آنتی‌بیوتیک‌های دام و طیور، انتشار در محیط زیست و تاثیر آن بر سلامت خاک، گیاه و انسان

مقاله مستخرج از پایان ­نامه

فصلنامه انسان و محیط زیست، شماره 60، بهار 1401، صص 37-61

آنتی­بیوتیک­های دام و طیور، انتشار در محیط زیست و تاثیر آن بر سلامت خاک، گیاه و انسان

مهسا محمدزاده[1]

 فروزان قاسمیان رودسری[2]

 اکبر حسنی[3]^*

Akbar.Hassani@znu.ac.ir

 عباسعلی زمانی^[4]

تاریخ دریافت: 28/01/97                                                                                      تاریخ پذیرش: 19/04/97

چکیده

زمینه و هدف: آنتی­بیوتیک­های حوزه دام و طیور به­طور گسترده­ای در ایران و سایر نقاط جهان برای مقابله با بیماری­های دام و طیور و به دلیل افزایش تقاضا برای گوشت و لبنیات در جامعه مورد استفاده قرار می­گیرند. بخش عمده­ی این آنتی­بیوتیک­ها توسط ادرار و مدفوع دام و طیور دفع شده و این فضولات به عنوان کود دامی توسط کشاورزان در مزراع و باغات استفاده می­شوند. این روند، نگرانی­هایی را در مورد انتشار آنتی­بیوتیک­ها در محیط زیست ایجاد نموده است. افزایش غلظت این ترکیبات در محیط­های کشاورزی ممکن است منجر به بروز باکتری­ها و ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک شود و در نهایت روی سلامت خاک، گیاه و انسان تاثیرگذار باشد.

روش بررسی: در این مقاله به طور خلاصه مقدار مصرف آنتی­بیوتیک در جهان و ایران، راه­های انتشار آن در محیط زیست توسط کودهای دام و طیور، تاثیر آن بر جامعه میکروبی خاک، تجمع آنتی­بیوتیک­ها در اندام­های خوراکی گیاهان و تاثیر آن بر سلامت جوامع انسانی مورد بررسی قرار گرفته است. همچنین تاثیر کمپوست نمودن کودهای دام و طیور قبل از ورود آن به مزراع و باغات به عنوان یک راهکار نسبتاً مناسب برای جلوگیری از ورود این ترکیبات به خاک نیز مورد بررسی قرار گرفته است. در نهایت شکاف­های تحقیقاتی موجود و پیشنهاداتی جهت فهم دقیق­تر این موضوع در کشور ایران بیان شده است.

یافته­ها: اغلب آنتی­بیوتیک­های دامی که به زمین­های کشاورزی اضافه می­شوند، توسط ریشه گیاهان قابل جذب هستند. این موضوع منجر به تجمع زیستی آنها در بافت­های گیاهی و ایجاد سمیت برای گیاهان می­شود. نوع تیمارهایی که قبل از ورود کود دامی به مزرعه انجام می­شود، تعیین کننده غلظت نهایی آنتی­بیوتیک وارد شده به محیط زیست می­باشد.

بحث و نتیجه­گیری: شکاف­های تحقیقاتی قابل توجهی در زمین انتشار آنتی بیوتیکها در محیط زیست وجود دارد. در کشور ایران باید غلظت انواع آنتی­بیوتیک­ها در کود دامی و طیور و همچنین سرنوشت آنها در خاک، گیاه و انسان مورد بررسی قرار گیرد.

کلمات کلیدی: آنتی­بیوتیک­های دام و طیور، خاک کشاورزی، کود حیوانی، مقاومت آنتی­بیوتیکی

Human and Environment, No. 60, Spring 2022, pp. 37-61

Veterinary Antibiotics, Release in the Environment and its Impact on Soil, Plant and Human Health

Mahsa Mohammadzadeh[5]

 Forouzan Ghasemian Roudsari[6]

 Akbar Hassani[7]*

Akbar.Hassani@znu.ac.ir

 Abbasali Zamani[8]

Abstract

Background and Objective: Veterinary Antibiotics are widely used in Iran and elsewhere in the world to deal with livestock and poultry diseases, due to increased demand for meat and dairy products in the community. Most of these antibiotics are excreted in the urine and feces of livestock and poultry and these excrements are used as manure by farmers in fields and gardens. This issue has raised concerns about the release of antibiotics in the environment. Increasing the concentration of these compounds in agricultural environments may lead to antibiotic-resistant bacteria and genes, and ultimately affect the health of soil, plant, and humans.

Method: In this article, a brief overview of the use of antibiotics in the world and Iran, ways to release it in the environment by livestock and poultry manure, its effect on the microbial community of the soil, the accumulation of antibiotics in the edible parts of plants and its impact on the health of human has been studied. Also, the effect of composting livestock and poultry manure before entering the fields and gardens as a suitable strategy to prevent the occurrence of these compounds into the soil has also been studied. Finally, existing research gaps and suggestions for a more accurate understanding of this issue in Iran has been declared.

Findings: Most Veterinary antibiotics added to agricultural land are absorbed by plant roots. This leads to their bioaccumulation in plant tissues and toxicity to plants. The type of treatments performed before the introduction of livestock manure into the field determines the final concentration of antibiotics introduced into the environment.

Discussion and Conclusions: There are significant research gaps in the release of antibiotics into the environment. In Iran, the concentration of various antibiotics in manure and poultry as well as their fate in soil, plants and humans should be investigated.

Key words: Veterinary antibiotics (VAs), Agricultural soil, Manure fertilizer, Antibiotic resistance.

مقدمه

آنتی­بیوتیک­ها از جمله داروهایی هستند که در علوم پزشکی دام و طیور جدید بیشترین تجویز را دارند. تاثیر آنتی­بیوتیک­ها در درمان بیماری­های عفونی بیشترین کاربرد را یافته است .آنتی بیوتیک­ها با کشتن و آسیب رساندن به باکتری­ها بیماری­های دام و طیور را بهبود می­بخشند. امروزه بیش از یکصد نوع آنتی­بیوتیک وجود دارد که برای درمان بیماری­های خفیف تا عفونت­های شدید مورد استفاده قرار می­گیرد (1).

آنتی‌بیوتیک­ها به­طور گسترده­ای در دامداری­ها برای پیشگیری از بیماری­ها و افزایش رشد مورد استفاده قرار می­گیرند. این آنتی‌بیوتیک­ها به عنوان مکمل غذایی برای بهبود رشد به جیره­ی دام­ها اضافه می­شوند (2). با وجود ممنوعیت استفاده از آنتی بیوتیک­ها در جیره­ی غذایی برای افزایش رشد در کشورهای عضو اتحادیه اروپا از سال 1998، هم‌چنان این مواد  در کشورهای دیگری مانند کانادا، ایالات متحده، کره جنوبی و ایران استفاده می­شود (2). قسمت عمده­ای از آنتی­بیوتیک­هایی مورد استفاده در دامداری­ها از طریق ادرار و مدفوع دام­ها خارج می­شود و مقدار قابل توجهی از آن‌ها همراه با ادرار و مدفوع طی چند روز پس از مصرف دفع می­شود (2). درکنار ورود آنتی­بیوتیک­های حوزه­ی دامپزشکی به محیط زیست، بخش زیادی از این مواد به دست عوامل انسانی وارد محیط زیست می­شوند (2). قسمت عمده آزادسازی این آنتی­بیوتیک­ها به دلیل کاربرد کودهای دامی به شکل تازه یا کمپوست شده در زمین­های کشاورزی می­باشد. استفاده از این فضولات حیوانی در خاک­ها به­عنوان کودهای آلی ممکن است سبب آلودگی محیط زیستی شود (2). به طور کلی هدف از این مطالعه بررسی آنتی­بیوتیک­های حوزه دام و طیور، میزان مصرف آنها در ایران و جهان، انتشار آنها در محیط زیست و مخاطرات آن برای خاک، گیاهان و انسان­ها می­باشد.

معرفی آنتی­بیوتیک­ها

برخی از آنتی­بیوتیک­ها در حقیقت ترکیبات شیمیایی هستند که از میکروارگانیسم­هایی مانند قارچ­ها و باکتری­ها گرفته می‌شوند و از ادامه زندگی سلول­های یوکاریوت یا پروکاریوت جلوگیری نموده و یا مانع تکثیر آنها می‌شوند. اجزای سازنده آنتی­بیوتیک­ها بسته به عملکردشان متفاوت است. بیشتر آنتی­بیوتیک­ها روی هر دو نوع سلول پروکاریوت و یوکاریوت اثر می‌کنند و به­همین دلیل نمی­توان همه آنها را از نظر درمانی برای دام مورد استفاده قرار داد. امروزه با پیشرفت شیمی پزشکی بیشتر آنتی‌بیوتیک­ها از تغییرات مولکولی بر روی آنتی‌بیوتیک­های طبیعی تهیه می­شوند (2). دسته­بندی انواع مختلف آنتی­بیوتیک­ها معمولاً بر اساس نوع مکانیسم تاثیر آنها بر سلول­ها و یا طیف اثرگذاری آن انجام می­شود. آنتی­بیوتیک­های وسیع­طیف معمولاً بر روی طیف گسترده­ای از باکتری­ها تاثیرگذار هستند مانند تتراسایکلین که در مقابل باکتری­های گرم منفی، کلامیدیا، مایکوپلاسما و ریکتزیاها موثر است. آنتی­بیوتیک­های با طیف محدود آنهایی هستند که فقط در مقابل یک میکرو ارگانیسم یا طیف بسیار محدودی از میکروارگانیسم ها فعّال می­باشند؛ مانند ونکومایسین که عمدتاً در مقابل کوکسی­های گرم مثبت مانند استافیلوکوک­ها و انتروکوک­ها مورد استفاده قرار می­گیرند (2).

 از نظر نوع اثر بر حیات سلول­ها نیز دو دسته آنتی­بیوتیک وجود دارد. دسته اول آنتی­بیوتیک­های باکتریوسید می­باشند که میکروارگانیسم­های هدف را می­کشند و کلیه علائم حیاتی آنها را از بین می­برند و دسته دوم با نام باکتریواستاتیک شناخته می­شوند که میکروارگانیسم­ها را نمی­کشند اما باعث توقف رشد و تکثیر آنها می­شوند (3). همچنین با توجه به تاثیر آنتی­بیوتیک بر اجزای مختلف سلولی نوعی تقسیم­بندی دیگر به شکل زیر نیز وجود دارد (4):

1- جلوگیری از ساخت دیواره سلولی: این آنتی­بیوتیک­ها در آخرین مرحله از ساخت دیواره سلولی مانع ساخت دیواره می­شوند. از آنتی­بیوتیک­های این دسته می­توان به پنی­سیلین­ها، سفالوسپورین­ها، ایمی­پنم، وانکومایسین، سیکلوسپورین و باسیتراسین اشاره نمود.

2- مهار پروتئین­سازی: این آنتی­بیوتیک­ها با اتصال به ریبوزوم مانع تشکیل انواع پروتئین­ها می­شوند. از این دسته می­توان به کلرامفنیکل، ماکرولیدها، کلیندامایسین، تتراسایکلین، آمینوگلیکوزیدها اشاره نمود.

