Детоксикация пестицидов в почве

Экологические последствия применения пестицидов по-разному оцениваются специалистами. Существуют две противоположные концепции. Согласно одной из них целевое воздействие пестицидов сопровождается лишь несколькими вторичными эффектами, а множественность прямых отрицательных последствий побочного действия преувеличена. При правильном применении с учетом особенностей роста, развития·и питания сельскохозяйственных культур и вредных организмов, почвенно-климатических условий, свойств препаратов и поведения их в объектах применения пестициды не только не причиняют вреда окружающей среде, а, наоборот, значительно улучшают ее.

Другая концепция более остро формулирует проблему: пестициды прямо или косвенно оказывают влияние на всю экосистему и изменяют ее. Количества, в которых пестициды попадают в окружающую среду, по мнению многих исследователей, значительно превосходят способность природы к самоочищению. Выявлены совершенно неожиданные аспекты действия ряда пестицидов или продуктов их неполного разложения на биологические объекты: мутагенный, канцерогенный, аллергенный. Большинство экспертов по защите растений признают, что последствия загрязнения биосферы пестицидами уже едва ли поддаются контролю. Научная постановка проблемы взаимодействия биосферы с пестицидами должна быть основана на двух положениях:· необходимости дальнейшей химизации сельского хозяйства и в то же время необходимости развития исследований и принятия немедленных практических мер, предотвращающих нежелательные изменения в биоценозах и обеспечивающих равновесие во взаимоотношениях общества и биосферы.

Микробиологические превращения пестицидов. История изучения способности микроорганизмов трансформировать пестициды насчитывает уже несколько десятилетий. Накоплен значительный материал о конкретных путях метаболизма пестицидов для чистых культур микроорганизмов. До эпохи создания ДДТ считалось, что микроорганизмам, обладающим огромным многообразием типов обмена веществ, доступны практически все соединения. Установление факта длительной сохранности ДДТ в почве разрушило это представление. Создалось впечатление, что благодаря отсутствию эволюционной приспособленности к пестицидам микроорганизмы не могут трансформировать эти соединения. Это мнение существовало некоторое время, пока не были накоплены убедительные доказательства в пользу способности микроорганизмов разрушать разнообразные неприродные соединения.

Многие хлорорганические соединения, например ДДТ, альдрин, дильдрин, гептахлор, а также некоторые триазиновые пестициды (симазин) очень стойки к микробному разложению. Расчленение молекулы пестицида микроорганизмы могут производить при участии ферментов, осуществляющих реакции: гидроксилирования и разрыва ароматического кольца, окисления, расщепления эфирной связи и о-деалкилирования, деметилирования, декарбоксилирования, дезаминирования, дегидрогенизации и другие.

Известны следующие возможные направления микробной трансформации пестицидов:

1) детоксикация – энзиматическое воздействие, ведущее к потере ингибиторных свойств;

2) активация – трансформация пестицида в токсические вещества;

3) трансформация с превращением пестицида в соединения с другим спектром ингибирующего действия и т.д.

Большое внимание в исследованиях по биодеградации пестицидов уделяется явлению кометаболизма, или соокисления, когда микроорганизмы подвергают периферийному ферментативному воздействию соединения только при наличии в среде косубстрата, сопряженно используемого клеткой в качестве источника углерода или азота для роста или энергетического материала. Знание закономерностей накопления промежуточных продуктов микробиологической деградации позволило выяснить, что разрушение многих пестицидов смесью культур осуществляется в несколько этапов, причем образующиеся при частичной деградации промежуточные продукты используются в природных условиях другими культурами микроорганизмов (явление комменсализма). На основе комменсализма и в условиях кометаболизма может происходить полная минерализация пестицидов в природе.

