La degradazione degli erbicidi in un ecosistema sotterraneo: il ruolo della comunità microbica autoctona

L’uso di pesticidi in agricoltura ha condotto alla contaminazione diffusa degli ecosistemi del suolo e delle acque. Numerosi studi sulla diffusione, trasformazione, persistenza e accumulo nei tessuti di piante ed animali mostrano che i prodotti fitosanitari possono produrre conseguenze sulla struttura e funzione degli ecosistemi. Sono molti gli esempi di intere comunità soggette ad avvelenamento cronico dovuto a queste sostanze.

Tra i pesticidi più utilizzati per uso agricolo sono presenti gli erbicidi s-triazinici, rinvenuti spesso nelle acque sia superficiali sia sotterranee a concentrazioni superiori a 0.1 μg/l (consentite dalla legge). A causa della struttura dell’anello s-triazinico questi erbicidi risultano poco degradabili. Tale caratteristica, associata alla loro tossicità intrinseca di biocidi ed alla loro tendenza ad essere lisciviati dal suolo alle acque sotterranee, ha determinato l’inclusione dell’atrazina e della simazina nella Lista UE degli inquinanti prioritari.

In Italia, attualmente, è consentito l’utilizzo della terbutilazina, ma dati di monitoraggio mostrano che questo composto parentale e il suo metabolita de-etilato si ritrovano frequentemente nelle acque sotterranee al pari degli altri due composti non più utilizzati.

Lo studio

Diversi studi di degradazione effettuati sul suolo hanno mostrato che le capacità omeostatiche degli ecosistemi sono legate alla presenza/assenza di comunità microbiche in grado di metabolizzare, e quindi di rimuovere, gli erbicidi. Al contrario, esistono pochi studi riguardanti le capacità delle comunità microbiche delle acque sotterranee di degradare gli erbicidi.

Nel presente lavoro sono state indagate le capacità omeostatiche della comunità microbica autoctona di un ecosistema sotterraneo nella degradazione dell’erbicida terbutilazina. I campioni esaminati sono stati prelevati dall’acquifero sottostante un’area agricola in provincia di Perugia (Petrignano d’Assisi) contaminato da erbicidi triazinici, in modo particolare da terbutilazina e dal suo metabolita desetilterbutilazina (figura 1).

Figura 1: Principali caratteristiche dell’acquifero di campionamento. (Grenni et al. 2007)

L’analisi è stata condotta in microcosmi di laboratorio in cui è stata valutata la degradazione della terbutilazina (in termini di DT50) in presenza/assenza della comunità microbica. L’applicazione di tecniche molecolari (tecnica di ibridazione fluorescente in situ (FISH) e la colorazione con marcatori fluorescenti (DAPI, SYBR GREEN II/Ioduro di propidio)) ha permesso di determinare la struttura della comunità batterica in termini di abbondanza, vitalità e composizione filogenetica sia nei campioni trattati sia in quelli di controllo. Inoltre, è stata stimata l’attività batterica tramite la misura del tasso di incorporazione della 3H-leucina. La significativa differenza del tempo di dimezzamento della concentrazione iniziale dell’erbicida (DT50) tra microcosmi microbiologicamente attivi (DT50 = 151 gg) e quelli sterili (DT50 = 224 gg) ha permesso di evidenziare il ruolo chiave della degradazione biotica nella rimozione del contaminate. L’esame dell’erbicida e la valutazione della comunità microbica sono state condotte per tutta la durata dell’esperimento (180 giorni).

I risultati

La biodegradazione osservata nei microcosmi è stata associata all’incremento di alcuni gruppi batterici, come i β- e gli α-Proteobacteria (figura 2), in accordo con altri studi che riportano l’isolamento di batteri degradatori di s-triazine appartenenti ai suddetti gruppi filogenetici.

Figura 2: Colonia di β- Proteobacteria.

Anche se a tassi più bassi rispetto a ecosistemi di suolo, la comunità batterica delle acque sotterranee possiede la capacità di degradare l’erbicida terbutilazina. Inoltre, quest’ultimo ha avuto un effetto negativo sull’intera comunità microbica, come indicato dai bassi valori di vitalità cellulare fino all’ottantesimo giorno. Tuttavia, successivamente, è stato osservato un recupero della capacità della comunità batterica in termini di degradazione dell’erbicida e di incremento in numero batterico e vitalità.

Sarebbe comunque utile investigare sulla possibilità che la degradazione possa avvenire anche a concentrazioni più basse di quelle utilizzate nell’esperimento (100μg/L). La completa rimozione delle concentrazioni residuali rappresenta, infatti, un punto nodale nella determinazione della qualità delle acque sotterranee utilizzate a scopo potabile.

 

 

 

                                                                                                                                                            Angela Chimienti

 

 

Fonti (contenuti e immagini):

  • http://www.cnr.it/istituti/Allegato_61471.pdf?LO=01000000d9c8b7a6090000000c000000ab6e00001ce39b53000000000100000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000&type=application/pdf
  • http://www.ecologia.it/index.php?option=com_content&task=blogcategory&id=18&Itemid=33
  • https://www.cnr.it/it/comunicati-stampa
  • https://phil.cdc.gov/Default.aspx
  • Immagine in evidenza: Burkholderia pseudomallei colonies on a Blood agar plate. Obtained from the CDC Public Health Image Library. Image credit: CDC/Courtesy of Larry Stauffer, Oregon State Public Health Laboratory (PHIL #1926), 2002. https://en.wikipedia.org/wiki/Betaproteobacteria#/media/File:Burkholderia_pseudomallei_01.jpg (Public Domain)

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