3- جلوگیری از ساخت اسیدهای نوکلئیک: سنتز اسیدهای نوکلئیک وابسته به اسید فولیک است و بسیاری از میکروارگانیسم­ها قادر به ساخت این ماده هستند. سولفانامیدها ساخت فولات را در باکتری­ها مهار می­کنند. تری متوپریم، کینولون‌ها، فلوروکینولون‌ها و ریفامپین نیز در این دسته قرار دارند.

4- تغییر در عملکرد غشاء سلولی: این آنتی­بیوتیک­ها در نفوذپذیری غشای سلولی اختلال ایجاد نموده و منجر به تخریب سلول می­شوند. از این دسته می­توان به  پلی­میکسین، آمفوتریسین B، نیستاتین، کتوکونازول اشاره نمود.

5- سایر مکانیسم‌ها: این آنتی­بیوتیک­ها با تاثیر روی سایر اجزای سلولی موجب تخریب و یا مهار رشد و تکثیر سلول می­شوند که از این دسته می­توان ایزونیازید، ترونیدازول، اتامبوتول، پیرازینامید، گریزوفولوین و پنتامیدین را نام برد.

مصرف آنتی­بیوتیک­ها در ایران و جهان

افزایش جمعیت در سال­های اخیر در دنیا موجب افزایش تقاضا برای گوشت و محصولات دامی شده است و پیش­بینی می­شود این تقاضا تا 30 سال آینده نیز روند رو به رشد داشته باشد. بر اساس گزارشات سازمان جهانی غذا و کشاورزی، مصرف گوشت و لبنیات در سال 2015 به ترتیب 73  و 58 درصد نسبت به سال 2011 افزایش داشته است. سهم عمده این تقاضا نیز به کشورهای آفریقایی و آسیایی مربوط می­شود چرا که افزایش سطح درآمدی در این کشورها منجر به مصرف بیشتر گوشت و لبنیات در آنها شده است (5). این افزایش تقاضا در نهایت منجر به افزایش مصرف آنتی­بیوتیک­ها می­شود. میزان تولید کل آنتی­بیوتیک­ها در دنیا نزدیک به صد هزار تن در سال است که از این مقدار، مصرف جهانی آنتی­بیوتیک در حوزه دام و طیور در سال 2010 حدود 63200 تن در سال تخمین زده شد که نشان می­دهد حدود دو سوم آنتی­بیوتیک تولید شده در دنیا در حوزه دام و طیور استفاده می­شود (6).

وزارت جهاد کشاورزی، وزارت بهداشت و درمان، کمیته­های تخصصی و سایر مراکز تحقیقاتی در سطح کشور آمار و ارقام مختلفی را در مورد میزان مصرف انواع مختلف آنتی­بیوتیک­ها ارائه کرده و به­نحوی در مورد منطقی بودن یا نبودن تجویز و مصرف این دسته از داروها و عواقب ناشی از مصرف نابجای آنها اظهار نظر می‌کنند. ورود انواع جدید و یا قدیمی آنتی­بیوتیک­ها با دوزها و فرمولاسیون­های مختلف به بازار دارویی کشور از یک سو و نبود یک واحد مصرف مشترک در بین مطالعات انجام شده باعث می‌شود تا نتوان در مورد میزان کلی مصرف این دسته از داروها به­سادگی اظهار نظر کرد. همچنین گاهی اوقات میزان بالای مصرف برخی از آنتی­بیوتیک­ها در یک دوره زمانی تداعی‌گر مصرف بالای آنهاست در صورتی که با تغییر معیار سنجش نتایج متفاوت مشاهده می‌شود. تجویز غیرمنطقی و یا مصرف بی­رویه این­گونه داروها علاوه بر نسبت مستقیم با بروز مقاومت­های میکروبی (7)، می‌تواند باعث اتلاف بخش قابل توجهی از منابع مالی شود. بر اساس آمار واردات اتاق بازرگانی، صنایع، معادن و کشاورزی وزارت امور اقتصاد و دارایی، در سال 1395 بیش از 389 تن داروهای محتوی آنتی­بیوتیک مخصوص طیور و بیش از 203 تن داروی محتوی آنتی­بیوتیک مخصوص سایر دام­ها وارد کشور شده است. همچنین در سال 1396 بیش از 400 تن داروهای محتوی آنتی­بیوتیک مخصوص طیور و بیش از 161 تن داروی محتوی آنتی­بیوتیک مخصوص سایر دام­ها وارد کشور شده است. به طور میانگین در دو سال اخیر 576 تن در سال داروی محتوی آنتی­بیوتیک وارد کشور شده است و تمام این مقدار آنتی بیوتیک به مرور زمان وارد محیط زیست خواهد شد.

انتشار در محیط زیست

شرکت­های متعددی در دنیا به تولید انواع مختلف آنتی­بیوتیک می­پردازند که فاضلاب آنها محتوی بقایای آنتی­بیوتیکی می­باشد و ورود این فاضلاب به محیط زیست موجب انتشار آن می­شود. با این وجود، اغلب آنتی­بیوتیک­ها و داروها پس از استفاده توسط انسان­ها و یا دام­ها وارد محیط زیست می­شوند (8). زمانی که یک آنتی­بیوتیک

توسط موجود زنده مصرف می­شود، تقریبا تمام آن آنتی­بیوتیک پس از مدتی به شکل دست نخورده و یا با تغییر جزئی در ترکیب شیمیایی از طریق ادرار و مدفوع موجود زنده دفع می­شود. آنتی­بیوتیک­های دفع شده از طریق انسان­ها از طریق فاضلاب شهری وارد محیط زیست می­شوند. آنتی­بیوتیک­های حوزه­ی دام و طیور نیز ممکن است به طور طبیعی وارد محیط زیست شوند ولی اغلب این آنتی­بیوتیک­ها به دست عوامل انسانی و به شکل کودهای دامی وارد محیط زیست می­شوند. قسمت عمده آزاد­سازی این آنتی­بیوتیک­ها به دلیل کاربرد کودهای دامی به شکل تازه یا کمپوست شده در زمین­های کشاورزی می­باشد.

نرخ دفع و غلظت آنتی­بیوتیک­ها در کود حیوانی 

از آن جایی که ترکیبات آنتی­بیوتیکی از نظر تحرک در بدن دام­ها بهینه نمی­باشند؛ اغلب آنتی­بیوتیک­های مورد استفاده به مقدار کمی در سیستم گوارشی دام­ها جذب می­شود (9) و مقدار قابل توجهی از آن همراه با ادرار و مدفوع طی چند روز پس از مصرف دفع می­شود (10). تتراسایکلین که به صورت خوراکی مصرف می­شود به سرعت توسط فضولات دفع می­شود. به طور کلی در بیشتر دام­ها بیش از 70 درصد از مواد تشکیل­دهنده آنتی­بیوتیک­ها طی دو روز پس از مصرف در فضولات دفع می­شود (11) آنتی­بیوتیک­های دامپزشکی اغلب در کودهای دام و طیور یافت می­شو­ند که شامل فلوروکوئینولون­های محتوی انروفلوکساسین و سیپروفلوکساسین، تتراسایکلین، تایلوزین، سولفامتازین، آمبرولیوم، منزین، ویرجینیامیسین، پنی­سیلین و نیکاربازین می­باشد (12). سیپروفلوکساسین بیش از 50 درصد (13)، انروفلوکساسین 74 درصد (14)، تتراسایکلین بین 65-75 درصد سولفامتازین (smz) 90 درصد و تایلوزین (Twl) بین 21-100 درصد در کود مرغی
نرخ دفع دارند (15).

با توجه به نوع آنتی­بیوتیک مواد دفع شده علاوه بر ترکیبات اولیه آنتی­بیوتیکی ممکن است شامل متابولیت­های فعال و غیرفعال آنها باشد (10). در پژوهشی تیله برون (2003) گزارش نمود که قسمت عمده آنتی­بیوتیک­ها به صورت مواد اولیه تشکیل دهنده آنها می­باشد اما برخی از متابولیت­ها نیز ممکن است دفع شوند که به طور طبیعی فعال می­باشند. حتی اگر متابولیت­های آنتی­بیوتیکی فعال نیز نباشند، به طور بالقوه پس از دفع می­توانند به مواد تشکیل دهنده­ی اولیه خود تبدیل شوند (15)؛ به عنوان مثال ترکیب گلوکرونید از اِن چهار استیلانتدسولفامتازین به عنوان یک متابولیت از آنتی­بیوتیک سولفامتازین از خوک دفع می­شود و سپس این ترکیب در کود مایع آن دوباره به مواد تشکیل دهنده اولیه تبدیل می­شود (16). آنتی­بیوتیک سولفامتازین پس از مصرف توسط دام­ها در کبد به ترکیبات قندی متصل شده و غیرفعال می­شود ولی پس از دفع، میکروارگانیسم­ها ترکیبات قندی را به سرعت تجزیه نموده و آنتی­بیوتیک آزاد می­شود (17).

مطالعات انجام شده در مورد غلظت آنتی­بیوتیک­ها در انواع کودهای حیوانی نشان می­دهد که غلظت نهایی این آنتی­بیوتیک­ها به مقدار کل آنتی­بیوتیک اضافه شده به جیره دام و نرخ دفع آن بستگی دارد. در گذشته غلظت آنتی­بیوتیک مصرفی پایین بوده است اما با گذشت زمان به دلیل ایجاد مقاومت آنتی­بیوتیکی، غلظت مصرفی آنها نیز بالاتر رفته است؛ به عنوان مثال در دهه 1950 غلظت 1 تا 5 میلی­گرم بر کیلوگرم از تتراسایکلین استفاده می­شد اما اکنون به غلظت بین 50 تا 200 میلی­گرم بر کیلوگرم نیاز است (18). غلظت انواع مختلف آنتی­بیوتیک در برخی کودهای دامی و طیور در جدول 1 دیده می­شود.

