有关农药学综述性论文选题

综述了在环境中降解农药的微生物种类、微生物降解农药的机理、在自然条件下影响微生物降解农药的因素及农药微生物降解研究方面的新技术和新方法。文章认为，在农药的微生物降解研究中，应重视自然状态下微生物对农药的降解过程，分离构建应由天然的微生物构成的复合系，利用微生物复合系进行堆肥或把堆肥应用于被污染的环境是消除农药污染的一个有效方法。 关键词：微生物 生物降解 农药降解 农药 20世纪60年代出现的第一 次“绿色革命”为人类的粮食安全做出了重大贡献，其中作为主要技术之一的农药为粮食的增产起到了重要的保障作用。因为农药具有成本低、见效快、省时省力等优点，因而在世界各国的农业生产中被广泛使用，但农药的过分使用产生了严重的负面影响。仅1985年，世界的农药产量为200多万t[1]；在我国，仅1990年的农药产量就为万t[2]，其中甲胺磷一种农药的用量就达6万t[3]。化学农药主要是人工合成的生物外源性物质，很多农药本身对人类及其他生物是有毒的，而且很多类型是不易生物降解的顽固性化合物。农药残留很难降解，人们在使用农药防止病虫草害的同时，也使粮食、蔬菜、瓜果等农药残留超标，污染严重，同时给非靶生物带来伤害，每年造成的农药中毒事件及职业性中毒病例不断增加[3～6]。同时，农药厂排出的污水和施入农田的农药等也对环境造成严重的污染，破坏了生态平衡，影响了农业的可持续发展，威胁着人类的身心健康。农药不合理的大量使用给人类及生态环境造成了越来越严重的不良后果，农药的污染问题已成为全球关注的热点。因此，加强农药的生物降解研究、解决农药对环境及食物的污染问题，是人类当前迫切需要解决的课题之一。 这些农药残留广泛分布于土壤、水体、大气及农产品中，难以利用大规模的工程措施消除污染。实际上，在自然界主要依靠微生物缓慢地进行降解，这是依靠自然力量、不产生二次污染的理想途径。但自然环境复杂多变，影响着农药生物降解的可否和效率。近年随着对农药残留污染问题的重视，科学家们对农药生物降解进行了大量的研究，但许多问题需要进一步探明。本文整理出了近年来对农药生物降解的研究进展，提出存在的问题，建议有效的研究途径，旨在为加强农药的生物降解研究、解决农药对环境及食物的污染问题提供依据。 1 农业生产上主要使用的农药类型 当前农 业上使用的主要有机化合物农药如表1所示。其中，有些已经禁止使用，如六六六、滴滴涕等有机氯农药，还有一些正在逐步停止使用，如有机磷类中的甲胺磷等。 表1 农业生产中常用农药种类简表[7]类 型 农 药 品 种有机磷：敌百虫、甲胺磷、敌敌畏、乙酰甲胺磷、对硫磷、双硫磷、乐果等杀虫剂 有机氮：西维因、速灭威、巴沙、杀虫脒等 有机氯：六六六、滴滴涕、毒杀芬等杀螨剂 螨净、杀螨特、三氯杀螨砜、螨卵酯、氯杀、敌螨丹等除草剂 2，4－D、敌稗、灭草灵、阿特拉津、草甘膦、毒草胺等杀菌剂 甲基硫化砷、福美双、灭菌丹、敌克松、克瘟散、稻瘟净、多菌灵、叶枯净等 生长调节剂 矮壮素、健壮素、增产灵、赤霉素、缩节胺等 人们发现，在自然生态系统中存在着大量的、代谢类型各异的、具有很强适应能力的和能利用各种人工合成有机农药为碳源、氮源和能源生长的微生物，它们可以通过各种谢途径把有机农药完全矿化或降解成无毒的其他成分，为人类去除农药污染和净化生态环境提供必要的条件。 降解农药的微生物类群 土壤中的微生物，包括细菌、真菌、放线菌和藻类等[8，9]，它们中有一些具有农药降解功能的种类。细菌由于其生化上的多种适应能力和容易诱发突变菌株，从而在农药降解中占有主要地位[8]。