изменение ферментативной активности почвенных образцов при их хранении // Почвоведение. 2009. № 12. С. 1481-1486.
9. Мазанко М. С., Акименко Ю. В., Денисова Т. В., Колесников С. И. Устойчивость аммонифицирующих бактерий различных типов почв юга России к сочетанному загрязнению свинцом и переменным магнитным полем // Известия Самарского научного центра Российской академии наук. 2013. Т. 15. № 3. С. 1359.
10. Звягинцев Д. Г. Микроорганизмы и охрана почв. М.: Изд. МГУ, 1989. 204 с.
11. Казеев К.Ш., Колесников С.И. Биодиагностика почв: методология и методы исследований. Ростов н/Д.: Изд-во Южного федерального ун-та, 2012. 260 с.
12. Казеев К. Ш., Лосева Е. С., Боровикова Л. Г., Колесников С. И. Влияние загрязнения современными пестицидами на биологическую активность чернозема обыкновенного // Агрохимия. 2010. № 11. С. 39-44.
13. Колесников С. И., Азнаурьян Д. К., Казеев К. Ш., Вальков В. Ф. Устойчивость биологических свойств почв Юга России к нефтяному загрязнению // Экология. 2010. № 5. С. 357-364.
14. Колесников С. И., Гайворонский В. Г., Ротина Е. Н., Казеев К. Ш., Вальков В. Ф. Оценка устойчивости почв Юга России к загрязнению мазутом по биологическим показателям (в условиях модельного эксперимента) // Почвоведение. 2010. № 8. С. 995-1000.
15. Колесников С. И., Жаркова М. Г., Казеев К. Ш., Кутузова И. В., Са-мохвалова Л. С., Налета Е. В., Зубков Д. А. Оценка экотоксичности тяжелых металлов и нефти по биологическим показателям чернозема // Экология. 2014. № 3. С. 163.
16. Колесников С. И., Ярославцев М. В., Спивакова Н. А., Казеев К. Ш. Сравнительная оценка устойчивости биологических свойств черноземов юга России к загрязнению Cr, Cu, Ni, Pb в модельном эксперименте // Почвоведение. 2013. № 2. С. 195.
17. Малыгина Ю. В., Казеев К. Ш. Влияние антибиотиков на микрофлору и ферментативную активность чернозема обыкновенного // Актуальные вопросы экологии и природопользования / «Неделя науки-2011: материалы научной конф. / отв. ред. К .Ш. Казеев. Ростов н/Д: Ростиздат, 2011. С. 68-72.
18. Методы почвенной микробиологии и биохимии // Под ред. Д. Г. Звягинцева. М.; Изд-во МГУ. 1991. 304 с.
19. Andersson S., Nilsson S. Influence of pH and temperature on microbial activity, substrate availability of soil-solution bacteria and leaching of dissolved organic carbon in a humus // Soil Biology & Biochemis-try.2001. V. 33. P. 1181-1191.
20. David B. Wunder, David T. Tan, Timothy M. La Para, Raymond M. Ho-zalski. The effects of antibiotic cocktails at environmentally relevant concentrations on the community composition and acetate biodegradation kinetics of bacterial biofilms // Chemosphere. 2013. V. 90. P. 22612266.
21. Halling-S0rensen B. Inhibition of aerobic growth and nitrification of bacteria in sewage sludge by antibacterial agents // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2001. V. 40. P. 451-460.
22. Heike Schmitt, Heidi Haapakangasa, Patrick van Beelen. Effects of antibiotics on soil microorganisms: time and nutrients influence pollution—induced community tolerance // Soil Biology & Biochemistry. 2005. V.37. P. 1882—1892.
23. Hoper H., Kues J., Nau H., Hamscher G. Eintrag und Berbleib von Tierarzneimittelwirkstoffen in Boden // Bodenschutz. 2002. V. 4. P. 141—148.
24. Kemper N. Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment a review // Ecological Indicators. 2008. V. 8. P. 1—13.