جدول1- غلظت انواع مختلف آنتی­بیوتیک در برخی کودهای دامی و طیور

Table 1- Concentrations of different types of antibiotics in some livestock and poultry manures

تجزیه آنتی­بیوتیک­ها طی فرایند کمپوست شدن

فرایند کمپوست نمودن کودهای حیوانی راهکاری مناسب برای آزاد­سازی عناصر غذایی موجود در کودها، کاهش عوامل بیماری­زا و کاهش بوی نامطبوع کودهای حیوانی می­باشد. نوع تیمارهایی که قبل از ورود کود دامی به مزرعه انجام می­شود، تعیین کننده غلظت نهایی آنتی­بیوتیک وارد شده به محیط زیست می­باشد. مطالعات گسترده­ای نشان داده است که کمپوست نمودن کود دامی و هضم هوازی و یا بی­هوازی آن به­طور معنی­داری غلظت آنتی­بیوتیک­ها را در فضولات دامی کاهش می­دهد (28-31). نرخ تجزیه آنتی­بیوتیک­ها در طی زمان تجزیه به نوع آنتی­بیوتیک، نوع کود دامی و شرایط تجزیه بستگی دارد. در یک پژوهش تجزیه انروفلوکساسین تولید شده با کربن 14 (¹⁴CO₂) در تیمار بی­هوازی کود گاوی به مدت 64 روز مورد بررسی قرار گرفت. نتایج نشان داد که در پایان دوره بین 54 تا 78 درصد از انروفلوکساسین کاهش یافت و فقط مقدار ناچیزی گاز کربنیک محتوی کربن 14 تولید شد که بر این مبنا نیمه­عمر انروفلوکساسین بین 142 تا 468 روز محاسبه شد (32). در پژوهش مشابه دیگری روند تجزیه کود گاوی به مدت 210 روز طول کشید و در پایان فقط بین 11 تا 15 درصد از انروفلوکساسین در کود گاوی باقی مانده بود که نشان­دهنده نیمه عمر 84 روز برای انروفلوکساسین بود. در آن پژوهش گزارش شد که در پایان زمان تجزیه حدود 18 درصد از انروفلوکساسین به شکل ¹⁴CO₂ آزاد شد و باقیمانده آن در داخل بقایای تجزیه شده به شکل متابولیت­های انروفلوکساسین وجود داشت (33). در تحقیق دیگری انروفلوکساسین در یک مرغداری به مدت 5 روز و با دوز 10 میلی­گرم بر کیلوگرم مورد استفاده قرار گرفت و در پایان، کود مرغی تولید شده به مدت 63 روز به صورت پشته در فضای باز نگهداری شد. غظت اولیه انروفلوکساسین و سیپروفلوکساسین در این کود به ترتیب 22 و 8/1 میلی­گرم بر کیلوگرم بود و پس از 663 روز ماندن در پشته­ها فقط 1/27 درصد از آن باقی مانده بود (34). در یک پژوهش انجام  شده توسط پیرینی و همکاران (2004) فاضلاب مزارع پرورش خوک به مدت 8 ماه در یک حوضچه باقی ماند و در پایان مقدار انروفلوکساسین در آن به کمتر از حد تشخیص (6/0 میکروگرم بر لیتر) رسید که نشان می­دهد با ایجاد شرایط مناسب برای تجزیه بیولوژیکی می­توان از ورود آنتی­بیوتیک به خاک و محیط زیست جلوگیری نمود (35). در پژوهشی دیگر تجزیه انروفلوکساسین در کود مرغی در شرایط کنترل شده آزمایشگاهی به دو روش هوازی و بی­هوازی نشان داد که تجزیه انروفلوکساسین در شرایط هوازی و تاریکی (عدم تابش نور) بیشتر از شرایط بی­هوازی و تابش نور است. آن محققان نیمه عمر انروفلوکساسین در بهترین شرایط تجزیه­ای را 1/59 روز به­دست آوردند (29).

کمپوست نمودن کود دامی به­طور معنی­داری غلظت سایر آنتی­بیوتیک­ها را نیز در فضولات کاهش می­دهد. غلظت اوکسی­تتراسایکلین در مدفوع دامی در روز دهم، در کود کمپوست شده در روز سی­ام و در خاک پس از 140 روز به ترتیب 54، 3/6 و کمتر از 23/0 درصد نسبت به تیمار شاهد بود (36) که نشان می­دهد طی فرایند کمپوست شدن مقدار قابل ملاحظه­ای از آنتی­بیوتیک­ها تجزیه می­شوند. در پژوهشی کولز و همکاران (2005) گزارش نمودند که بین 65 تا 85 درصد از تایلوزین در کود دامی طی 24 ساعت شرایط بی­هوازی تجزیه شد و در شرایط هوازی در طی 12 ساعت تمام آن تجزیه شد (37). از آنجایی که تایلوزین بار مثبت دارد با کاتیون­های فلزی تشکیل کمپلکس نمی­دهد اما با بارهای منفی موجود در مواد آلی کود دامی پیوندهای مستحکمی برقرار می­کند (38). بائو و همکاران (2009) گزارش نمودند که بیش از 92 درصد کلروتتراسایکلین (Ctc) موجود در کود مرغی با تیمار هوازی در رطوبت 60 درصد در طی 45 روز حذف شد (28).  دالیور و همکاران (2008) کود مرغی را به مدت 10روز و در دمای 60 درجه سلسیوس تیمار نموده و گزارش کردند که 99 درصد کلروتتراسایکلین، 76 درصد تایلوزین از کود مرغی حذف شدند ولی غلظت سولفامتازین تغییری نداشت (39). همچنین آریکان و همکاران (2009) گزارش نمودند که تیمار کود گاوی در دمای 35 درجه سلسیوس و شرایط بی­هوازی به مدت 33 روز منجر به کاهش 75 درصدی غلظت کلروتتراسایکلین در کود مرغی می­شود (40). گائو و همکاران (2018) گزارش نمودند که کمپوست کردن کود گاوی به روش هوازی، ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک و انتشار مقاومت را در مزارع کشاورزی کاهش می­دهد (41). یانگ و همکاران (2018) نیز تجزیه پنج نوع فلورکوئینولون شامل سیپروفلوکساسین، انروفلوکساسین، لومیفلوکساسین، نوروفلوکساسین و سارافلکوساسین در کود مرغی را بررسی نموده و گزارش کردند که بین 45 تا 75 درصد از این ترکیبات طی 42 روز تجزیه شد (42).

به­طور کلی نرخ تجزیه آنتی­بیوتیک­ها در طی فرایند کمپوست شدن بسته به نوع آنتی­بیوتیک، نوع کود دامی و شرایط کمپوست شدن متفاوت است. در بین سه نوع کود خوکی، کود گاوی، و کود مرغی غلظت کلروتتراسایکلین در کود خوکی کمتر از دو مورد دیگر طی فرایند کمپوست­سازی تحت تاثیر قرار گرفت، اگر چه دمای محیط و زمان کمپوست شدن بیشترین عامل موثر در این زمینه بود. به نظر می­رسد حذف آنتی­بیوتیک­ها در برخی موارد بیشتر تحت تاثیر فرایندهای غیر زنده مانند جذب سطحی قرار می­گیرد تا فرایندهای زنده (10). تتراسایکلین معمولاً به اجزای کود دامی متصل می­شود و این به کاتیون­های دو ظرفیتی موجود در کود دامی مرتبط می­باشد (43) اگرچه توانایی کلات شدن کلروتتراسایکلین با ترکیبات آلی موجود در کود دامی نیز در این مورد موثر است (44). همچنین گفته می­شود که در طی فرایند کمپوست شدن مکان­های جذب سطحی بیشتری برای آنتی­بیوتیک ایجاد می­شود (45) و در نتیجه غلظت­های قابل عصاره­گیری آنتی­بیوتیک­ها و متابولیت­های آنها با گذشت زمان در فرایند کمپوست شدن کاهش می­یابد (40). کاهش نرخ رشد مشابه کلروتتراسایکین در کود گاوی استریل شده و غیراستریل نشان می­دهد که حذف این آنتی­بیوتیک بیشتر به فرایند­های وابسته به دما و غیرزنده بستگی دارد (40). همچنین شمارش جمعیت­های میکروبی نشان داد که بعد از کمپوست کردن کود دامی آغشته به کلروتتراسایکلین، جمعیت ارگانیسم­های مقاوم به کلروتتراسایکلین کاهش می­یابد و این بیانگر آن است که کلروتتراسایکلین غیرقابل عصاره­گیری موجود در کمپوست، از نظر زیستی غیر­فعال است (40). مطالعات انجام شده در مورد حذف یا تبدیل غیرزیستی نشان می­دهد که حداقل قسمتی از تجزیه کلروتتراسایکلین و یا اوکسی­تتراسایکلین در طی فرایند کمپوست شدن یا انباشت کودهای دامی به واسطه فرایندهای غیرزیستی می­باشد (46).

بر خلاف این گزارشات، سلنا و همکاران (2016) کود مرغی را در شرایط هوازی و بی هوازی در آزمایشگاه به مدت 10 روز در دو حالت استریل و غیر استریل تجزیه نموده و گزارش کردند که در شرایط غیر استریل کمتر از 45 درصد از انروفلوکساسین در کود باقی مانده بود اما در شرایط استریل بیش از 80 درصد آن در کود تجزیه نشده بود و این نشان می­دهد که حداقل در مورد انروفلوکساسین فرایندهای زیستی نقش عمده­ای در تجزیه آن دارند (29). از نظر وابستگی به دما نیز در پژوهشی گاوالچین و کاتز (1994) نشان دادند که 44، 88 و 100 درصد از کلروتتراسایکلین موجود در مخلوط خاک و کود مرغی به ترتیب در دمای 30، 20 و 4 درجه سلسیوس به مدت 40 روز در بستر باقی مانده و حذف نشدند و این موضوع نیز نشان می­دهد زمانی که دمای بستر برای فعالیت میکراورگانیسم­های هتروتروف بهینه باشد، تجزیه آنتی­بیوتیک نیز بیشتر می­شود (47).

با توجه به اطلاعات موجود، فرایند مناسب کمپوست­سازی کودهای حیوانی به طرز قابل ملاحظه­ای تاثیر آنتی­بیوتیک­ها را در محیط زیست کاهش می­دهد و می­توان از آنها در خاک به عنوان کود آلی استفاده نمود. اگرچه سرنوشت نهایی بقایای آنتی­بیوتیکی در کمپوست، در خاک تعیین می­شود زیرا حتی اگر فرض شود که تمام آنتی­بیوتیک در فرایند کمپوست شدن در کود دام و طیور غیر­فعال شده باشد ممکن است به طور بالقوه در خاک دوباره فعال شود.

آنتی­بیوتیک­ها در خاک 

مزارع کشاورزی مکان مناسبی برای کاربرد کودهای دام و طیور می­باشد. اگرچه ورود بی­رویه این کودها به مزارع و عدم اعمال پیش­تیمار در آنها در نهایت منجر به تجمع آنتی­بیوتیک­ها در خاک­ها می­شود. در کشور چین سالانه بیش از سه میلیارد تن کود حیوانی تولید می­شود که از این مقدار فقط 11 درصد از آن قبل از ورود به مزرعه پیش­تیمار می­شود (1). پس از ورود این آنتی­بیوتیک­ها به خاک، برخی فرایندهای وابسته به یکدیگر مانند تجزیه بیولوژیکی (48)، جذب سطحی (49)، انتقال (آبشویی یا رواناب) (50) و جذب توسط گیاهان (51-53) رخ می­دهد. این مواد فعال در لایه بالایی خاک ممکن است در خاک تجمع یابند و یا توسط ریشه گیاهان جذب شوند و یا اینکه همراه با رواناب سطحی شسته شده و به منطقه دیگری منتقل شوند که همه این فرایندها توسط گیاهان، میکروارگانیسم­های خاک، فعالیت­های انسانی و مقدار رواناب سطحی تحت تاثیر قرار می­گیرند و در نهایت تاثیر آنتی­بیوتیک­ها بر محیط زیست را مشخص می­نمایند.

تجمع آنتی­بیوتیک­ها در خاک 

خاک زیستگاه بومی بسیاری از میکروارگانیسم­های تولید کننده آنتی­بیوتیک می­باشد (54). تاپ (1981) مشخص نمود که کمتر از نیمی از اکتینوباکترهای استخراج شده از خاک قادر به تولید آنتی­بیوتیک می­باشند (55)؛ در برخی پژوهش­ها نیز غلظت آنتی­بیوتیک­ها در ریزوسفر تا 5 میکروگرم بر کیلوگرم خاک گزارش شده است (56).