К деградации пестицидов способны микроорганизмы различных таксономических групп. Пестициды группы оксикарбоновых и ароматических кислот в чистых культурах активно разрушают бактерии родов Arthrobacter, Corynebacterium, Bacterium, Achromobacter, Flavobacterium, актиномицеты рода Nосагdia; хлорированные алифатические кислоты – бактерии родов Arthrobаcter, Pseudomonas, грибы родов Trichoderma, Penicillium, Сhаеtоmium, Fusarium, Phaseolis, Stachybotrys. ДДТ разрушается лишь в анаэробных условиях при участии бактерий родов Pseudomonas, Xanthomonas, Erwinia, Achromobacter. Производные мочевины способны разрушать бактерии родов Pseudomonas, Xanthomonas, Bacillus, грибы родов Penicillium, Aspergillus, Fusarium. Из почвы выделены дрожжи Lipomyces starkeyi, которые использовали паракват в качестве единственного источника азота. Особенно типичны реакции микробиологической трансформации пестицидов для коринеподобных бактерий, нокардий и псевдомонад.

Естественная детоксикация пестицидов в почве. Одним из важнейших аспектов охраны почв является проблема сокращения остаточных количеств пестицидов в окружающей среде. Степень отрицательного эффекта от применения пестицидов во многом определяется тем насколько быстро и эффективно происходит их детоксикация в природе. Множественность реакций трансформации пестицидов обусловливает накопление промежуточных продуктов, обладающих неодинаковой стабильностью и разных по физиологическим свойствам. Это обстоятельство имеет исключительно важное значение для экотоксикологической оценки пестицидов, поскольку связано с удлинением сроков токсического действия последних за счет зачастую не менее токсичных продуктов. Показано, что в течение первого года применения 80-100% пестицидов сохраняются в почве и происходит лишь их перераспределение по профилю и продвижению вглубь. Через 2-3 года еще сохраняются в верхних 15 см профиля 40-80% ДДТ 6-20% гексахлорана и 14-43% альдрина. В почвах плодовых садов Норвегии сохранилось до 50% от общего количества ДДТ, применявшегося с 1945 по 1970 г. По данным Добровольского Г.В., Гришиной Л.А. ежегодное внесение диэльдрина в производственной дозе приводило к насыщению им 30-сантиметрового слоя почвы через 48 суток. Эти примеры свидетельствуют о крайней важности проблемы остаточных количеств пестицидов в окружающей среде.

Обычно выделяют группы физических, физико-химических и биологических факторов детоксикации. К физическим факторамотносят сорбцию биоцидов высокодисперсными минералами и органическими почвенными коллоидами. Этот процесс зависит от свойств почвы, природы и свойств адсорбента, климатических и экологических факторов. Так, внесенные в почву пестициды в период холодной и сырой погоды связываются верхним слоем почвы, поэтому предохраняются от вымывания и разложения. В период потепления они десорбируются и вновь проявляют свою активность. Спустя некоторое время после внесения пестицида в почве устанавливается равновесие между сорбированной и находящейся в растворе фракциями токсиканта. О степени десорбции токсиканта принято судить по содержанию его в жидкой фазе. К физическим факторам детоксикации относят также улетучивание и термическое разложение. Степень испарения токсикантов из почвы сильно зависит от ее влажности – сорбция легколетучих пестицидов сухой почвой гораздо выше, чем влажной. Разложение токсиканта усиливается с повышением температуры.

Из физико-химических факторовнаиболее существенным является фоторазложение (фотолиз), главным действующим началом которого служат длинноволновые ультрафиолетовые лучи солнечной радиации. При этом происходит фотоокисление многих пестицидов и их метаболитов, находящихся на поверхности почвы, растений и водоемов. На втором этапе фотолитического разложения пестицида особое значение приобретает взаимодействие его с молекулами воды. Важную роль играет рН раствора, температура, состав газов, свойства присутствующих в воде соединений. Под действием коротковолновой части солнечной радиации многие фенолы и близкие им соединения способны превратиться в гидрохинон и пирокатехин, которые могут гидроксилироваться до тетраоксибензола. Последний в результате окислительного конденсирования может превращаться в стабильные полимеризованные продукты. В результате фотолиза многие пестициды трансформируются в менее токсичные продукты.

