氧化反應 微生物體內的氧化反應包括：羥化反應（芳香族羥化、脂肪族羥化、N－羥化）；環氧化；N－氧化；P－氧化；S－氧化；氧化性脫烷基、脫鹵、脫胺。
還原反應 還原反應包括硝基還原、還原性脫鹵、醌類還原等。
水解反應 一些酯、酰胺和硫酸酯類農藥都有可以被微生物水解的酯鍵，如對硫磷、苯胺類除草劑等。
縮合和共軛形成 縮合包括將有毒分子或一部分與另一有機化合物相結合，從而使農藥或其衍生物物失去活性。
應該指出，在微生物降解農藥時，其體內並不隻是進行單一的反應，多數情況下是多個反應協同作用來完成對農藥的降解過程，如好氧條件下鹵代芳烴的生物降解，其鹵素取代基的去除主要通過兩個途徑發生：在降解初期通過還原、水解或氧化去除鹵素；生產芳香結構產物後通過自發水解脫鹵或β－消去鹵化烴[6]。
1.4 影響微生物降解農藥的因素
微生物的種類、代謝活性、適應性等都直接影響到對農藥的降解與轉化[21,22]。很多試驗都已經證明，不同的微生物種類或同一種類的不同菌株對同一有機底物或有毒金屬的反應都不同[5，17，23，24]。另外，微生物具有較強的適應和被馴化的能力，通過一定的適應過程，新的化合物能誘導微生物產生相應的酶係來降解它，或通過基因突變等建立新的酶係來降解它[10]。微生物降解本身的功能特性和變化也是最重要的因素。
農藥化合物的分子量、空間結構、取代基的種類及數量等都影響到微生物對其降解的難易程度[25～28]。一般情況下，高分子化合物比低分子量化合物難降解，聚合物、複合物更能抗生物降解[10]；空間結構簡單的比結構複雜的容易降解[24]。陳亞麗等 [22]在試驗中發現，凡是苯環上有－OH或－NH2的化合物都比較容易被假單胞菌WBC-3所降解，這與苯環的降解通常先羥化再開環的原理一致。Potter等 [29]在小規模堆肥條件下研究了多環芳烴的降解後指出，2－4環的芳烴比5－6環的芳烴容易降解。
自然界中的微生物通常可以降解天然產生的有機化合物，如木質素、纖維素物質等，從而促進地球的物質循環和平衡。但目前的環境汙染物大多是人工合成的自然界中本身不存在的生物異源有機物質，其中一些是對人類具有致畸、致突變和致癌作用，往往對微生物的降解表現出很強的抗性，其原因可能是這些化合物進入自然界的時間比較短，單一的微生物還未進化出降解此類化合物的代謝機製。盡管某些危險性化合物在自然界中可能會經自然形成的微生物群體的協同作用而緩慢降解，但這對微生物世界來說仍然是一個新的挑戰。微生物通過改變自身的信息獲得降解某一化合物的能力的過程是緩慢的，與目前大量使用的人工合成的生物異源物質相比，依靠微生物的自然進化過程顯然不能滿足要求，因此長期以往將會造成整個生態係統的失衡[6]。因此，研究一些可以使微生物群體在較短的時間內獲得最大降解生物異源物質能力的方法非常重要和迫切。
環境因素包括溫度、酸堿度、營養、氧、底物濃度、表麵活性劑等[10，30～33]。劉誌培等 [34]研究了甲單脒降解菌的分離篩選；程國鋒等 [23]研究了微生物降解蔬菜殘留農藥；鈔亞鵬等 [15]研究了甲基營養菌WB-1甲胺磷降解酶的產生和部分純化及性質。他們所研究的微生物或其產生的酶係都有一個適宜的降解農藥的溫度、pH及底物濃度，這與Thomas 等 [31]、Donna Chaw 等[26]的研究結果一致。莫測輝等 [24]指出，堆肥中微生物降解多環芳烴的活性與氧的濃度和水分含量密切相關，當堆肥中氧的含量小於18%、水分含量大於75%時，堆肥就從好氧條件轉化為厭氧條件，進而影響多環芳烴的降解效果。Hundt 等 [30]調查了biaryl化合物在土壤中和堆肥中被細菌Ralstonia和Pickettii的降解和礦化情況。在土壤水分適宜的條件下，非離子型表麵活性劑吐溫80可增強微生物對biaryl類化合物的利用率，如聯苯、4－氯聯苯。Kastner等 [35]認為，在堆肥與被多環芳烴汙染的土壤混合的情況下，堆肥中有機基質含量對於農藥降解的作用要大於堆肥中生物的含量對於農藥降解的作用；營養對於以共代謝作用降解農藥的微生物更加重要，因為微生物在以共代謝的方式降解農藥時，並不產生能量，須其他的碳源和能源物質補充能量[12]。對於好氧微生物來說，在好氧條件下可以降解農藥，而在厭氧條件下降解效果不好；而對於厭氧微生物來說，情況可能正相反。也有研究指出在好氧條件下，有的厭氧細菌也可以代謝一些化合物[6]。