غلظت آنتی­بیوتیک­ها در خاک بر اثر اضافه کردن کود دامی تازه و یا کمپوست شده و همچنین آبیاری با فاضلاب آلوده به آنتی­بیوتیک افزایش می­یابد تا جایی­که غلظت آن ممکن است به چند میلی­گرم بر کیلوگرم نیز برسد (9). در پژوهشی مشخص شد که کاربرد 50 متر مکعب کود دامی در یک هکتار خاک منجر به اضافه شدن 387 گرم کلروتتراسایکلین و 202 گرم تایلوزین به یک هکتار خاک می­شود (57, 58). دلی­گرو و همکاران (2003) گزارش نمودند که اضافه کردن 96 تن کود دامی در هکتار به طور متوسط غلظت اوکسی­تتراسایکلین را در خاک تا عمق 45 سانتی متری تا 12 میکرو­گرم برگرم خاک افزایش می­دهد (36). همچنین تخمین زده می­شود که غلظت آنتی­بیوتیک­های خانواده تتراسایکلین در خاک­های کشاورزی بین 490 تا 900 میکروگرم بر کیلوگرم خاک و غلظت ماکرولید­ها بین 13 تا 67 میلی­گرم بر گرم خاک باشد (15).

در برخی از کشورها غلظت آنتی­بیوتیک­ها در خاک اندازه­گیری شده است (جدول2). برخی آنتی­بیوتیک­ها مانند تتراسایکلین بیش از یک سال در خاک باقی می­مانند (59) و طی گذشت 180 روز فقط به مقدار جزئی مورد تجزیه بیولوژیکی قرار می­گیرند (24). هامسکر و همکاران (2002) غلظت تتراسایکلین را تا 3/0 گرم بر کیلوگرم در خاک­های اراضی کشاورزی غنی شده با کود دامی مایع گزارش نمودند. در گزارش دیگری غلظت کلروتتراسایکلین در سطح 10 سانتیمتری خاک در هشت مزرعه، دو روز پس از اضافه کردن کود دامی مایع برابر با 5/9 میکروگرم بر کیلوگرم خاک به دست آمد (60). در پژوهش­های انجام شده در چین مشخص شد که بیش از 88 درصد خاک­های کشاورزی که با کود دامی حاصلخیز می­شوند محتوی آنتی­بیوتیک­های خانواده تتراسایکلین هستند که مقدار آنها تا 38 برابر بیش از مقدار آن در خاک­هایی است که به آنها کود دامی داده نشده است (61-63). در پژوهش دیگری که در استرالیا انجام شد؛ غلظت انروفلوکساسین و سیپروفلوکساسین در خاک­ها تا حداکثر 37/0 میلی­گرم بر کیلوگرم اندازه­گیری شد (27). سیپروفلوکساسین علاوه بر دام­ها توسط انسان­ها نیز مورد استفاده قرار می­گیرد و غلظت آن ممکن است بر اثر کاربرد لجن فاضلاب شهری در خاک­های کشاورزی تا 45/0 میلی­گرم بر کیلوگرم نیز برسد (64).

جدول2- غلظت انواع مختلف آنتی­بیوتیک در برخی خاک­ها

Table 2 - Concentrations of different types of antibiotics in some soils

تتراسایکلین (TC)، کلروتتراسایکلین (CTC)، اوکسی­تتراسایکلین (OTC)، انروفلوکساسین (ENR)،  سیپروفلوکساسین (CIP)، اوفلوکساسین (OFL)، نوروفلوکساسین (NOR)،  تایلوزین (TYL)، سولفادیازین (SZ)، سولفادیمیدین (SDM)، سولفاکلروپیریدازین (SCP)، سولفاتیازول (STZ)، سولفامتر (SM)، کلرامفنیکل (CAP).

برهم کنش با خاک

آنتی­بیوتیک­ها پس از ورود به خاک با فرایندهایی مانند تغییرات بیولوژیکی، تجزیه نوری، انتقال با رواناب سطحی و یا آبشویی عمقی، جذب و واجذب سطحی و یا جذب توسط ریشه گیاهان روبرو هستند (75). آنتی­بیوتیک­ها در خاک ممکن است توسط میکروارگانیسم­ها تغییرشکل پیدا کنند و یا اینکه برعکس، متابولیت­های آنها به حالت اولیه برگردد (76). به طور­ کلی آنتی­بیوتیک­هایی که از طریق کودهای دام و طیور وارد خاک می­شوند به­سادگی توسط میکروارگانیسم­ها تجزیه نمی­شوند (15). در گزارشی کروزیک و هولتج (2005) اعلام کردند که تنها یک درصد از سولفادیازین اضافه شده به خاک از طریق کود دامی، معدنی شده و 82 درصد آن بعد از 102روز انکوباسیون به صورت غیرقابل­ عصاره­گیری باقی مانده بود (48). در مورد اغلب آنتی­بیوتیک­ها فرایند معدنی شدن در خاک کمتر از دو درصد انجام می­شود (77). فرایند تجزیه توسط نور در مورد آنتی­بیوتیک­ها در خاک و آب اهمیت زیادی دارد. تیله-بورن و پترز (2007) گزارش نمودند که تتراسایکلین و سولفونامید توسط نور در خاک تجزیه می­شوند (78). با این وجود یکی از عوامل محدود کننده این نوع تجزیه نفوذ کم نور خورشید به درون خاک می­باشد (79). انتقال آنتی­بیوتیک­ها با رواناب سطحی و یا همراه با ذرات خاک در فرایند فرسایش نیز منجر به انتشار مجدد این ترکیبات در محیط زیست خواهد شد (80). آبشویی عمقی نیز معمولاً از طریق جریان­های ترجیحی رخ می­دهد و به تعداد کمی از آنتی­بیوتیک­ها محدود می­شود (77). بنابراین اغلب آنتی­بیوتیک­های اضافه شده به خاک در سطح باقی می­مانند (81). برخی از آنتی­بیوتیک­ها نیز توسط ریشه گیاهان جذب می­شوند اگرچه نرخ جذب آنها چندان زیاد نیست (82, 83)؛ ولی در برخی موارد به حدی است که منجر به بروز علائم مسمومیت در گیاهان می­شود (84, 85). به طور کلی جذب این ترکیبات به نوع گونه گیاهی و نوع آنتی­بیوتیک بستگی دارد. کومار و همکاران (2005) مقدار جذب کلروتتراسایکلین توسط ذرت، کلم و پیاز را بین 2 تا 17 نانوگرم بر گرم گزارش نمودند و بیان کردند که آنتی­بیوتیک­های خانواده تالوزین به دلیل مولکلول­های درشت قابل جذب نبودند (57). بوکسال و همکاران (2006) غلظت فلورفنیکل، لوامیسول و تری­متوپریم را در کاهو بین 6 تا 170 میکروگرم بر گیلوگرم و در هویج بین 8/2 تا 13 میکروگرم بر کیلوگرم در خاکی که غلظت اولیه آنتی­بیوتیک­ها در آن یک میلی­گرم بر کیلوگرم بود گزارش نمودند (51).

جذب سطحی و واجذب توسط ذرات و کانی­های خاک یکی از مهم­ترین عواملی است که تحرک آنتی­بیوتیک­ها در خاک و یا جذب توسط گیاهان را کنترل می­کند (77). مقدار آنتی­بیوتیک جذب سطحی شده در خاک به نوع آنتی­بیوتیک، ویژگی­های خاک مانند پی­اچ، مواد آلی و حضور کاتیون­های دو ظرفیتی بستگی دارد (49). آنتی­بیوتیک کلروتتراسایکلین به شدت با اجزای خاک پیوند برقرار می­کند و در خاک تجمع پیدا می­کند (24) در حالیکه سولفامتازین در محیط زیست باقی می­ماند و قابلیت آبشویی شدن دارد (9). طی پژوهش انجام شده در 13 نمونه خاک در برزیل مشخص شد که نرخ جذب سطحی فلوروکوئینولون­ها بسیار سریع اتفاق افتاد درحالی­که سرعت جذب سطحی سولوفنامیدها از آهسته تا سریع بود و به بافت خاک، ظرفیت تبادل کاتیونی و فرایندهای تبادل یونی بستگی داشت (86). به طور کلی با گذشت زمان، قابلیت جذب و قابلیت دسترسی زیستی به آنتی­بیوتیک­ها کاهش پیدا می­کند زیرا این ترکیبات به مرور زمان وارد میکروپرزها و یا نانوپرزهای ذرات خاک می­شوند (87). فرایندهای ترسیبی باعث کاهش سمیت شدید آنتی­بیوتیک­ها در خاک می­شود اما ماندگاری آن را به دلیل دور از دسترس بودن توسط میکروارگانیسم­ها و ذخیره شدن در فاز تبادلی خاک افزایش می­دهد. قابل ذکر است که فرایندهای ترسیبی غیرقابل برگشت نبوده و پس از گذشت مدت زمانی ممکن است آنتی­بیوتیک­های جذب سطحی شده مجدداً وارد محلول خاک شده و بر راوبط زیستی خاک تاثیرگذار باشند (76). بر خلاف فرایندهای ترسیبی و جذب سطحی که بازگشت­پذیر هستند، نفوذ این ترکیبات به داخل اجزای سفت و سخت خاک مانند مواد آلی سخت تجزیه­پذیر و یا لایه­های درونی کانی­های رس (77) و همچنین تشکیل پیوندهای دوگانه کاتالیز شده با آنزیم­ها (88) منجر به تشکیل بقایای غیرقابل عصاره­گیری می­شود که به سختی اجازه بازگشت دوباره  به محلول خاک را پیدا می­کنند.

تاثیر بر جامعه میکروبی خاک

کاربرد کودهای دام و طیور در کنار مزایایی که برای خاک­های کشاورزی دارد، تعداد زیادی از میکروارگانیسم­ها و ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک را نیز وارد خاک می­کند (89). این موضوع می­تواند منجر به تغییر قابل توجهی در پویایی جامعه میکروبی خاک شود (90). جمعیت بالای میکروبی در خاک­ها، تغییر و تبدیلات ژنتیکی در آنها را زیاد نموده و ایجاد ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک را افزایش می­دهد. علاوه بر این، وقتی خاک در معرض آنتی­بیوتیک­ها قرار بگیرد، ساختار میکروبی خاک نیز ممکن است تغییر کند. این موضوع به این دلیل است که آنتی­بیوتیک­ها معمولاً روی میکروب­ها تاثیر انتخابی دارد و یک آنتی­بیوتیک ممکن است روی طیف گسترده­ای از قارچ­ها و باکتری­ها موثر باشد و یک آنتی­بیوتیک دیگر فقط روی یک گونه میکروبی تاثیرگذار باشد. در نتیجه تاثیر انتخابی آنتی­بیوتیک­ها، فراوانی نسبی گونه­های میکروبی را تغییر می­دهند و در نتیجه تعاملات بین گونه­های مختلف میکروبی را تحت تاثیر قرار می­دهند (91) همسفر و همکاران (2008) ساختار میکروبی خاک کشاورزی محتوی 10 تا 100 میلی­گرم بر کیلوگرم سولفادیازین را با بررسی فسفولیپید اسیدهای چرب (PLFA) و الکتروفورز (DGGE) 16S rDNA مورد بررسی قرار دادند. نتایج آنها نشان داد که کل فسفولیپید اسیدهای چرب و نسبت باکتری به قارچ کاهش یافت در حالی­که اثرات آن بر سودوموناس­ها و بتاپروتوباکتری­ها اندک بود (92).