一在土壤、污水及高温堆肥体系中，对农药分解起主要作用的是细菌类，这与农药类型、微生物降解农药的能力和环境条件等有关，如在高温堆肥体系当中，由于高温阶段体系内部温度较高（大于50 ℃），存活的主要是耐高温细菌，而此阶段也是农药降解最快的时期。通过微生物的作用，把环境中的有机污染物转化为CO2和H2O等无毒无害或毒性较小的其他物质[10，11]。通过许多科研工作者的努力，已经分离得到了大量的可降解农药的微生物（见表2）。不同的微生物类群降解农药的机理、途径和过程可能不同，下面简要介绍一下农药的微生物降解机理。 微生物降解农药的机理 目前，对于微生物降解农药的研究主要集中于细菌上，因此对于细菌代谢农药的机理研究得比较清楚。 表2 常见农药的降解微生物[11，12] 农 药降 解 微 生 物 甲胺磷芽孢杆菌、曲霉、青霉、假单胞杆菌、瓶型酵母 阿特拉津（AT）烟曲霉、焦曲霉、葡枝根霉、串珠镰刀菌、粉红色镰刀菌、尖孢镰刀菌、斜卧镰刀菌、微紫青霉、皱褶青霉、平滑青霉、白腐真菌、菌根真菌、假单胞菌、红球菌、诺卡氏菌 幼脲3号真菌 敌杀死产碱杆菌 2，4－D假单胞菌、无色杆菌、节杆菌、棒状杆菌、黄杆菌、生孢食纤维菌属、链霉菌属、曲霉菌、诺卡氏菌、 DDT无色杆菌、气杆菌、芽孢杆菌、梭状芽孢杆菌、埃希氏菌、假单胞菌、变形杆菌、链球菌、无色杆菌、黄单胞菌、欧文氏菌、巴斯德梭菌、根癌土壤杆菌、产气气杆菌、镰孢霉菌、诺卡氏菌、绿色木霉等 丙体六六六白腐真菌、梭状芽孢杆菌、埃希氏菌、大肠杆菌、生孢梭菌等 对硫磷大肠杆菌、芽孢杆菌 七 氯芽孢杆菌、镰孢霉菌、小单孢菌、诺卡氏菌、曲霉菌、根霉菌、链球菌 敌百虫曲霉菌、镰孢霉菌 敌敌畏假单胞菌 狄氏剂芽孢杆菌、假单胞菌 艾氏剂镰孢霉菌、青霉菌 乐 果假单胞菌 2,4,5-T无色杆菌、枝动杆菌 细菌降解农药的本质是酶促反应[13～15]，即化合物通过一定的方式进入细菌体内，然后在各种酶的作用下，经过一系列的生理生化反应，最终将农药完全降解或分解成分子量较小的无毒或毒性较小的化合物的过程。如莠去津作为假单胞菌ADP菌株的唯一碳源，有3种酶参与了降解莠去津的前几步反应。第一种酶是A tzA，催化莠去津水解脱氯的反应，得到无毒的羟基莠去津，此酶是莠去津生物降解的关键酶；第二种酶是A tzB，催化羟基莠去津脱氯氨基反应，产生N－异丙基氰尿酰胺；第三种酶是A tzC，催化N－异丙基氰尿酰胺生成氰尿酸和异丙胺。最终莠去津被降解为CO2和NH3[16]。微生物所产生的酶系，有的是组成酶系，如门多萨假单胞菌DR－8对甲单脒农药的降解代谢，产生的酶主要分布于细胞壁和细胞膜组分[5]；有的是诱导酶系，如王永杰等 [17]得到的有机磷农药广谱活性降解菌所产生的降解酶等。由于降解酶往往比产生该类酶的微生物菌体更能忍受异常环境条件，酶的降解效率远高于微生物本身，特别是对低浓度的农药，人们想利用降解酶作为净化农药污染的有效手段。但是，降解酶在土壤中容易受非生物变性、土壤吸附等作用而失活，难以长时间保持降解活性，而且酶在土壤中的移动性差[8]，这都限制了降解酶在实际中的应用。现在许多试验已经证明，编码合成这些酶系的基因多数在质粒上，如2，4－D的生物降解，即由质粒携带的基因所控制[18]。通过质粒上的基因与染色体上的基因的共同作用，在微生物体内把农药降解。因此，利用分子生物学技术，可以人工构建“工程菌”来更好地实现人类利用微生物降解农药的愿望。 微生物在农药转化中的作用 （1）矿化作用 有许多化学农药是天然化合物的类似物，某些微生物具有降解它们的酶系。它们可以作为微生物的营养源而被微生物分解利用，生成无机物、二氧化碳和水。