Химические превращенияпестицидов в почве и водной среде в основном представляют собой гидролитические и окислительные процессы. Скорость этих процессов зависит от вида и числа атомов галоидов, длины углеводородной цепочки. Увеличение контакта токсиканта с почвой ускоряет гидролиз (например, коллоидная фракция почвы катализирует реакции пестицидов с различными активными частицами почвенных компонентов). Значительная роль в химическом разложении пестицидов принадлежит свободно-радикальным процессам. Источниками свободных радикалов в почве являются гуминовые кислоты, а также смолы, пигменты, антибиотики, витамины.

Биологическое превращение и разложениепестицидов в почве обусловлено главным образом микробиологической детоксикацией. Установлено, что микробиологическое разложение пестицидов является главным путем детоксикации почв, а всякая активизация микробиологической деятельности содействует исчезновению ядохимикатов из почв.

Скорость микробиологического разложения пестицидов в почве определяется содержанием гумуса, температурой и влажностью почвы, наличием подстилки, содержанием питательных веществ и другими факторами. Хорошие условия для развития почвенных микроорганизмов интенсифицируют биологическую детоксикацию пестицидов.

На скорость разложения пестицидов в почве оказывают влияние механический состав почвы, реакция ее среды, гидротермические условия. На суглинистых почвах пестициды разлагаются быстрее, чем в почвах легкого состава; хлорорганические пестициды в кислой почве сохраняются дольше, нежели в щелочной. Органическое вещество почвы связывает многие пестициды в водно-нерастворимые и мало доступные для почвенных организмов формы, вследствие чего токсиканты не подвергаются гидролизу и, несмотря на высокую биологическую активность гумусированных почв, сохраняются в них длительное время. Повышенная температура почвы способствует десорбции пестицидов, связанных коллоидами. На эти процессы также влияют окислительно-восстановительные условия почвы: один пестициды быстрее метаболизируются в анаэробных условиях, другие – в аэробных.

Использование микроорганизмов для направленной детоксикации пестицидов в почве. Эффективных экономических способов разложения пестицидов в биосфере, альтернативных микробиологическому в настоящее время не существует. Однако до сих пор нет ясного представления о том, каковы потенциальные возможности микробов в разложении неприродных соединений, и в каких условиях они проявляются в максимальной степени, а в связи с этим - о рациональных путях использования микроорганизмов для практического решения проблемы.

Проблема деградации пестицидов с помощью микроорганизмов находится на стадии научных изысканий в нескольких направлениях. Одно из них - поиск в природе микроорганизмов, способных к деструкции пестицидов. Большинство исследований, однако, проводится либо со смешанными культурами бактерий, выделенных из почвы, сточных вод или активного ила, либо с неидентифицированными до вида культурами, что исключает возможность воспроизведения экспериментов или создания коллекции чистых культур микроорганизмов-деструкторов. В настоящее время обсуждается вопрос о перспективности искусственного обогащения почв и других сред микробными препаратами, созданными на основе ассоциаций микроорганизмов-деструкторов пестицидов. Важным направлением является селекционная работа, причем отбор микроорганизмов ведут не только путем выявления у них способности использовать пестициды в качестве единственного Источника углерода и энергии, но также путем выявления глубины трансформации. Оказалось, что трансформирующая активность микроорганизмов непосредственно в их среде обитания может быть усилена добавлением в среду легкодоступных источников питания. Потребляя эти соединения, микроорганизмы путем кометаболизма превращают пестициды в нетоксические продукты.

Очень перспективным является экспериментальное получение активных к трансформации пестицидов культур микроорганизмов и внедрение их в загрязненную среду. Способность культур к детоксикации может быть усилена путем их адаптации к пестицидам, а также в результате химического мутагенеза, причем считается, что в этих случаях не обязательно иметь дело с чистыми культурами, а можно работать со смешанной популяцией или даже с активным илом. Интродукция лабораторных культур в природные условия, однако, часто не имеет успеха вследствие плохой приживаемости вносимых микроорганизмов и вытеснения их естественной микробиотой.

