我国是农业生产大国，化学农药使用量大，国家质检总局公布的数据显示，我国农药年产量（按有效成分 100%计）近 50 万 t,加工制剂超过 100 万 t,仅次于美国，居世界第 2位。由于我国农药使用技术落后、施用者科技水平不高，造成农药长期不合理地使用和滥用[1],使我国土地受到大面积污染，在主要流域（包括长江、黄河、松花江、辽河、海河、珠江） 的底泥中农药污染情况十分严重[2].很多省份的农田土壤中检出大量的农药残留。例如，湖南省 160 个土壤样品中，滴滴涕和六六六检出率均为 100%[3]; 辽北农田土壤中检出 8 种有机氯农药，其中六氯苯检出率为100%,狄氏剂检出率为 40.7%[4]; 佳木斯松花江沿岸土壤中检出 17 种有机氯农药[5].
大量研究表明，农药污染已经严重威胁到食品安全和人畜健康。2012 年浙江省农业科学院农产品质量标准研究所和农业部农药残留检测重点实验室等单位对浙江省蔬菜生产中主要使用的 78 种农药（主要为低毒农药） 进行残留检测，发现大量农药残留，主要的残留农药就有 28 种[6].而环境中拟除虫菊酯类杀虫剂的残留会导致哺乳动物免疫系统、荷尔蒙、生殖系统疾病，甚至诱发癌症[7],有机氯农药暴露可能与乳腺癌、阿尔茨海默病、帕金森氏病的发生有关[8 -9].
在棉花上应用的杀雄剂甲基砷酸锌、甲基砷酸钠为砷类化合物，对人体危害也很大[10].因此，人们迫切需要寻求治理土壤农药污染的有效途径，而一直被认为最安全、有效、经济、无二次污染的生物修复技术无疑是最佳选择。笔者介绍了近年来土壤农药污染的微生物修复研究概况，旨在为微生物修复技术在农药环境污染治理中的应用提供参考。
1 微生物修复技术的研究历程
微生物修复技术属于生物修复的范畴，该技术的最大特点是可以对大面积的环境污染进行治理。生物修复技术的发展最早可追溯到 20 世纪 50 年代，Alexander 与他的学生开展了农药在土壤中可降解性的研究，为生物技术在环境保护中的应用奠定了基础[11].至20 世纪 70 年代，随着环境技术和微生物学的快速发展，生物修复技术也有了长足的发展。
微生物以其种类繁多、分布范围广泛、代谢方式丰富多样、代谢速率快等特点，在污染物的修复中发挥了不可替代的作用，但该时期的研究还主要集中在污染物的可降解性和降解程度等基础方面。20 世纪 80 年代以后才有学者利用分子生物学技术探索污染修复机理并开始构建多功能微生物菌株。
目前，人们对 Pseudomonas sp. ADP 菌株的阿特拉津降解基因 atzA、B、C、D 及其对应的酶已有较多的了解[12],近年来又发现 trzN 基因也在阿特拉津的降解过程中发挥了关键作用，且推测阿特拉津降解基因的进化机制可能与基因的水平转移有关[13].在 1989 年以前，生物修复的应用范围仅限于试验阶段，直到美国阿拉斯加海域受到大面积石油污染后，生物修复技术才真正得到大规模应用。1991 年 3 月，第一届原位生物修复的国际会议在美国圣地亚哥召开，出版了《In situbioremediation》和《On-site bioreclamation》2 本论文集，标志着以生物修复为核心的环境生物技术进入了一个全新的发展时期[14].
2 农药修复微生物资源
微生物修复技术中应用的微生物包括两大类： 土着微生物和外源微生物。利用土着微生物进行污染修复时，主要依靠改善外界环境条件（如添加营养元素、改变环境介质理化性质等） 来刺激土着微生物，从而达到修复效果。如甲基杆菌（Methylobacterium sp. ） 能够利用乙酰甲胺磷为唯一碳源生长，添加甲醇为补充碳源后，大大促进了其对乙酰甲胺磷的降解[15].利用节杆菌（Arthrobacter sp. ） 降解阿特拉津时添加淀粉，不仅能促进菌株自身生长，又能促进对阿特拉津的降解[16].利用外源微生物进行污染修复，则是通过接种外源具有强降解性能的微生物达到修复环境污染的效果。例如，用六六六和滴滴涕降解菌（包括无色杆菌属的 3 株，芽孢菌属、假单胞菌属、产碱菌属各1 株） 所制成的复合菌剂降解茶园土壤中有机氯农药，效果显着[17].从农药厂土壤中分离筛选得到1 株丝状真菌---霉菌 7 能在含有燃料培养基中生长并吸附降解燃料，降解速度快，脱色效果较好[18].从石油污染土壤中分离出的鞘脂菌属（Sphingobium sp. ） 可用于对环境中甲氰菊酯的修复，在其基础上构建的新型工程菌株 Sphingobium sp. BA3-pytH 对甲氰菊酯的修复效果更是大大增强[19].