1.5 農藥微生物降解的新技術和新方法
20世紀後半葉是分子生物學、分子遺傳學等學科迅速發展的時期，各種不同的生物學技術不斷湧現；同時在21世紀初，生物信息學、基因組學、蛋白質組學等新的學科迅速興起。這一切都為人工創造“超級農藥降解菌”提供了必要的條件。因此，利用轉基因技術進行目的性的人工組裝“工程菌”成為有魅力的發展目標。同時，因為微生物降解農藥的本質是酶促反應，所以，有人直接提取微生物合成的酶係來離體進行農藥等有機化合物汙染物的降解研究[15]。
以往研究農藥的生物降解偏重於用單一微生物菌株的純培養[17，23]，現在已經證明，單一菌株的純培養效果不如混合培養。因為單個微生物不具備生物降解所需的全部酶的遺傳合成信息，而且它們在難降解化合物中馴化的時間不足以進化出完整的代謝途徑，同時許多純培養的研究發現，在生物降解過程中會有毒性中間物質積累，因此徹底礦化通常需要一個或一個以上的營養菌群（如發酵－水解菌群、產硫菌群、產乙酸菌群及產甲烷菌群等）。一種微生物降解一部分，經過數種微生物的接力作用和協同作用，經過多步反應將有毒化合物完全礦化，微生物的群體作用更能抵抗生物降解中產生的有毒物質[6]。筆者等利用菌種間協同關係構建的複合係不僅高效率分解木質纖維素，而且菌種組成長期穩定，不易被雜菌汙染[36，37]，在此基礎上賦予農藥分解功能的複合係對多種農藥具有強烈的分解能力，其作用機理有待作進一步的細致工作。關於混合培養中的微生物群落的代謝協同作用，至少可以將微生物群落分為7種：（1）提供特殊營養物；（2）去除生長抑製物質；（3）改善單個微生物的基本生長參數（條件）；（4）對底物協調利用；（5）共代謝；（6）氫（電子）轉移；（7）提供一種以上初級底物利用者[6]。另外，分子生態學技術的應用證明，目前人類能夠分離純化的微生物種類及其有限，甚至自然界中99%的微生物目前無法純培養[38]，因而隻有培育複合係才能包含這些重要而無法純培養的微生物種類。
2 研究中存在的問題
雖然農藥殘留的微生物降解研究已經取得了很大的進展，而且也有了一些應用的實例，但研究大多局限在實驗室中，農藥降解菌完全走出實驗室到實際應用中還有一段路要走。農藥微生物降解的問題主要有以下幾方麵。
2.1 單一菌株的純培養問題
以往的研究主要集中在單一菌株的純培養上，在實驗室內獲得純培養的菌株，然後研究它的特性、降解機理等。然而這一方法完全不符合實際情況，自然狀態下，是多種微生物共存，通過微生物之間的共同作用把農藥降解。農藥殘留往往存在於土壤、農副產品、廢棄物等複雜環境中，即使在實驗室內一株菌的降解活性再大，到了這種複雜條件下可能無法生存或起不到期望的作用。
2.2 環境條件對微生物降解農藥的影響
外部環境對微生物生長和對農藥的降解影響很大，如環境的溫度、水分含量、pH、氧含量等，而自然環境中這些因素變化很大，這直接影響到微生物對農藥的降解。如何克服環境的影響從而充分發揮目標微生物的作用是需要解決的重大問題。
2.3 微生物降解目標化合物對降解的影響
目標化合物的濃度是否能使微生物生長，另外，農藥汙染環境的化合物組分很不穩定，波動很大，這給以工程措施微生物降解農藥化合物帶來困難。
2.4 微生物與被降解物接觸的難易程度
被農藥汙染的環境有土壤、空氣、水體及蔬菜瓜果等，對於土壤和水體的汙染，微生物很容易與汙染物接觸，從而發揮它們的降解功能。但是，對於被農藥汙染的食品來說，利用微生物降解殘留的農藥很難，因為微生物無法與存在於物體內部的殘留農藥接觸，無法發揮它們的作用，而隻能降解殘留在物體表麵的部分。這種限製需要人們盡快解決，從而擴大微生物降解農藥的應用範圍。
2.5 微生物的適應性問題
所接種的微生物能否適應汙染的環境，這不僅包括上述提到的物理環境，還涉及到生物之間的關係。接種到環境中的微生物受到抑製物的影響，或者受到包括捕食者在內的土著微生物的影響，甚至受到拮抗作用而不能生長等，這些都可以造成接種的微生物不能成為優勢菌從而失去對農藥的降解作用。構建多菌株複合係，具有穩定性和抗汙染性強的優點，但即使是多菌混合培養的複合係也同樣存在能否成為優勢群體的問題。
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