در یک پژوهش این تغییر در جامعه میکروبی به صورت تغییر جمعیتی از باکتری­ها به قارچ­ها توسط دو آنتی­بیوتیک سولوفپیریدین و اوکسی­تتراسایکلین دیده شده است (93). وستگراد و همکاران (2001) گزارش نمودند که بر اثر اضافه نمودن تایلوزین به خاک یک تغییر دائمی در ساختار جمعیتی باکتری­ها به وجود می­آید (94). دیاو و همکاران (2003) نیز تاکید کردند که آنتی­بیوتیک­هایی مانند آپرامایسین موجب جلوگیری از رشد باکتری­ها در خاک می­شود (95). در برخی پژوهش­ها نیز تاثیرات بازدارنده کلروتتراسایکلین و سولفودیازین روی رشد میکروارگانیسم­های خاک گزراش شده است (96, 97). کمیت و همکاران (2004) با اضافه کردن سولوفاکلروپیریدازین به کود خوکی مایع، تغییرات کوچکی در جامعه میکروبی پروفیل خاک مشاهده کردند (97). بر خلاف این نتایج، هاندریک و همکاران (2004) گزارش نمودند که اضافه کردن تتراسایکلین بر ساختار میکروبی خاک تاثیری ندارد (98). در مطالعه مشابهی زیلنزی و همکاران (2006) تاکید نمودند که تاثیرات بازدارندگی رشد آنتی­بیوتیک­های اضافه شده به خاک به دلیل جذب سطحی آنها توسط ذرات خاک، ناچیز می­باشد (99).

تاثیر آنتی­بیوتیک­های دامی بر جمعیت­های میکروبی به ویژگی­های خاک (100)، گروه­های میکروبی (92) و مقدار آنتی­بیوتیک وارد شده به خاک (99) بستگی دارد. علاوه بر این، گروه­های مختلف باکتریایی به علت ساختار متفاوتی که در دیواره سلولی خود دارند، واکنش متفاوتی خواهند داشت؛ به عنوان مثال سولفودیازین نسبت باکتری­های گرم مثبت به گرم منفی را تغییر نداد (92) در حالی­که تتراسایکلین این نسبت را کاهش داد زیرا باکتری­های مقاوم به تتراسایکلین بیشتر از نوع گرم منفی هستند (98). برخی پژوهش­ها نشان می­دهد که آنتی­بیوتیک­های دامی روی فعالیت­های میکروبی و آنزیم­های خاک نیز تاثیرگذار هستند. بیوماس میکروبی خاک و تنفس میکروبی خاک توسط آنتی­بیوتیک­هایی مانند سیپروفلوکساسین (101)، سولفادیازین (97, 99) و تالوزین (102, 103) تحت تاثیر قرار می­گیرد. لیو و همکاران (2009) به این نتیجه رسیدند که آنتی­بیوتیک­های کلروتتراسایکلین، تتراسایکلین، تایلوزین، سولفامتوکسازول و تری­متوپریم فعالیت­های میکروبی و آنزیم­های میکروبی را تحت تاثیر قرار می­دهند. آنها در مطالعات خود متوجه شدند که این آنتی­بیوتیک­ها اثر بازدارندگی روی تنفس خاک و فعالیت آنزیم فسفاتاز دارند (104). کینگ­ژیانگ و همکاران (2009) گزارش نمودند که فعالیت­های باکتری­ها و اکتینوباکترهای ریزوسفر گندم زمانی که در معرض اوکسی­تتراسایکلین با غلظت 10 میلی­گرم بر کیلوگرم قرار گیرد  بین 20 تا 30 درصد کاهش می­یابد (105). آنان تاثیر معنی­دار از اوکسی­تتراسایکلین بر فعالیت آنزیم­های فسفاتاز اسیدی، دهیدروژناز و اوره­آز مشاهد نکردند اما فعالیت فسفاتاز قلیایی 40 درصد کاهش یافت. وی و همکاران (2009) نشان دادند که حضور تتراسایکلین فعالیت آنزیم­های فسفاتاز، دهیدروژناز و اوره­آز را به طور معنی­داری کاهش می­دهد (106). یائو و همکاران (2009) نیز گزارش نمودند که اوکسی­تتراسایکلین، فعالیت اوره­آز، فسفاتاز و هیدروژن­پرکسیداز را کاهش داد اما منجر به افزایش کربن بیوماس میکروبی شد (107).

در سال­های دهه 1980، مکری و همکاران (1988)، تاثیر نامطلوب آنتی­بیوتیک­های دامی بر میکروارگانیسم­های محیط زیست را پیش­بینی کرده بودند (108) و مطالعاتی در این زمینه تاکنون انجام شده است؛ اگرچه اطلاعات و دانش موجود همچنان اندک می­باشد. فدلر و دی (1985) گزارش نمودند که در شرایط دمایی مزوفیلی، تتراسایکلین با غلظت 18 میلی­گرم بر لیتر بر توان تولید گاز متان به روش زیستی تاثیر بازدارنده دارد (109). کوتزرک و همکاران (2011) تاثیر کاربرد کود دامی محتوی 10 تا 100 میلی­گرم بر کیلوگرم دیفلوکساسین روی جامعه میکروبی خاک در یک دوره 42 روزه را بررسی نموده و اعلام کردند که نرخ نیتریفیکاسیون خاک و نسبت باکتری به قارج به شدت کاهش یافت (110). در پژوهش دیگری نیز مشخص شد که سولفادیازین با غلظت 10 تا 100 میلی­گرم بر کیلوگرم باعث کاهش جمعیت باکتری­های اکسید کننده آمونیاک می­شود اما تاثیر آن بر آرکئاباکترهای اکسید کننده آمونیاک کمتر بود و این احتمالاً به دلیل ساختار متفاوت دیواره سلولی و غشای سیتوپلاسمی در این دو گروه میکروارگانیسم بود (111). همچنین کوتزرک و همکاران (2008) نیز گزارش نمودند که سولفادیازین با غلظت 10 تا 100 میلی­گرم بر کیلوگرم منجر به کاهش نرخ دنیتریفیکاسیون در خاک ­شد (97).

تاثیر بر گیاهان کشاورزی

اغلب آنتی­بیوتیک­های دامی که به زمین­های کشاورزی اضافه می­شوند، توسط ریشه گیاهان قابل جذب هستند. این موضوع منجر به تجمع زیستی آنها در بافت­های گیاهی و ایجاد سمیت برای گیاهان می­شود. در اغلب موارد تجمع آنتی­بیوتیک­های دامی در قسمت­های خوارکی گیاهان مانند هویج (51)، کلم و پیازچه (57)، سیب­زمینی (52) و تره فرنگی (112) دیده شده است. بوکسال و همکاران (2006) جذب انتخابی آنتی­بیوتیک­های فلوروفنیکل، لوامیسل و تری­متوپریم توسط کاهو (170-6 میکروگرم بر کیلوگرم) و آنتی­بیوتیک­های انروفلوکساسین، فلوروفنیکل و ترسکتوپریم توسط ریشه­های هویج (13-8/2 میکروگرم بر کیلوگرم) را گزارش نمودند (51). در گزارش دیگری مشخص شد که کاهو و سیب­زمینی قادر به تجمع 1/0 تا 2/1 میلی­گرم بر کیلوگرم سولفاتیازین در بافت­های خود هستند (52). بائو و همکاران (2010) گزارش نمودند که گیاهان فلفل سبز، سیب­زمینی و سیب­زمینی شیرین، کلم چینی، کاهو، هویج، خیار چنبر تلخ و خربزه زمستانی قادر به تجمع 4/0 تا 2/2 میلی­گرم بر کیلوگرم از سولفاتیوزول، سولفاپریدین و سولفامتازین در بافت­های خود هستند (113). در یک پژوهش توسط محققان مشخص شد که آنتی­بیوتیک­ها همراه با جریان آب و به صورت جذب غیرفعال توسط ریشه گیاهان به ویژه سبزیجات جذب می­شوند. در پژوهش آنان مشخص شد که بیشترین تجمع ابتدا در برگ، سپس در ساقه و در نهایت در ریشه صورت می­گیرد (67). تجمع آنتی­بیوتیک­ها توسط گیاهان در خاک­های با مواد آلی و هوموس بالا کمتر صورت می­گیرد زیرا آنتی­بیوتیک­ها روی ذرات مواد آلی و هوموس جذب سطحی شده و از دسترس گیاهان خارج می­شود (114).

تاثیر زیان­بار این آنتی­بیوتیک­ها بر جوانه­زنی و رشد گیاهان توسط برخی پژوهش­گران مورد بررسی قرار گرفته است (1, 104, 115, 106). سلنا و همکاران (2017) گزارش نمودند که کاربرد کود مرغی محتوی انروفلوکساسین در خیار و گوجه فرنگی باعث ایجاد علائم مسمویت در بوته­های خیار شد اگرچه آنان تاکید کردند که کاربرد کود مرغی محتوی این آنتی­بیوتیک که به مدت 120 روز کمپوست شده بود، علائم مسمومیت ایجاد نکرد (30). در پژوهش دیگری میلیگریو و همکاران (2003) تاثیر انروفلوکساسین بر ویژگی­های رشد گیاهان را بررسی نمودند و اعلام کردند که انروفلوکساسین طول ریشه­های اولیه و نسبت تعداد ریشه به طول را در خیار، کاهو، لوبیا و تربچه قرمز کاهش می­دهد (116). در پژوهشی که توسط لیو و همکاران (2009) انجام شد؛ مشخص شد که نوع گیاه و نوع آنتی­بیوتیک اهمیت زیادی دارد و در میان برنج، خیار و جو دوسر، برنج بیشترین حساسیت را داشت. کاهش وزن خشک و کاهش غلظت سبزینه برگ با افزایش غلظت اوکسی­تتراسایکلین در گیاه گندم توسط زی و همکاران (2009) گزارش شد (117). ژائو و همکاران (2018) گزراش نمودند که برخی ارقام گیاهانی مانند کلم راپا قادرند مقادیر زیادی از سیپروفلوکساسین را در خود تجمع دهند بدون اینکه در آنها علائم مسمومیت دیده شود (118). کانگ و همکاران (2012) مشخص کردند که 002/0 تا 2/0 میلی­مولار تتراسایکلین باعث کاهش رشد 61 تا 85 درصدی در گیاه یونجه می­شود. آنان پیشنهاد کردند که جذب این آنتی­بیوتیک یک فرایند وابسته به انرژی می­باشد (119). در پژوهش دیگری نیز مشخص شد که طویل شدن ریشه­های کاهو، یونجه و هویج به آنتی­بیوتیک­های کلروتتراسایکلین، لوفلوکساسین و سولفامتوکسازین حساس می­باشد (120).