矿化作用是最理想的降解方式，因为农药被完全降解成无毒的无机物，如石利利等 [19]研究了假单胞菌DLL－1在水溶液介质中降解甲基对硫磷的性能及降解机理后指出，DLL-1菌可以将甲基对硫磷完全降解为NO2－和NO3－。 （2）共代谢作用 有些合成的化合物不能被微生物降解，但若有另一种可供碳源和能源的辅助基质存在时，它们则可被部分降解，这个作用称为共代谢作用，这一作用最初是由Foster等[12]提出来的。如门多萨假单胞菌DR-8菌株降解甲单脒产物为2,4－二甲基苯胺和NH3，而DR-8菌株不能以甲单脒作为碳源和能源而生长，只能在添加其他有机营养基质作为碳源的条件下降解甲单脒，且降解产物未完全矿化，属于共代谢作用类型[5]。关于共代谢的机理，现在还存在争论。由于共代谢作用而推动的顽固性人工合成化合物的降解一般进行的较慢，而且降解程度很有限，参与共代谢作用的微生物不能从中获得碳源和能源，但是自然界中还是广泛存在着大量的具有共代谢功能的微生物，它们可以降解多种类型的化合物。共代谢作用在农药的微生物降解过程中发挥着主要的作用[5，17，20]。 微生物降解农药的生化反应[10，12] 氧化反应 微生物体内的氧化反应包括：羟化反应（芳香族羟化、脂肪族羟化、N－羟化）；环氧化；N－氧化；P－氧化；S－氧化；氧化性脱烷基、脱卤、脱胺。 还原反应 还原反应包括硝基还原、还原性脱卤、醌类还原等。 水解反应 一些酯、酰胺和硫酸酯类农药都有可以被微生物水解的酯键，如对硫磷、苯胺类除草剂等。 缩合和共轭形成 缩合包括将有毒分子或一部分与另一有机化合物相结合，从而使农药或其衍生物物失去活性。 应该指出，在微生物降解农药时，其体内并不只是进行单一的反应，多数情况下是多个反应协同作用来完成对农药的降解过程，如好氧条件下卤代芳烃的生物降解，其卤素取代基的去除主要通过两个途径发生：在降解初期通过还原、水解或氧化去除卤素；生产芳香结构产物后通过自发水解脱卤或β－消去卤化烃[6]。 影响微生物降解农药的因素 微生物自身的影响 微生物的种类、代谢活性、适应性等都直接影响到对农药的降解与转化[21,22]。很多试验都已经证明，不同的微生物种类或同一种类的不同菌株对同一有机底物或有毒金属的反应都不同[5，17，23，24]。另外，微生物具有较强的适应和被驯化的能力，通过一定的适应过程，新的化合物能诱导微生物产生相应的酶系来降解它，或通过基因突变等建立新的酶系来降解它[10]。微生物降解本身的功能特性和变化也是最重要的因素。 农药结构的影响 农药化合物的分子量、空间结构、取代基的种类及数量等都影响到微生物对其降解的难易程度[25～28]。一般情况下，高分子化合物比低分子量化合物难降解，聚合物、复合物更能抗生物降解[10]；空间结构简单的比结构复杂的容易降解[24]。陈亚丽等 [22]在试验中发现，凡是苯环上有－OH或－NH2的化合物都比较容易被假单胞菌WBC-3所降解，这与苯环的降解通常先羟化再开环的原理一致。Potter等 [29]在小规模堆肥条件下研究了多环芳烃的降解后指出，2－4环的芳烃比5－6环的芳烃容易降解。 自然界中的微生物通常可以降解天然产生的有机化合物，如木质素、纤维素物质等，从而促进地球的物质循环和平衡。但目前的环境污染物大多是人工合成的自然界中本身不存在的生物异源有机物质，其中一些是对人类具有致畸、致突变和致癌作用，往往对微生物的降解表现出很强的抗性，其原因可能是这些化合物进入自然界的时间比较短，单一的微生物还未进化出降解此类化合物的代谢机制。尽管某些危险性化合物在自然界中可能会经自然形成的微生物群体的协同作用而缓慢降解，但这对微生物世界来说仍然是一个新的挑战。