我國是農業生產大國，化學農藥使用量大，國家質檢總局公布的數據顯示，我國農藥年產量（按有效成分 100%計）近 50 萬 t,加工制劑超過 100 萬 t,僅次于美國，居世界第 2位。由于我國農藥使用技術落后、施用者科技水平不高，造成農藥長期不合理地使用和濫用[1],使我國土地受到大面積污染，在主要流域（包括長江、黃河、松花江、遼河、海河、珠江） 的底泥中農藥污染情況十分嚴重[2].很多省份的農田土壤中檢出大量的農藥殘留。例如，湖南省 160 個土壤樣品中，滴滴涕和六六六檢出率均為 100%[3]; 遼北農田土壤中檢出 8 種有機氯農藥，其中六氯苯檢出率為100%,狄氏劑檢出率為 40.7%[4]; 佳木斯松花江沿岸土壤中檢出 17 種有機氯農藥[5].
大量研究表明，農藥污染已經嚴重威脅到食品安全和人畜健康。2012 年浙江省農業科學院農產品質量標準研究所和農業部農藥殘留檢測重點實驗室等單位對浙江省蔬菜生產中主要使用的 78 種農藥（主要為低毒農藥） 進行殘留檢測，發現大量農藥殘留，主要的殘留農藥就有 28 種[6].而環境中擬除蟲菊酯類殺蟲劑的殘留會導致哺乳動物免疫系統、荷爾蒙、生殖系統疾病，甚至誘發癌癥[7],有機氯農藥暴露可能與乳腺癌、阿爾茨海默病、帕金森氏病的發生有關[8 -9].
在棉花上應用的殺雄劑甲基砷酸鋅、甲基砷酸鈉為砷類化合物，對人體危害也很大[10].因此，人們迫切需要尋求治理土壤農藥污染的有效途徑，而一直被認為最安全、有效、經濟、無二次污染的生物修復技術無疑是最佳選擇。筆者介紹了近年來土壤農藥污染的微生物修復研究概況，旨在為微生物修復技術在農藥環境污染治理中的應用提供參考。
1 微生物修復技術的研究歷程
微生物修復技術屬于生物修復的范疇，該技術的最大特點是可以對大面積的環境污染進行治理。生物修復技術的發展最早可追溯到 20 世紀 50 年代，Alexander 與他的學生開展了農藥在土壤中可降解性的研究，為生物技術在環境保護中的應用奠定了基礎[11].至20 世紀 70 年代，隨著環境技術和微生物學的快速發展，生物修復技術也有了長足的發展。
微生物以其種類繁多、分布范圍廣泛、代謝方式豐富多樣、代謝速率快等特點，在污染物的修復中發揮了不可替代的作用，但該時期的研究還主要集中在污染物的可降解性和降解程度等基礎方面。20 世紀 80 年代以后才有學者利用分子生物學技術探索污染修復機理并開始構建多功能微生物菌株。
目前，人們對 Pseudomonas sp. ADP 菌株的阿特拉津降解基因 atzA、B、C、D 及其對應的酶已有較多的了解[12],近年來又發現 trzN 基因也在阿特拉津的降解過程中發揮了關鍵作用，且推測阿特拉津降解基因的進化機制可能與基因的水平轉移有關[13].在 1989 年以前，生物修復的應用范圍僅限于試驗階段，直到美國阿拉斯加海域受到大面積石油污染后，生物修復技術才真正得到大規模應用。1991 年 3 月，第一屆原位生物修復的國際會議在美國圣地亞哥召開，出版了《In situbioremediation》和《On-site bioreclamation》2 本論文集，標志著以生物修復為核心的環境生物技術進入了一個全新的發展時期[14].
2 農藥修復微生物資源
微生物修復技術中應用的微生物包括兩大類： 土著微生物和外源微生物。利用土著微生物進行污染修復時，主要依靠改善外界環境條件（如添加營養元素、改變環境介質理化性質等） 來刺激土著微生物，從而達到修復效果。如甲基桿菌（Methylobacterium sp. ） 能夠利用乙酰甲胺磷為唯一碳源生長，添加甲醇為補充碳源后，大大促進了其對乙酰甲胺磷的降解[15].利用節桿菌（Arthrobacter sp. ） 降解阿特拉津時添加淀粉，不僅能促進菌株自身生長，又能促進對阿特拉津的降解[16].利用外源微生物進行污染修復，則是通過接種外源具有強降解性能的微生物達到修復環境污染的效果。例如，用六六六和滴滴涕降解菌（包括無色桿菌屬的 3 株，芽孢菌屬、假單胞菌屬、產堿菌屬各1 株） 所制成的復合菌劑降解茶園土壤中有機氯農藥，效果顯著[17].從農藥廠土壤中分離篩選得到1 株絲狀真菌---霉菌 7 能在含有燃料培養基中生長并吸附降解燃料，降解速度快，脫色效果較好[18].從石油污染土壤中分離出的鞘脂菌屬（Sphingobium sp. ） 可用于對環境中甲氰菊酯的修復，在其基礎上構建的新型工程菌株 Sphingobium sp. BA3-pytH 對甲氰菊酯的修復效果更是大大增強[19].