تاثیر بر جوامع انسانی

مقاومت آنتی­بیوتیکی یکی از مهم­ترین نگرانی­های روزافزون در مورد انتشار آنتی­بیوتیک­ها در محیط زیست می­باشد زیرا باکتری­ها و ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک در حیوانات ممکن است تبدیل به عوامل بیماری­زای انسانی شوند (121). برخی میکروارگانیسم­های مقاوم شده در خاک و کود حیوانی از نظر ژنتیکی به عوامل بیماری­زای انسانی نزدیک هستند (122)؛ یک مثال در این خانواده اکتینوباکتر است که مبادله ژنتیکی محتمل­تری را انجام می­دهد (123). دینگ و همکاران (2014) اظهار داشتند که ژن­های مقاوم به آنتی­بیوتیک­های دام و طیور بر روی عناصر ژنتیکی قابل انتقال قادر به جذب توسط پاتوژن­های انسانی و دامی بوده و به همین دلیل تهدیدی برای درمان بیماری­های باکتریایی هستند (90). مارتی و همکاران (2013) تأیید کردند که اضافه شدن کود دام و طیور به خاک­های مزارع ممکن است موجب افزایش ژن­ها و پلاسمیدهای مقاوم به آنتی­بیوتیک در گروه­های میکروبی ناسازگار در خاک شود (124). علاوه بر این، برخی از ژن­ها و باکتری­های مقاوم به آنتی­بیوتیک تنها در سبزیجاتی بود که در مزارع حاصلخیز شده با کود حیوانی پرورش یافته بودند (124, 122). والتر و همکاران (2018) گزارش نمودند که در مزراع حاصلخیز شده با کود دامی، ژن­های مقاوم بیشتر از مزراع حاصلخیز شده با کود شیمیایی بود (125). تماس انسان با این باکتری­های مقاوم در محیط زیست، یا مصرف باکتری­های مقاوم از طریق مصرف سبزیجات خام و یا میوه­ها می­تواند منجر به تغییر معیارهای مقاومت بین میکروبیوم انسان و محیط شود. این موضوع ممکن است بعدها باعث ایجاد عفونت­های غیر قابل درمان در انسان شود. اگرچه ظهور و گسترش میکروارگانیسم­های بیماری­زای مقاوم در سیستم­های کشاورزی و سهم آنها در مقاومت در برابر پاتوژن­های انسانی فرایند پیچیده­ای می­باشد، اما به نظر می­رسد سهم انتقال آنها از  سیستم­های کشاورزی به جامعه انسانی بیشتر از انتقال از بیمارستان­ها باشد (126).

وارد شدن غیر مستقیم برخی آنتی­بیوتیک­ها از طریق محصولات کشاورزی به بدن افردی که به آنتی­بیوتیک حساسیت دارند نیز یکی دیگر از نگرانی­ها می­باشد. کومار و همکاران (2005) اشاره کردند که خطرات بالقوه سلامت انسان در ارتباط با مصرف محصولات تازه رشد کرده در خاک حاصلخیز شده با کودهای دامی محتوی آنتی­بیوتیک ممکن است برای افراد حساس به آنتی­بیوتیک بیشتر باشد.

علاوه بر این، آنتی­بیوتیک­های مختلفی که به عنوان داروهای دام و طیور مورد استفاده قرار می گیرند، می­توانند با وزش باد یا نسیم از سمت ساختمان­های نگهداری حیوانات و یا چراگاه­ها در محیط زیست گسترش یابد. هامکر و همکاران (2003) اولین شواهد از خطر مستقیم ناشی از استنشاق گرد و غبار آلوده به آنتی بیوتیک­ها و میکروب­های مقاوم برای سلامتی انسان را ارائه دادند (26).

نتیجه­گیری

اگرچه در دنیا تحقیقات زیادی در مورد ظهور، انتشار و تاثیرات آنتی­بیوتیک­های دام و طیور بر محیط زیست و اجزای آن انجام شده است اما هنوز ناشناخته­های زیادی در این مورد وجود دارد، مضاف بر اینکه در کشور ایران این موضوع هنوز مورد بررسی قرار نگرفته است و ما همچنان در ابتدای این مسیر قرار داریم. از مطالب ذکر شده در این مقاله مشخص می­شود که هنوز شکاف­های تحقیقاتی قابل توجهی وجود دارد و چشم­اندازهای زیادی برای پژوهش در زمینه آنتی­بیوتیک­های دام و طیور وجود دارد. در کشور ایران باید غلظت انواع آنتی­بیوتیک­ها در کود دامی و طیور و همچنین سرنوشت آنها در خاک، گیاه و انسان مورد بررسی قرار گیرد. در مقیاس جهانی نیز برای حل مشکلات ناشی از آلودگی، گسترش و مقاومت در سیستم های کشاورزی، استراتژی­های مدیریتی مناسب باید در اسرع وقت انجام شود. تمرکز اصلی باید بر روی جمع­آوری اطلاعات قابل اطمینان در مورد کمیت و نوع استفاده از این آنتی­بیوتیک­ها در کشور، الگوی دفع، راه­های انتشار در محیط زیست باشد و توسعه روش­های تحلیلی حساس که بتوانند تجزیه و تحلیل دقیقی از آنتی­بیوتیک­های دام و طیور و متابولیت­های آنها در نمونه­های محیطی را ارائه دهند؛ باید در اولویت قرار گیرد. در نهایت و مهم­تر از همه، ایجاد قوانین و مقررات مربوطه در نهادهای مرتبط، اجرای آن و پذیرش در سطح جامعه اهمیت زیادی دارد.