Все больше внимания в настоящее время уделяется микроорганизмам, специально генетически «сконструированным», у которых детерминирована способность к синтезу ферментов катаболизма тех или иных пестицидов. Такие генно-инженерные штаммы, внесенные в загрязненную среду, способны целенаправленно и эффективно разрушать ксенобиотики, не испытывая отрицательного влияния с их стороны.

Проблема детоксикации неприродных соединений микробиологическим путем имеет и санитарно-гигиенический аспект. Он состоит в очистке окружающей среды от микроорганизмов, участвующих в детоксикации, так как уменьшение содержания загрязнителя во внешней среде может сопровождаться накоплением этих веществ в микробных клетках с последующей вторичной десорбцией в среду.

Таким образом, управлять процессами разложения пестицидов в почве можно лишь при детальном знании ее свойств и факторов, определяющих эти процессы. Поэтому меры защиты почв от накопления ядохимикатов основываются на детальном изучении свойств почв и поведения токсикантов, их биологической активности, погодно-климатических, агротехнических, геоморфологических условий. Для каждой почвенно-климатической зоны страны должны разрабатываться свои рекомендации по применению и обезвреживанию пестицидов в сельскохозяйственных угодьях с учетом остаточного токсического действия и длительности сохранения их в почве.

Пестициды микробиологического происхождения. В настоящее время все чаще для борьбы с вредителями сельского хозяйства вместо традиционных химических методов или наряду с ними используются биологические методы. Один из них - микробные инсектициды. Известно свыше 1500 штаммов микроорганизмов и их метаболитов, обладающих инсектицидными свойствами. Биологический метод может применяться для уничтожения популяций примерно 100 видов вредных насекомых из 200-400, требующих специального подавления. Выделение и культивирование патагенов насекомых сопровождается меньшими усилиями и экономически более выгодно, чем создание новых пестицидов. Выпускают микробные препараты в форме смачивающихся гранул, порошков, дустов, брикетов, капсул. Наиболее широкое распространение в качестве биологических инсектицидов получили препараты энтомопатогенных бактерий Bacillus thuringiensis, В. рорillае, В. lentimorbus, В. sphaericus, Micrococcus pseudoflaccidifex, Pseudomonas fluorescens. Выделено свыше 1000 штаммов В. thuringiensis, объединенных в 30 групп по серологическим и биохимическим признакам. Для препаратов В. thuringiensis характерна специфичность действия. Патогенность этих бактерий для насекомых связана с образованием их клетками кристаллического токсина. Токсическое действие кристаллов проявляется после их растворения и ферментативного гидролиза в кишечнике насекомых. Кристаллы разных штаммов В. thuringiensis различаются по антигенной структуре. Инсектицидность бактериальных препаратов определяется восприимчивостью данного вида насекомого и его возрастом. Выработки устойчивости у насекомых к бактериальным, препаратам не отмечено. В полевых условиях на эффективность влияют также экологические факторы - температура, инсоляция, влажность. Многочисленными исследованиями доказана безопасность В. thuringiensis для позвоночных животных и человека. Потенциальными агентами борьбы с вредителями сельского хозяйства являются еще более 90 видов бактерий.

Против вредителей растений применяются также грибы; Веаuveria bassiana, Paecilomyces lilacinus, Verticillium chlamydosporium, Erynia spp., вирусы, простейшие.

Некоторые патогены используются либо как единственные агенты биологической борьбы, либо в качестве компонента в интегрированных системах защиты. Производство биопрепаратов составляет в наше время 5-10% от мирового объема производства средств защиты растений.

Повышение устойчивости микробной системы почвы к пестицидам.Существует несколько способов, позволяющих повысить эффективность пестицидов с одновременным снижением их побочной токсичности. Одним из них является сочетание применения пестицидов с другими приемами. Интегрированный метод борьбы с вредными организмами представляет собой комплекс всех возможных способов уничтожения вредителей - агротехнического, биологического, генетического, химического.