微生物通过改变自身的信息获得降解某一化合物的能力的过程是缓慢的，与目前大量使用的人工合成的生物异源物质相比，依靠微生物的自然进化过程显然不能满足要求，因此长期以往将会造成整个生态系统的失衡[6]。因此，研究一些可以使微生物群体在较短的时间内获得最大降解生物异源物质能力的方法非常重要和迫切。 环境因素的影响 环境因素包括温度、酸碱度、营养、氧、底物浓度、表面活性剂等[10，30～33]。刘志培等 [34]研究了甲单脒降解菌的分离筛选；程国锋等 [23]研究了微生物降解蔬菜残留农药；钞亚鹏等 [15]研究了甲基营养菌WB-1甲胺磷降解酶的产生和部分纯化及性质。他们所研究的微生物或其产生的酶系都有一个适宜的降解农药的温度、pH及底物浓度，这与Thomas 等 [31]、Donna Chaw 等[26]的研究结果一致。莫测辉等 [24]指出，堆肥中微生物降解多环芳烃的活性与氧的浓度和水分含量密切相关，当堆肥中氧的含量小于18%、水分含量大于75%时，堆肥就从好氧条件转化为厌氧条件，进而影响多环芳烃的降解效果。Hundt 等 [30]调查了biaryl化合物在土壤中和堆肥中被细菌Ralstonia和Pickettii的降解和矿化情况。在土壤水分适宜的条件下，非离子型表面活性剂吐温80可增强微生物对biaryl类化合物的利用率，如联苯、4－氯联苯。Kastner等 [35]认为，在堆肥与被多环芳烃污染的土壤混合的情况下，堆肥中有机基质含量对于农药降解的作用要大于堆肥中生物的含量对于农药降解的作用；营养对于以共代谢作用降解农药的微生物更加重要，因为微生物在以共代谢的方式降解农药时，并不产生能量，须其他的碳源和能源物质补充能量[12]。对于好氧微生物来说，在好氧条件下可以降解农药，而在厌氧条件下降解效果不好；而对于厌氧微生物来说，情况可能正相反。也有研究指出在好氧条件下，有的厌氧细菌也可以代谢一些化合物[6]。 农药微生物降解的新技术和新方法 转基因技术的应用 20世纪后半叶是分子生物学、分子遗传学等学科迅速发展的时期，各种不同的生物学技术不断涌现；同时在21世纪初，生物信息学、基因组学、蛋白质组学等新的学科迅速兴起。这一切都为人工创造“超级农药降解菌”提供了必要的条件。因此，利用转基因技术进行目的性的人工组装“工程菌”成为有魅力的发展目标。同时，因为微生物降解农药的本质是酶促反应，所以，有人直接提取微生物合成的酶系来离体进行农药等有机化合物污染物的降解研究[15]。 多菌株复合系的构建及应用 以往研究农药的生物降解偏重于用单一微生物菌株的纯培养[17，23]，现在已经证明，单一菌株的纯培养效果不如混合培养。因为单个微生物不具备生物降解所需的全部酶的遗传合成信息，而且它们在难降解化合物中驯化的时间不足以进化出完整的代谢途径，同时许多纯培养的研究发现，在生物降解过程中会有毒性中间物质积累，因此彻底矿化通常需要一个或一个以上的营养菌群（如发酵－水解菌群、产硫菌群、产乙酸菌群及产甲烷菌群等）。一种微生物降解一部分，经过数种微生物的接力作用和协同作用，经过多步反应将有毒化合物完全矿化，微生物的群体作用更能抵抗生物降解中产生的有毒物质[6]。笔者等利用菌种间协同关系构建的复合系不仅高效率分解木质纤维素，而且菌种组成长期稳定，不易被杂菌污染[36，37]，在此基础上赋予农药分解功能的复合系对多种农药具有强烈的分解能力，其作用机理有待作进一步的细致工作。关于混合培养中的微生物群落的代谢协同作用，至少可以将微生物群落分为7种：（1）提供特殊营养物；（2）去除生长抑制物质；（3）改善单个微生物的基本生长参数（条件）；（4）对底物协调利用；（5）共代谢；（6）氢（电子）转移；（7）提供一种以上初级底物利用者[6]。