منابع

• Du, L.Liu, W.(2012). Occurrence, fate, and ecotoxicity of antibiotics in agro-ecosystems. A review. Agronomy for sustainable development. 32(2):309-327.
• Du Toit, A.(2018). Antimicrobials: Breaking ground for new antibiotics. Nature Reviews Microbiology. 16(4):186.
• Gualerzi, C.O.Brandi, L.Fabbretti, A.Pon, C.L., Antibiotics: Targets, mechanisms and resistance. 2013: John Wiley & Sons.
• Walsh, C., Antibiotics: actions, origins, resistance. 2003: American Society for Microbiology (ASM).
• Gelband, Molly Miller, P.Pant, S.Gandra, S.Levinson, J.Barter, D., et al.(2015). The state of the world's antibiotics 2015. Wound Healing Southern Africa. 8(2):30-34.
• Van Boeckel, T.P.Brower, C.Gilbert, M.Grenfell, B.T.Levin, S.A.Robinson, T.P., et al.(2015). Global trends in antimicrobial use in food animals. Proceedings of the National Academy of Sciences. 112(18):5649-5654.
• Pepper, I.Brooks, J.P.Gerba, C.P.(2018). Antibiotic resistant bacteria in municipal wastes: Is there reason for concern? Environmental science & technology.
• Grenni, P.Ancona, V.Caracciolo, A.B.(2018). Ecological effects of antibiotics on natural ecosystems: A review. Microchemical Journal. 136:25-39.
• Thiele‐Bruhn, S.(2003). Pharmaceutical antibiotic compounds in soils–a review. Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 166(2):145-167.
• .Aust, M.-O.Godlinski, F.Travis, G.R.Hao, X.McAllister, T.A.Leinweber, P., et al.(2008). Distribution of sulfamethazine, chlortetracycline and tylosin in manure and soil of Canadian feedlots after subtherapeutic use in cattle. Environmental Pollution. 156(3):1243-1251.
• Liu, X.Lu, S.Guo, W.Xi, B.Wang, W.(2018). Antibiotics in the aquatic environments: A review of lakes, China. Science of The Total Environment. 627:1195-1208.
• Xie, W.Shen, Q.Zhao, F.(2018). Antibiotics and antibiotic resistance from animal manures to soil: a review. European Journal of Soil Science.
• .Peng, P.-c.Wang, Y.Liu, L.-y.Zou, Y.-d.Liao, X.-d.Liang, J.-b., et al.(2016). The excretion and environmental effects of amoxicillin, ciprofloxacin, and doxycycline residues in layer chicken manure. Poultry science. 95(5):1033-1041.
• Slana, M.Pahor, V.Cvitkovič Maričič, L.Sollner‐Dolenc, M.(2014). Excretion pattern of enrofloxacin after oral treatment of chicken broilers. Journal of Veterinary Pharmacology and Therapeutics. 37(6):611-614.
• Kim, K.-R.Owens, G.Kwon, S.-I.So, K.-H.Lee, D.-B.Ok, Y.S.(2011). Occurrence and environmental fate of veterinary antibiotics in the terrestrial environment. Water, Air, & Soil Pollution. 214(1-4):163-174.
• Berger, K.Petersen, B.Buening-Pfaue, H.(1986). Persistence of drugs occurrring in liquid manure in the food chain. Archiv fuer Lebensmittelhygiene. 37:99-102.
• Renner, R.(2002). Do cattle growth hormones pose an environmental risk? Environmental Science and Technology. 36:194A–197A.
• Levy, S.B., The antibiotic paradox: how miracle drugs are destroying the miracle. 2013: Springer.
• Yamaguchi, T.Okihashi, M.Harada, K.Konishi, Y.Uchida, K.Hoang Ngoc Do, M., et al.(2017). Detection of antibiotics in chicken eggs obtained from supermarkets in Ho Chi Minh City, Vietnam. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 52(6):430-433.
• Popova, I.E.Josue, R.D.Deng, S.Hattey, J.A.(2017). Tetracycline resistance in semi-arid agricultural soils under long-term swine effluent application. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 52(5):298-305.
• Leal, R.M.P.Figueira, R.F.Tornisielo, V.L.Regitano, J.B.(2012). Occurrence and sorption of fluoroquinolones in poultry litters and soils from São Paulo State, Brazil. Science of the total Environment. 432:344-349.
• Li, Y.-x.Zhang, X.-l.Li, W.Lu, X.-f.Liu, B.Wang, J.(2013). The residues and environmental risks of multiple veterinary antibiotics in animal faeces. Environmental monitoring and assessment. 185(3):2211-2220.
• Zhao, L.Dong, Y.H.Wang, H.(2010). Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot livestock in eight provinces of China. Science of the Total Environment. 408(5):1069-1075.
• Hamscher, G.Sczesny, S.Höper, H.Nau, H.(2002). Determination of persistent tetracycline residues in soil fertilized with liquid manure by high-performance liquid chromatography with electrospray ionization tandem mass spectrometry. Analytical chemistry. 74(7):1509-1518.
• Zhang, J.Dong, Y.An, Q.Liu, X.(2005). Environmental fate of veterinary medicines in soil. 37(4):353-361.
• Hamscher, G.Pawelzick, H.T.Sczesny, S.Nau, H.Hartung, J.(2003). Antibiotics in dust originating from a pig-fattening farm: a new source of health hazard for farmers? Environmental Health Perspectives. 111(13):1590.
• Martínez-Carballo, E.González-Barreiro, C.Scharf, S.Gans, O.(2007). Environmental monitoring study of selected veterinary antibiotics in animal manure and soils in Austria. Environmental Pollution. 148(2):570-579.
• Bao, Y.Zhou, Q.Guan, L.Wang, Y.(2009). Depletion of chlortetracycline during composting of aged and spiked manures. Waste Management. 29(4):1416-1423.
• Slana, M.Sollner-Dolenc, M.(2016). Enrofloxacin degradation in broiler chicken manure under various laboratory conditions. Environmental Science and Pollution Research. 23(5):4422-4429.
• Slana, M.Žigon, D.Sollner-Dolenc, M.(2017). Enrofloxacin degradation in broiler chicken manure under field conditions and its residuals effects to the environment. Environmental Science and Pollution Research. 24(15):1-10.
• Stone, J.J.Clay, S.A.Zhu, Z.Wong, K.L.Porath, L.R.Spellman, G.M.(2009). Effect of antimicrobial compounds tylosin and chlortetracycline during batch anaerobic swine manure digestion. Water research. 43(18):4740-4750.
• Gagliano, G.McNamara, F.(1996). Environmental assessment for enrofloxacin BAYTRILÒ 3.23% concentrate antimicrobial solution. 21CFR Part 25.:1-119.
• Wetzstein, H.Schneider, S.Karl, W. Kinetics of the biotransformation of enrofloxacin in aging cattle dung. in 102nd General Meeting of the American Society for Microbiology, Salt Lake City, UT. 2002.
• Moraru, R.Pourcher, A.-M.Jadas-Hecart, A.Kempf, I.Ziebal, Kervarrec, M., et al.(2012). Changes in concentrations of fluoroquinolones and of ciprofloxacin-resistant Enterobacteriaceae in chicken feces and manure stored in a heap. Journal of Environmental Quality. 41(3):754-763.
• Pierini, E.Famiglini, G.Mangani, F.Cappiello, A.(2004). Fate of enrofloxacin in swine sewage. Journal of Agricultural and Food chemistry. 52(11):3473-3477.
• De Liguoro, M.Cibin, V.Capolongo, F.Halling-Sørensen, B.Montesissa, C.(2003). Use of oxytetracycline and tylosin in intensive calf farming: evaluation of transfer to manure and soil. 52(1):203-212.
• Kolz, A.Moorman, T.Ong, S.K.Scoggin, K.Douglass, E.(2005). Degradation and metabolite production of tylosin in anaerobic and aerobic swine-manure lagoons. Water Environment Research. 77(1):49-56.
• Loke, M.-L.Tjørnelund, J.Halling-Sørensen, B.(2002). Determination of the distribution coefficient (logKd) of oxytetracycline, tylosin A, olaquindox and metronidazole in manure. 48(3):351-361.
• Dolliver, Gupta, S.Noll, S.(2008). Antibiotic degradation during manure composting. Journal of environmental quality. 37(3):1245-1253.
• Arikan, O.A.Mulbry, W.Rice, C.(2009). Management of antibiotic residues from agricultural sources: use of composting to reduce chlortetracycline residues in beef manure from treated animals. Journal of Hazardous Materials. 164(2-3):483-489.
• Gou, M.Hu, H.-W.Zhang, Y.-J.Wang, J.-T.Hayden, H.Tang, Y.-Q., et al.(2018). Aerobic composting reduces antibiotic resistance genes in cattle manure and the resistome dissemination in agricultural soils. Science of the Total Environment. 612:1300-1310.
• Yang, B.Meng, L.Xue, N.(2018). Removal of five fluoroquinolone antibiotics during broiler manure composting. Environmental technology. 39(3):373-381.
• Chadwick, D.R.Chen, S., Manures, in Agriculture, hydrology and water quality, P.M. Haygarth and S.C. Jarris, Editors. 2002, CABI Publishing: Wallington, UK.
• Martin, S.(1979). Equilibrium and kinetic studies on the interaction of tetracyclines with calcium and magnesium. Biophysical Chemistry. 10(3-4):319-326.
• Hartlieb, N.Ertunc, T.Schaeffer, A.Klein, W.(2003). Mineralization, metabolism and formation of non-extractable residues of 14C-labelled organic contaminants during pilot-scale composting of municipal biowaste. Environmental Pollution. 126(1):83-91.
• Søeborg, T.Ingerslev, F.Halling-Sørensen, B.(2004). Chemical stability of chlortetracycline and chlortetracycline degradation products and epimers in soil interstitial water. 57(10):1515-1524.
• 47.Gavalchin, J.Katz, S.E.(1994). The persistence of fecal-borne antibiotics in soil. Journal of AOAC International (USA). 77:481-485.
• Kreuzig, R.Höltge, S.(2005). Investigations on the fate of sulfadiazine in manured soil: laboratory experiments and test plot studies. Environmental Toxicology and Chemistry. 24(4):771-776.
• Rabølle, M.Spliid, N.H.(2000). Sorption and mobility of metronidazole, olaquindox, oxytetracycline and tylosin in soil. 40(7):715-722.
• Blackwell, P.A.Kay, P.Boxall, A.B.(2007). The dissipation and transport of veterinary antibiotics in a sandy loam soil. 67(2):292-299.
• Boxall, A.B.Johnson, P.Smith, E.J.Sinclair, C.J.Stutt, E.Levy, L.S.(2006). Uptake of veterinary medicines from soils into plants. Journal of Agricultural and Food Chemistry. 54(6):2288-2297.
• Dolliver, H.Kumar, K.Gupta, S.(2007). Sulfamethazine uptake by plants from manure-amended soil. Journal of environmental quality. 36(4):1224-1230.
• Hammad, H.M.Zia, F.Bakhat, H.F.Fahad, S.Ashraf, M.R.Wilkerson, C.J., et al.(2018). Uptake and toxicological effects of pharmaceutical active compounds on maize. Agriculture, Ecosystems & Environment. 258:143-148.
• Gottlieb, D.(1976). The production and role of antibiotics in soil. The Journal of antibiotics. 29(10):987-1000.
• Topp, W., Biologie der Bodenorganismen. 1981: Quelle and Meyer Heidelberg.
• Lumsden, R.Locke, J.Adkins, S.Walter, J.Ridout, C.(1992). Isolation and localization of the antibiotics gliotoxin produced by Gliocladium virens from alginate prill in soil and soilless media. 82:230–235.
• Kumar, K.Gupta, S.Baidoo, S.Chander, Y.Rosen, C.(2005). Antibiotic uptake by plants from soil fertilized with animal manure. Journal of environmental quality. 34(6):2082-2085.
• Kumar, K.Gupta, S.C.Chander, Y.Singh, A.K.(2005). Antibiotic use in agriculture and its impact on the terrestrial environment. Advances in agronomy. 87:1-54.
• Zuccato, E.Calamari, D.Natangelo, M.Fanelli, R.(2000). Presence of therapeutic drugs in the environment. The lancet. 355(9217):1789-1790.
• Kolpin, D.W.Furlong, E.T.Meyer, M.T.Thurman, E.M.Zaugg, S.D.Barber, L.B., et al.(2002). Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams, 1999− 2000: A national reconnaissance. Environmental science & technology. 36(6):1202-1211.
• Zhang, H.Luo, Y.Zhou, Q.(2008). Research advancement of eco-toxicity of tetracycline antibiotics. Journal of Agro-Environment Science. 27(2):407-413.
• Zhang, H.Zhang, M.Gu, G.(2008). Residues of tetracyclines in livestock and poultry manures and agricultural soils from North Zhejiang Province. J Ecol Rural Environ. 24(3):69-73.
• Zhang, M.Wang, L.Zhang, S.(2008). Adsorption and transport characteristics of two exterior two source antibiotics in some agricultural soils. Acta Ecologica Sinica. 28(2):761-766.
• Golet, E.M.Strehler, A.Alder, A.C.Giger, W.(2002). Determination of fluoroquinolone antibacterial agents in sewage sludge and sludge-treated soil using accelerated solvent extraction followed by solid-phase extraction. Analytical Chemistry. 74(21):5455-5462.
• Li, Y.-W.Wu, X.-L.Mo, C.-H.Tai, Y.-P.Huang, X.-P.Xiang, L.(2011). Investigation of sulfonamide, tetracycline, and quinolone antibiotics in vegetable farmland soil in the Pearl River Delta area, southern China. Journal of agricultural and food chemistry. 59(13):7268-7276.
• Chen, C.Li, J.Chen, P.Ding, R.Zhang, P.Li, X.(2014). Occurrence of antibiotics and antibiotic resistances in soils from wastewater irrigation areas in Beijing and Tianjin, China. Environmental Pollution. 193:94-101.
• Hu, X.Zhou, Q.Luo, Y.(2010). Occurrence and source analysis of typical veterinary antibiotics in manure, soil, vegetables and groundwater from organic vegetable bases, northern China. Environmental Pollution. 158(9):2992-2998.
• Jacobsen, A.M.Halling-Sørensen, B.Ingerslev, F.Hansen, S.H.(2004). Simultaneous extraction of tetracycline, macrolide and sulfonamide antibiotics from agricultural soils using pressurised liquid extraction, followed by solid-phase extraction and liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Journal of chromatography A. 1038(1-2):157-170.