微生物修复技术发展至今，已有大量高效微生物修复资源被发现和利用，包括细菌、真菌、放线菌、藻类等各微生物类群，其中细菌类群以其生化上超强的适用能力和较高的突变率等特性，在农药修复微生物类群中占据主要地位，而假单胞菌属更是细菌类群中最活跃的菌株。赵萍等分离获得恶臭假单胞菌（P. putida） 和肠杆菌（Enterobacter ludwigii） 均具有高效修复有机磷农药污染的效果[20].王培兰从福建长期受污染的茶园中分离得到的铜绿假单胞菌（P. aeruginos）能够修复氯氟氰菊酯污染[21].解林奇等从土壤中筛选得到9 个多菌灵降解菌系，并从中筛选出 5 株降解菌[4 株为红球菌属（Rhodococcus sp. ） ,1 株为寡养单胞菌属（Stenotroph-omonas sp. ） ],72 h 对土壤中 5 mg /kg 多菌灵的降解率达到90% 以上[22].朱喜凯等也从土壤中分离出 114 株具有农药修复性能的细菌[23].崔中利等总结了近 10 年分离获得的60 株农药降解微生物，其中有机磷杀虫剂、菊酯类杀虫剂、磺酰胺类除草剂、对硝基苯酚降解菌资源相对丰富，Pseudo-monas sp. 菌株数量最多，Sphingomonas sp. 和 Paracoccus sp.的种类也较为丰富[24].
3 农药污染微生物修复的影响因素
微生物对农药污染的修复效果，一方面取决于微生物本身的特性和能力，如微生物的种类、生长速率、环境适应性、对污染物的利用能力等。第二方面则取决于农药本身的结构和特性，如农药的化学结构、在环境介质中的浓度、溶解性、生物可利用性、吸附性等。正是由于农药的种类繁多，结构和特性各不相同，所以微生物对农药的降解通常也具有特异性。一般情况下，农药的结构越简单、分子量越小，越易降解； 聚合物和复合物较难降解； 取代基多时较难降解； 增加农药的溶解特性和生物可利用性，也能够提高修复效果[25].
菊酯农药降解菌 Sphingobium sp. 对不同结构菊酯类农药的降解速率差异很大，大小为： 氯菊酯 > 甲氰菊酯≈氯氰菊酯> 功夫菊酯 > 氰戊菊酯 > 溴氰菊酯 > 联苯菊酯。试验结果表明，Sphingobium sp. JZ-1 对氯氰菊酯降解的初始反应是在菊酯水解酶的催化下羧酸酯键断裂生成二氯菊酸和 3-苯氧基苯甲醛，3-苯氧基苯甲醛进一步氧化成苯氧基苯甲酸，且Sphingobium sp. JZ-1 细胞中菊酯水解酶活性不需要菊酯的诱导[26].在美国明尼苏达大学的数据库 Biocatalysis / Bio-degradation Database （UM-BBD）中已详细阐明了许多农药的生物降解途径，包括有机磷和有机氯杀虫剂（对硫磷、对硝基苯酚、六六六、滴滴涕） 、除草剂（2,4-D、阿特拉津、草甘膦） 等[27] .第三方面，微生物对农药污染的修复效果还与外界环境有关，如温度、湿度、营养可利用程度、酸碱度、氧化还原电位、修复菌株与环境中其他微生物的相互作用等。例如，Sphingobium 属细菌（YBL1、YBL2 和 YBL3） 对异丙隆的降解效果与外界环境条件有关，所有菌株在 pH 6. 7 的马肝土中均能够高效降解异丙隆，在pH 4. 5 的红壤中均不能降解异丙隆，YBL3 在 pH 8. 2 的潮土中也能够降解异丙隆； 当含水量低于 40%时，细菌降解马肝土中异丙隆的速率与土壤含水量呈正相关； 在 16 ~37 ℃范围内，马肝土中异丙隆的降解速率与温度呈正相关[28].
4 农药污染微生物修复前景与展望
随着人们对环境问题的关注和现代农业的推进，农药微生物修复技术将在农药环境污染治理中发挥更大的作用，但在修复过程中也存在以下问题： 微生物修复研究在实验室中取得很多理想效果，但将结果应用于土壤污染现场时往往达不到预期效果，甚至与实验室结果相悖[29]; 在试验过程中，微生物受外界影响大； 还有很多情况下污染物并不能完全降解，可能会产生中间产物，有时中间产物的毒性大于母体化合物的毒性。在今后的研究中，土壤农药污染的微生物修复技术应从以下几个方面加强研究： ①对污染修复微生物资源的筛选、收集、保护。②微生物对农药降解途径及代谢机理研究。加强对高残留、危害大、复杂结构农药（如杂环） 及新农药降解途径的研究； 加强对农药污染修复过程中涉及的共代谢机理的研究。③在降解基因筛选和遗传工程的基础上，加速构建高效修复菌株。④建立科学合理的生物修复评价指标体系。⑤加速将理论研究应用到生产实际的成果转化。⑥环境微生物在生态环境中的相互作用及与其他环境生物的联合修复研究。⑦微生物修复技术与其他环境污染治理技术的联合应用。⑧生物修复微生物的分子生物学和分子生态方面的相关研究。
参考文献：
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