另外，分子生态学技术的应用证明，目前人类能够分离纯化的微生物种类及其有限，甚至自然界中99%的微生物目前无法纯培养[38]，因而只有培育复合系才能包含这些重要而无法纯培养的微生物种类。2 研究中存在的问题 虽然农药残留的微生物降解研究已经取得了很大的进展，而且也有了一些应用的实例，但研究大多局限在实验室中，农药降解菌完全走出实验室到实际应用中还有一段路要走。农药微生物降解的问题主要有以下几方面。 单一菌株的纯培养问题 以往的研究主要集中在单一菌株的纯培养上，在实验室内获得纯培养的菌株，然后研究它的特性、降解机理等。然而这一方法完全不符合实际情况，自然状态下，是多种微生物共存，通过微生物之间的共同作用把农药降解。农药残留往往存在于土壤、农副产品、废弃物等复杂环境中，即使在实验室内一株菌的降解活性再大，到了这种复杂条件下可能无法生存或起不到期望的作用。 环境条件对微生物降解农药的影响 外部环境对微生物生长和对农药的降解影响很大，如环境的温度、水分含量、pH、氧含量等，而自然环境中这些因素变化很大，这直接影响到微生物对农药的降解。如何克服环境的影响从而充分发挥目标微生物的作用是需要解决的重大问题。 微生物降解目标化合物对降解的影响 目标化合物的浓度是否能使微生物生长，另外，农药污染环境的化合物组分很不稳定，波动很大，这给以工程措施微生物降解农药化合物带来困难。 微生物与被降解物接触的难易程度 被农药污染的环境有土壤、空气、水体及蔬菜瓜果等，对于土壤和水体的污染，微生物很容易与污染物接触，从而发挥它们的降解功能。但是，对于被农药污染的食品来说，利用微生物降解残留的农药很难，因为微生物无法与存在于物体内部的残留农药接触，无法发挥它们的作用，而只能降解残留在物体表面的部分。这种限制需要人们尽快解决，从而扩大微生物降解农药的应用范围。 微生物的适应性问题 所接种的微生物能否适应污染的环境，这不仅包括上述提到的物理环境，还涉及到生物之间的关系。接种到环境中的微生物受到抑制物的影响，或者受到包括捕食者在内的土著微生物的影响，甚至受到拮抗作用而不能生长等，这些都可以造成接种的微生物不能成为优势菌从而失去对农药的降解作用。构建多菌株复合系，具有稳定性和抗污染性强的优点，但即使是多菌混合培养的复合系也同样存在能否成为优势群体的问题。 3 堆肥法消除污染物 现代城市生活垃圾、有机固体废弃物、污泥中含有大量的有机污染物及重金属，农业有机固体废弃物中也含有大量的残留农药及其由于利用污水灌溉等可能导致的其他污染物。而堆肥法是消除这些污染，使有机固体废弃物无害化、资源化和产业化的有效途径之一。在堆肥过程中，通过堆肥体系中微生物的降解作用和挥发、沥滤、光解、螯合和络合等非生物方法消除污染物。堆肥法消除污染物主要有：（1）将被污染的物质或污染物与堆肥原料一起堆制处理；（2）将污染物质与堆制过的材料混合后进行二次堆制；（3）在被污染的土壤中添加堆肥产品，利用堆肥中的微生物消除土壤污染[39]。所以，堆肥法既可以消除污染，又可得到高质量的堆肥产品，对环境污染治理和农业的可持续发展意义重大。20世纪90年代以来，国内外有很多学者在此方面做了大量研究且取得了一定的进展[26，40～43]。 将人工构建微生物的复合体系，接种到农药污染土壤中，或利用活性的农业有机废弃物堆肥来改良已经被污染的土壤是一个好办法，因为活性堆肥内含有复合的微生物体系，在污染的土壤环境中更容易成为优势菌群。这就涉及到复合系的构建，微生物复合系的构建需要传统的和现代的方法相结合。从已有的堆肥体系中和已经污染了的土壤环境中分别富集培养微生物，得到土著微生物的复合系和堆肥菌复合系，然后进行复合微生物体系内部各个组分的特性、功能和多样性研究。菌株的抗药性鉴定，再把各个有功能的组分重新复合，组成一个新的复合体系，这一复合系不仅具有强有力的功能，又更能适应土著环境。直接应用复合系治理土壤污染，或者利用复合系生产农业有机废弃物堆肥来改良土壤。 4 结 语 很多研究已经证明，在农药污染的一些环境中诱导出天然的降解农药的微生物，那么是否可以采取一些条件控制措施，充分调动这些土著微生物的作用，尽量采用原位生物修复，而不用人为地接种微生物，这值得进一步探讨和研究。