• Halling‐Sørensen, B.Jacobsen, A.M.Jensen, J.SengeløV, G.Vaclavik, Ingerslev, F.(2005). Dissipation and effects of chlortetracycline and tylosin in two agricultural soils: A field‐scale study in southern Denmark. Environmental Toxicology and Chemistry. 24(4):802-810.
• Christian, T.Schneider, R.J.Färber, H.A.Skutlarek, D.Meyer, M.T.Goldbach, H.E.(2003). Determination of antibiotic residues in manure, soil, and surface waters. CLEAN–Soil, Air, Water. 31(1):36-44.
• Ok, Y.S.Kim, S.-C.Kim, K.-R.Lee, S.S.Moon, D.H.Lim, K.J., et al.(2011). Monitoring of selected veterinary antibiotics in environmental compartments near a composting facility in Gangwon Province, Korea. Environmental monitoring and assessment. 174(1-4):693-701.
• Karcı, A.Balcıoğlu, I.A.(2009). Investigation of the tetracycline, sulfonamide, and fluoroquinolone antimicrobial compounds in animal manure and agricultural soils in Turkey. Science of the total environment. 407(16):4652-4664.
• Aga, D.S.O'Connor, S.Ensley, S.Payero, J.O.Snow, D.Tarkalson, D.(2005). Determination of the persistence of tetracycline antibiotics and their degradates in manure-amended soil using enzyme-linked immunosorbent assay and liquid chromatography− mass spectrometry. Journal of agricultural and food chemistry. 53(18):7165-7171.
• Shelver, W.L.Hakk, H.Larsen, G.L.DeSutter, T.M.Casey, F.X.(2010). Development of an ultra-high-pressure liquid chromatography–tandem mass spectrometry multi-residue sulfonamide method and its application to water, manure slurry, and soils from swine rearing facilities. Journal of Chromatography 1217(8):1273-1282.
• Kuppusamy, S.Kakarla, D.Venkateswarlu, K.Megharaj, M.Yoon, Y.-E.Lee, Y.B.(2018). Veterinary antibiotics (VAs) contamination as a global agro-ecological issue: A critical view. Agriculture, Ecosystems & Environment. 257:47-59.
• Zarfl, C.Klasmeier, J.Matthies, M.(2009). A conceptual model describing the fate of sulfadiazine and its metabolites observed in manure-amended soils. 77(6):720-726.
• Jechalke, S.Heuer, H.Siemens, J.Amelung, W.Smalla, K.(2014). Fate and effects of veterinary antibiotics in soil. Trends in microbiology. 22(9):536-545.
• Thiele-Brun, S.Peters, D.(2007). Photodegradation of pharmaceutical antibiotics on slurry and soil surfaces. Landbauforschung Volkenrode. 57(1):13.
• Junge, T.Meyer, K.Ciecielski, K.Adams, A.Schäffer, A.Schmidt, B.(2011). Characterization of non-extractable 14C-and 13C-sulfadiazine residues in soil including simultaneous amendment of pig manure. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 46(2):137-149.
• Popova, I.E.Bair, D.A.Tate, K.W.Parikh, S.J.(2013). Sorption, leaching, and surface runoff of beef cattle veterinary pharmaceuticals under simulated irrigated pasture conditions. Journal of environmental quality. 42(4):1167-1175.
• Ostermann, A.Siemens, Welp, G.Xue, Q.Lin, X.Liu, X., et al.(2013). Leaching of veterinary antibiotics in calcareous Chinese croplands. Chemosphere. 91(7):928-934.
• Pan, M.Chu, L.(2017). Transfer of antibiotics from wastewater or animal manure to soil and edible crops. Environmental Pollution. 231:829-836.
• Wu, X.Dodgen, L.K.Conkle, J.L.Gan, J.(2015). Plant uptake of pharmaceutical and personal care products from recycled water and biosolids: a review. Science of The Total Environment. 536:655-666.
• Bártíková, H.Podlipná, R.Skálová, L.(2016). Veterinary drugs in the environment and their toxicity to plants. 144:2290-2301.
• Pan, M.Chu, L.(2016). Adsorption and degradation of five selected antibiotics in agricultural soil. Science of The Total Environment. 545:48-56.
• Leal, R.M.P.Alleoni, L.R.F.Tornisielo, V.L.Regitano, J.B.(2013). Sorption of fluoroquinolones and sulfonamides in 13 Brazilian soils. 92(8):979-985.
• Forster, M.Laabs, V.Lamshoft, M.Groeneweg, J.Zuhlke, S.Spiteller, M., et al.(2009). Sequestration of manure-applied sulfadiazine residues in soils. Environmental science & technology. 43(6):1824-1830.
• Gulkowska, A.Sander, M.Hollender, J.Krauss, M.(2013). Covalent binding of sulfamethazine to natural and synthetic humic acids: assessing laccase catalysis and covalent bond stability. Environmental science & technology. 47(13):6916-6924.
• Poulsen, P.H.Al-Soud, W.A.Bergmark, L.Magid, J.Hansen, L.H.Sørensen, S.J.(2013). Effects of fertilization with urban and agricultural organic wastes in a field trial–Prokaryotic diversity investigated by pyrosequencing. Soil Biology and Biochemistry. 57:784-793.
• Ding, G.-C.Radl, V.Schloter-Hai, B.Jechalke, S.Heuer, H.Smalla, K., et al.(2014). Dynamics of soil bacterial communities in response to repeated application of manure containing sulfadiazine. PLoS One. 9(3):e92958.
• Ding, C.He, J.(2010). Effect of antibiotics in the environment on microbial populations. Applied microbiology and biotechnology. 87(3):925-941.
• Hammesfahr, U.Heuer, H.Manzke, B.Smalla, K.Thiele-Bruhn, S.(2008). Impact of the antibiotic sulfadiazine and pig manure on the microbial community structure in agricultural soils. Soil Biology and Biochemistry. 40(7):1583-1591.
• Thiele-Bruhn, S.Beck, I.-C.(2005). Effects of sulfonamide and tetracycline antibiotics on soil microbial activity and microbial biomass. 59(4):457-465.
• Westergaard, K.Müller, A.Christensen, S.Bloem, J.Sørensen, S.(2001). Effects of tylosin as a disturbance on the soil microbial community. Soil Biology and Biochemistry. 33(15):2061-2071.
• Diao, X.Sun, Y.Sun, Z.Shen, J.(2004). Effects of Apramycin on microbial activity in different types of soil. Ecology and Environment. 13(4):565-568.
• Fründ, H.-C.Schlösser, A.Westendarp, H.(2000). Effects of tetracycline on the soil microflora determined with microtiter plates and respiration measurement. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 93:244-247.
• Kotzerke, A.Sharma, S.Schauss, K.Heuer, H.Thiele-Bruhn, S.Smalla, K., et al.(2008). Alterations in soil microbial activity and N-transformation processes due to sulfadiazine loads in pig-manure. Environmental Pollution. 153(2):315-322.
• Hund-Rinke, K.Simon, M.Lukow, T.(2004). Effects of tetracycline on the soil microflora: function, diversity, resistance. Journal of Soils and Sediments. 4(1):11.
• Zielezny, Y.Groeneweg, J.Vereecken, H.Tappe, W.(2006). Impact of sulfadiazine and chlorotetracycline on soil bacterial community structure and respiratory activity. Soil Biology and Biochemistry. 38(8):2372-2380.
• Čermák, L.Kopecký, J.Novotná, J.Omelka, M.Parkhomenko, N.Plháčková, K., et al.(2008). Bacterial communities of two contrasting soils reacted differently to lincomycin treatment. Applied soil ecology. 40(2):348-358.
• Näslund, J.Hedman, J.E.Agestrand, C.(2008). Effects of the antibiotic ciprofloxacin on the bacterial community structure and degradation of pyrene in marine sediment. Aquatic toxicology. 90(3):223-227.
• Aldén Demoling, L.Bååth, E.(2008). No long-term persistence of bacterial pollution-induced community tolerance in tylosin-polluted soil. Environmental science & technology. 42(18):6917-6921.
• Müller, A.Westergaard, K.Christensen, S.Sørensen, S.J.(2002). The diversity and function of soil microbial communities exposed to different disturbances. Microbial ecology. 44(1):49-58.
• Liu, F.Ying, G.-G.Tao, R.Zhao, J.-L.Yang, J.-F.Zhao, L.-F.(2009). Effects of six selected antibiotics on plant growth and soil microbial and enzymatic activities. Environmental pollution. 157(5):1636-1642.
• Qingxiang, Y.Zhang, J.Kongfang, Z.Zhang, H.(2009). Influence of oxytetracycline on the structure and activity of microbial community in wheat rhizosphere soil. Journal of Environmental Sciences. 21(7):954-959.
• Wei, X.Wu, S.Nie, X.Yediler, A.Wong, M.(2009). The effects of residual tetracycline on soil enzymatic activities and plant growth. Journal of Environmental Science and Health, Part B. 44(5):461-471.
• Yao, J.Niu, D.Li, Z.Liang, Y.Zhang, S.(2010). Effects of antibiotics oxytetracycline on soil enzyme activities and microbial biomass in wheat rhizosphere. Scientia Agricultura Sinica. 43(4):721-728.
• Macri, A.Stazi, A.Di Delupis, G.D.(1988). Acute toxicity of furazolidone onArtemia salina, Daphnia magna, andCulex pipiens molestus larvae. Ecotoxicology and environmental safety. 16(2):90-94.
• Fedler, C.Day, D.(1985). Anaerobic digestion of swine manure containing an antibiotic inhibitor.
• Kotzerke, A.Hammesfahr, U.Kleineidam, K.Lamshöft, M.Thiele-Bruhn, S.Schloter, M., et al.(2011). Influence of difloxacin-contaminated manure on microbial community structure and function in soils. Biology and fertility of soils. 47(2):177-186.
• Schauss, K.Focks, A.Leininger, S.Kotzerke, A.Heuer, H.Thiele‐Bruhn, S., et al.(2009). Dynamics and functional relevance of ammonia‐oxidizing archaea in two agricultural soils. Environmental Microbiology. 11(2):446-456.
• WANG, J.HAN, J.-z.(2008). Effects of Heavy Metals and Antibiotics on Soil and Vegetables.[J]. Journal of Ecology and Rural Environment. 4:90-93.
• Bao, Y.Li, Y.Mo, C.Yao, Y.Tai, Y.Wu, X., et al.(2010). Determination of six sulfonamide antibiotics in vegetables by solid phase extraction and high performance liquid chromatography. Environ Chem. 29(3):513-518.
• Jjemba, P.K.(2002). The potential impact of veterinary and human therapeutic agents in manure and biosolids on plants grown on arable land: a review. Agriculture, Ecosystems & Environment. 93(1-3):267-278.
• Sun, C.Dudley, Trumble, J.Gan, J.(2018). Pharmaceutical and personal care products-induced stress symptoms and detoxification mechanisms in cucumber plants. Environmental Pollution. 234:39-47.
• Migliore, L.Cozzolino, S.Fiori, M.(2003). Phytotoxicity to and uptake of enrofloxacin in crop plants. 52(7):1233-1244.
• Xie, X.Zhang, Y.Li, Z.Liang, Y.Yao, J.Zhang, S.(2009). Cultivar differences in toxic effects of oxytetracycline on wheat (Triticum durum). Asian J Ecotoxicol. 4(4):577-583.
• Zhao, H.-M.Huang, H.-B.Du, H.Lin, J.Xiang, L.Li, Y.-W., et al.(2018). Intraspecific variability of ciprofloxacin accumulation, tolerance, and metabolism in Chinese flowering cabbage (Brassica parachinensis). Journal of Hazardous Materials.
• Kong, W.Zhu, Y.Liang, Zhang, J.Smith, F.Yang, M.(2007). Uptake of oxytetracycline and its phytotoxicity to alfalfa (Medicago sativa L.). Environmental Pollution. 147(1):187-193.
• Hillis, D.G.Fletcher, J.Solomon, K.R.Sibley, P.K.(2011). Effects of ten antibiotics on seed germination and root elongation in three plant species. Archives of environmental contamination and toxicology. 60(2):220-232.
• Manyi-Loh, C.Mamphweli, S.Meyer, E.Okoh, A.(2018). Antibiotic Use in Agriculture and Its Consequential Resistance in Environmental Sources: Potential Public Health Implications. 23(4):795.
• McKinney, C.W.Dungan, R.S.Moore, A.Leytem, A.B.(2018). Occurrence and abundance of antibiotic resistance genes in agricultural soil receiving dairy manure. FEMS Microbiology Ecology.
• Byrne-Bailey, K.Gaze, W.Kay, P.Boxall, A.Hawkey, P.Wellington, E.(2009). Prevalence of sulfonamide resistance genes in bacterial isolates from manured agricultural soils and pig slurry in the United Kingdom. Antimicrobial Agents and Chemotherapy. 53(2):696-702.
• Marti, R.Scott, A.Tien, Y.-C.Murray, R.Sabourin, L.Zhang, Y., et al.(2013). Impact of manure fertilization on the abundance of antibiotic-resistant bacteria and frequency of detection of antibiotic resistance genes in soil and on vegetables at harvest. Applied and environmental microbiology. 79(18):5701-5709.
• Wolters, B.Jacquiod, S.Sørensen, S.J.Widyasari-Mehta, A.Bech, T.B.Kreuzig, R., et al.(2018). Bulk soil and maize rhizosphere resistance genes, mobile genetic elements and microbial communities are differently impacted by organic and inorganic fertilization. FEMS microbiology ecology. 94(4):fiy027.
• Smith, D.L.Dushoff, J.Morris Jr, J.G.(2005). Agricultural antibiotics and human health. PLoS Medicine. 2(8):e232.

[1] - دانشجوی کارشناسی ارشد علوم محیط زیست، دانشکده علوم، دانشگاه زنجان

[2] - استادیار گروه زیست شناسی، دانشکده علوم دانشگاه زنجان

[3] - استادیار گروه علوم خاک، دانشکده کشاورزی، دانشگاه زنجان

[4] - استادیار گروه علوم محیط زیست، دانشکده علوم، دانشگاه زنجان

[5] - M.Sc. graduate, Environmental Science. Dept., Faculty of Science, Univ. of Zanjan, Iran

[6] - Assist. Prof., Department of Biology, Faculty of Science, Univ. of Zanjan, Iran

[7] - Assist. Prof., Soil Sci. Dept., Faculty of Agriculture, Univ. of Zanjan, Iran*Corresponding author

[8] - Assoc. Prof., Environmental Science, Faculty of Science, Univ. of Zanjan, Iran