25. Pawelzick H.T., Hoper H., Nau H., Hamscher G., 2004. A survey of the occurrence of various tetracyclines and sulfamethazine in sandy soils in northwestern Germany fertilized with liquid manure. In: SETAC Euro 14th Annual Meeting, Prague, Czech Republic, 18—22 April 2004.
26. Thiele-Bruhn S. Pharmaceutical antibiotic compounds in soils — a review // Plant Nutr. Soil Sci. 2003. V. 66. P.145—167.
27. Thiele-Bruhn S., Seibicke T., Schulten H.-R., Leinweber P. Sorption of sulfonamide pharmaceutical antibiotics on whole soils and particle—size fractions // J. Environ. Qual. 2004. V.33. P. 1331—1342.
28. Westergaard K., Muller A.K., Christensen S., Bloem J., S0rensen S.J. Effects of tylosin as a disturbance on the soil microbial community // Soil Biology & Biochemistry. 2001. V.33. P. 2061—2071.
29. Zhou L-J, Ying G-G, Zhao J-L, Yang J-F, Wang L, Yang B, et al. Trends in the occurrence of human and veterinary antibiotics in the sediments of the Yellow River, Hoi River and Liao River in northern China // Environ. Pollut. V. 2011. V. 159. P. 1877.
ОБ АВТОРАх
Колесников Сергей Ильич, доктор сельскохозяйственных наук, профессор, заведующий каф. экологии и природопользования, Южный федеральный университет. 344006, Ростов-на-Дону, Большая Садовая, 105/42; тел. 8 (863) 218-40-35, электронный адрес: Kolesnikov@sfedu.ru.
Kolesnikov Sergey Mich, Dr. Sc. (Agr.), Professor, Southern Federal University, Head of Ecology Department, 344006, Rostov-on-Don, str. B. Sadovaya 105/42. Telephone 8 (863) 218-40-35, E-mail: Kolesni-kov@sfedu.ru.
Казеев Камиль Шагидуллович, доктор географических наук, профессор, Южный федеральный университет, 344006, Ростов-на-Дону, Большая Садовая, 105/42; тел. 8 (863) 218-40-35, E-mail: Kamil_kazeev@mail.ru.
Kazeev Kamil Shagidullovich, Dr.Sc. (Geogr), Professor, Southern Federal University, 344006, Rostov-on-Don, str. B. Sadovaya 105/42,
Professor of Ecology Department. Telephone 8 (863) 218-40-35. E-maill: Kamil_kazeev@mail.ru.
Акименко Юлия Викторовна, ассистент кафедры экологии и природопользования, Южный федеральный университет, 344006, Ростов-на-Дону, Большая Садовая, 105/42. Тел. 8-909-404-49-51, электронный адрес: akimenkojuliya@mail.ru.
Akimenko Yuliya Viktorovna, Southern Federal University, 344006, Rostov-on-Don, str. B. Sadovaya 105/42, Assistant of Ecology Department. Tel. 8-909-404-49-51, e-maill: akimenkojuliya@mail.ru.
Одабашян Мери Юрьевна, магистрант, Южный федеральный университет, 344006, Ростов-на-Дону, Большая Садовая, 105/42, Тел.: 8 (863) 218-40-35, электронный адрес: meri10000@yandex.ru. Odabashyan Mary Yurevna, Southern Federal University, 344006, Rostov-on-Don, str. B. Sadovaya 105/42, Master's Degree Student; tel. 8 (863) 218-40-35, E-mail: meri10000@yandex.ru.
Николаева Ксения Николаевна, магистрант, Южный федеральный университет, 344006, Ростов-на-Дону, Большая Садовая, 105/42. Тел. 8 (863) 218-40-35, электронный адрес: nkn91@mail.ru. Nikolaeva Ksenia Nikolaevna, Southern Federal University, 344006, Rostov-on-Don, str. B. Sadovaya 105/42, Master's Degree Student, tel. 8 (863) 218-40-35, E-maill: nkn91@mail.ru.