有机磷农药残留快速检测方法探究进展([标签:标题拼音])关键词：有机磷农药最初农药残留检测技术仅限于化学法论文 比色法和生物测定法论文 检测方法缺乏专一性论文 灵敏度也不高。20世纪60年代气相色谱应用于农药和药物残留分析论文 大大提高了农药和药物残留? 摘要：关键词 有机磷农药 最初农药残留检测技术仅限于化学法、比色法和生物测定法，检测方法缺乏专一性，灵敏度也不高。20世纪60年代气相色谱运用于农药和药物残留探析，大大提高了农药和药物残留量的检测水平。20世纪80年代以来，高效液相色谱法开始广泛运用于对热不稳定和离子型农药及其代谢物的探析。色谱法虽然定量准确、灵敏度高，但所需设备昂贵，需要专业人员操作，且探析时间长不利于现场监测。本文就当前农药和药物残留快速检测探析技术探究进展做一综述。 1 发光菌检测技术 探究表明，不同种类的发光细菌的发光机制相同〔1〕。即由分子氧功效，胞内荧光酶催化，将还原态的黄素核甘酸(FMNH2)及长链脂肪醛氧化为FMN及长链脂肪酸，同时释放出最大发光强度在波长450～490nm的蓝绿光。常用的发光菌有弧菌属和发光杆菌属的一些细菌。袁东星〔2〕等人采用发光细菌快速检测蔬菜中有机磷农药的残留量，通过发光菌对蔬菜中几种有机磷农药的抑光反应，得出发光强度和试样中有机磷农药浓度呈负相关的结果，其最小检测限可达到3mg/L。目前，发光菌检测技术广泛地运用于环境监测及食品平安检测中，其在食品平安检测中主要用于农药兽药残留检测、重金属生物毒性检测等〔3〕，方法快速、简便、灵敏。但是发光菌被激活后，它的发光强度会随时间的变化而改变，造成检测结果不稳定。此外，由于食品中成分复杂，污染物浓度较低，检测仪器达不到如此低的检测限，所以该法在食品平安检测中的运用还不多见。 2 化学发光技术 化学发光(CL)是以发光物质鲁米诺(Luminol)、没食子酸(Gallicacid)等和有机磷农药进行的一些非凡的化学反应，反应的中间体或反应物吸收反应所释放出的化学能而跃迁到激发态，当它们从激发态回到基态时会发生光辐射，光子通过光电倍增管和放大器后，转变为电流且被放大，在一定条件下电流大小和有机磷浓度成正比〔4〕。根据反应原理有以下4种检测方法：(1)对乙酰胆碱酶抑制的CL方法；(2)对碱性磷酸酯酶的催化CL方法；(3)对于过氧化物和吲哚反应的方法；(4)对于鲁米诺和过氧化氢(H2O2)反应的方法。采用化学发光法检测有机磷农药，其检测限可达到ng/kg级水平。Ayyagari〔5〕根据碱性磷酸酯酶可以催化含磷酸酯化合物发生去磷酸化功效，即乐果抑制磷酸酯酶的活性，并产生微弱的发光信号检测乐果，检测限为500ng／L。饶志明〔6〕等人以鲁米诺-H2O2体系对有机磷农药-甲基对硫磷进行化学发光探析，发现聚乙二醇对反应有显著的增敏功效，并建立了流动注射化学发光法(FIA-CL)测定甲基对硫磷的方法，检测限可达002μg/ml。目前探究较多的是化学发光和免疫探析、分子印迹、微流控芯片等技术联用检测食品中农药兽药的残留〔7〕，但仍处于实验室阶段，实际运用还很少。