Оптимизация агрохимической обработки позволяет применять большее число пестицидов одновременно без отрицательных последствий их побочного действия. Методом инициированного микробного сообщества проанализирована реакция микробной системы почвы полевого опыта по применению различных средств зашиты растений на дополнительное внесение одного из них - гербицида симазина на минеральном и органоминеральном фоне удобрений. В полевом опыте (культура - озимая пшеница) использовали следующие пестициды и их комбинации: гербицид (симазин), гербицид с ретардантом (тур), гербицид с ретардантом и фунгицидом (фундазол). Минеральным фоном служило полное минеральное удобрение N₁₂₀P₅₀K₁₄₀ и органоминеральное - полное минеральное удобрение и навоз. В контрольном варианте определена концентрация симазина, соответствующая границе зоны гомеостатической реакции амилолитического микробного сообщества на этот гербицид. Для минерального фона она оказалась равной 0,25 мг/кг почвы, для органоминерального фона - 0,5 мг/кг почвы. Различный диапазон зоны гомеостаза определяется, по-видимому, различной буферной способностью почв к воздействию гербицидов. В данном случае органоминеральный фон удобрений более благоприятно сказался на буферной способности почвы, чем минеральный.

Внесение симазина в указанной дозе следующим образом сказалось на организации амилолитических микробных сообществ вариантов полевого опыта. В контрольной почве без пестицидов присутствовавший в исходном сообществе доминант Penicillium funiculosum после внесения симазина сменился на Моniliа geophila и Chaetomium sp. В образце почвы с гербицидом доминант исходного сообщества Chaetomium sp. после дополнительного внесения симазина исчез, а в доминанты вышли Gymnoascus sp. и Monocillium sp. Не произошло изменений доминантного состава после дополнительного внесения симазина в вариантах полевого опыта с комбинацией гербицида, ретардрнта и с комбинацией гербицида, ретарданта и фунгицида. В первом случае доминантами до и после дополнительного внесения симазина были Chaetomium sp., Gymnoascus sp: и Mycogone nigra; во втором – Chaetomium sp. и Gymnoascus sp.

Аналогичным образом было проанализировано влияние дополнительного внесения симазина на организацию амилолитического микробного сообщества почвы полевого опыта органоминеральной системы удобрений. Доза вносимого гербицида - 1,0 мг/кг. Изменения доминантного состава после внесения симазина произошли в вариантах полевого опыта без пестицидов, с одним гербицидом и с комбинацией гербицида и ретарданта. В первом случае исходный доминант Gymnoascus sp. сменился на Chaetomium sp.; во втором - из исходного сообщества исчез доминант Gymnoascus sp., сменившиися Chaetomium sp. и Mycogone nigra; в третьем случае доминанты исходного сообщества Gymnoascus sp., Chaetomium sp. и Mycogone nigra сменились на Monocillium sp. Изменений доминантного состава не произошло в варианте с комбинацией гербицида, ретарданта и фунгицида - в качестве доминантов до и после внесения симазина в сообществах присутствовали Gymnoascus sр и Chaetomium sp.

Таким образом, реакция амилолитического микробного сообщества на дополнительное внесение симазина различается в вариантах полевого опыта минеральной и органоминеральной систем удобрений. Внесение симазина в концентрациях, равных удвоенному диапазону зоны гомеостаза, существенно изменило доминантный состав сообществ в контрольном варианте, в варианте с гербицидом на минеральном и органоминеральном фонах и в варианте с гербицидом и ретардантом на органоминеральном фоне. Такая реакция на дополнительное внесение симазина характеризует эти варианты низким уровнем загрязнения гербицидом. Во всех остальных вариантах смены доминантов в сообществах не произошло, что говорит о среднем уровне загрязнения симазином. Анализ полевого опыта показывает, что оптимальной агрохимической комбинацией для данного сельскохозяйственного угодья является совместное применение гербицида и ретарданта на органоминеральном фоне. Использование минерального фона в этом варианте, а также одновременное применение гербицида, ретарданта и фунгицида как на минеральном, так и на органоминеральном фонах нецелесообразно с точки зрения побочного действия симазина.