微生物修復技術發展至今，已有大量高效微生物修復資源被發現和利用，包括細菌、真菌、放線菌、藻類等各微生物類群，其中細菌類群以其生化上超強的適用能力和較高的突變率等特性，在農藥修復微生物類群中占據主要地位，而假單胞菌屬更是細菌類群中最活躍的菌株。趙萍等分離獲得惡臭假單胞菌（P. putida） 和腸桿菌（Enterobacter ludwigii） 均具有高效修復有機磷農藥污染的效果[20].王培蘭從福建長期受污染的茶園中分離得到的銅綠假單胞菌（P. aeruginos）能夠修復氯氟氰菊酯污染[21].解林奇等從土壤中篩選得到9 個多菌靈降解菌系，并從中篩選出 5 株降解菌[4 株為紅球菌屬（Rhodococcus sp. ） ,1 株為寡養單胞菌屬（Stenotroph-omonas sp. ） ],72 h 對土壤中 5 mg /kg 多菌靈的降解率達到90% 以上[22].朱喜凱等也從土壤中分離出 114 株具有農藥修復性能的細菌[23].崔中利等總結了近 10 年分離獲得的60 株農藥降解微生物，其中有機磷殺蟲劑、菊酯類殺蟲劑、磺酰胺類除草劑、對硝基苯酚降解菌資源相對豐富，Pseudo-monas sp. 菌株數量最多，Sphingomonas sp. 和 Paracoccus sp.的種類也較為豐富[24].
3 農藥污染微生物修復的影響因素
微生物對農藥污染的修復效果，一方面取決于微生物本身的特性和能力，如微生物的種類、生長速率、環境適應性、對污染物的利用能力等。第二方面則取決于農藥本身的結構和特性，如農藥的化學結構、在環境介質中的濃度、溶解性、生物可利用性、吸附性等。正是由于農藥的種類繁多，結構和特性各不相同，所以微生物對農藥的降解通常也具有特異性。一般情況下，農藥的結構越簡單、分子量越小，越易降解； 聚合物和復合物較難降解； 取代基多時較難降解； 增加農藥的溶解特性和生物可利用性，也能夠提高修復效果[25].
菊酯農藥降解菌 Sphingobium sp. 對不同結構菊酯類農藥的降解速率差異很大，大小為： 氯菊酯 > 甲氰菊酯≈氯氰菊酯> 功夫菊酯 > 氰戊菊酯 > 溴氰菊酯 > 聯苯菊酯。試驗結果表明，Sphingobium sp. JZ-1 對氯氰菊酯降解的初始反應是在菊酯水解酶的催化下羧酸酯鍵斷裂生成二氯菊酸和 3-苯氧基苯甲醛，3-苯氧基苯甲醛進一步氧化成苯氧基苯甲酸，且Sphingobium sp. JZ-1 細胞中菊酯水解酶活性不需要菊酯的誘導[26].在美國明尼蘇達大學的數據庫 Biocatalysis / Bio-degradation Database （UM-BBD）中已詳細闡明了許多農藥的生物降解途徑，包括有機磷和有機氯殺蟲劑（對硫磷、對硝基苯酚、六六六、滴滴涕） 、除草劑（2,4-D、阿特拉津、草甘膦） 等[27].第三方面，微生物對農藥污染的修復效果還與外界環境有關，如溫度、濕度、營養可利用程度、酸堿度、氧化還原電位、修復菌株與環境中其他微生物的相互作用等。例如，Sphingobium 屬細菌（YBL1、YBL2 和 YBL3） 對異丙隆的降解效果與外界環境條件有關，所有菌株在 pH 6. 7 的馬肝土中均能夠高效降解異丙隆，在pH 4. 5 的紅壤中均不能降解異丙隆，YBL3 在 pH 8. 2 的潮土中也能夠降解異丙??； 當含水量低于 40%時，細菌降解馬肝土中異丙隆的速率與土壤含水量呈正相關； 在 16 ~37 ℃范圍內，馬肝土中異丙隆的降解速率與溫度呈正相關[28].
4 農藥污染微生物修復前景與展望
隨著人們對環境問題的關注和現代農業的推進，農藥微生物修復技術將在農藥環境污染治理中發揮更大的作用，但在修復過程中也存在以下問題： 微生物修復研究在實驗室中取得很多理想效果，但將結果應用于土壤污染現場時往往達不到預期效果，甚至與實驗室結果相悖[29]; 在試驗過程中，微生物受外界影響大； 還有很多情況下污染物并不能完全降解，可能會產生中間產物，有時中間產物的毒性大于母體化合物的毒性。在今后的研究中，土壤農藥污染的微生物修復技術應從以下幾個方面加強研究： ①對污染修復微生物資源的篩選、收集、保護。②微生物對農藥降解途徑及代謝機理研究。加強對高殘留、危害大、復雜結構農藥（如雜環） 及新農藥降解途徑的研究； 加強對農藥污染修復過程中涉及的共代謝機理的研究。③在降解基因篩選和遺傳工程的基礎上，加速構建高效修復菌株。④建立科學合理的生物修復評價指標體系。⑤加速將理論研究應用到生產實際的成果轉化。⑥環境微生物在生態環境中的相互作用及與其他環境生物的聯合修復研究。⑦微生物修復技術與其他環境污染治理技術的聯合應用。⑧生物修復微生物的分子生物學和分子生態方面的相關研究。
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