化学发光技术具有灵敏度高，反应速度快，选择性好，仪器设备简单等优点，更适合现场监测工作的开展。 3 免疫探析技术 运用于农药残留探析的免疫探析技术主要有放射性免疫探析(RIA)和酶联免疫探析(EIA)。由于RIA在仪器设备要求上的局限性，使得EIA成为农药残留探析中运用最为广泛的技术之一。EIA在实际运用中有直接法、间接法、抗体夹心法、竞争法、抑制法等。免疫探析是根据抗原抗体特异性识别和结合反应为基础的探析方法。有机磷农药是小分子量农药(MW%26lt;2500)，要将农药小分子以半抗原的形式通过一定碳链长度的连接分子和分子量大的载体(一般为蛋白质)以共价键相偶联制备人工抗原，以人工抗原免疫动物产生对该农药具有特异性反应的抗体(多克隆抗体)，利用杂交瘤技术制备出具有抗原特异性单一的抗体(单克隆抗体)。M A Kumar〔8〕等采用酶联免疫探析技术和流动注射技术结合检测环境和食品中的甲基对硫磷，其灵敏度高、特异性好。我国1999年刘曙照〔9〕等研制出甲萘威酶免探析线性浓度范围在10-1～10-4μg/ml，检测限低于001ng／ml。王刚垛〔10〕等人合成甲基对硫磷人工抗原并建立ELISA探析方法，其检测限达到5ng／ml。目前免疫探析技术主要以食品、环境中的农药、兽药残留作为检测对象，据报道，已有上百种农药建立起ELISA检测方法，如多菌灵、克百威、对氧磷、对硫磷、甲基对硫磷等。某些有机磷农药的检测限可达到ng甚至pg级，一些试剂盒已经商品化，广泛用于现场样品和大量样品的快速监测〔11，12〕。至今为止由于它有很强的特异性，1种试剂盒只能检测单一有机磷农药不能检测农药的多残留，并且对结构类似的化合物还有一定程度的交叉，再加上抗体制备难度大，试剂盒的成本高，这就限制了其在农残检测中的广泛运用。 4 生物传感器技术 生物传感器通常是指由一种生物敏感部件和转换器紧密配合，对特定种类化合物或生物活性物质具有选择和可逆响应的探析工具〔13-16〕。当待测物和分子识别元件(由具有识别能力的生物功效物质如酶、微生物、抗原和抗体等构成）特异性地结合后，产生的光、热等通过信号转换器转变为可以输出的电信号、光信号等，由检测器经过电子技术处理，在仪器上显示或记录下来，从而达到探析检测的目的。 41 酶生物传感器 有机磷农药和乙酰胆碱酶酯基的活性部位发生不可逆的键合从而抑制酶活性，酶反应产生的pH值变化由电位型生物传感器检测。其优点是快速、准确、可重复使用，但是酶对底物具有高度专一性且稳定性较差。Bernabeil M在一个生物传感器上偶联几种酶促反应从而增加了待测物的数目，即用乙酰胆碱酶和胆碱氧化酶双酶系统，制备了检测对氧磷和涕灭威的电流型H2O2传感器。 42 免疫生物传感器 利用抗体和抗原之间的免疫化学反应来制作的生物传感器。可以高灵敏度、高选择性、方便、快速地检测待测样品中的农药残留量。Wan〔17〕等人研制了便携式的光纤免疫传感器检测甲基对硫磷，其最小检测限为01ng/ml。Anis等研制开发的光纤免疫生物传感器用于测定样品中的对硫磷和色谱法相比，该法简便快速，探析周期缩短了4/5。 43 微生物传感器 利用活微生物的代谢功效检测污染物，一类是利用微生物在同化底物时消耗氧的呼吸功效；另一类是利用不同微生物含有不同的酶，把它作为酶源。具有能够适应宽范围的pH和温度的优点，但选择性较差。Mulchandani等人将携带有机磷水解酶(OPH)基因片断的质粒转入一种摩拉氏菌的菌体内，筛选得到可在胞外表达OPH的改良菌，从而制备的传感器对甲基对硫磷和对氧磷的检测限可低达l×10-6mol／L和2×10-7mol／L〔18〕。生物传感器已在环境监测、食品、医药等领域得到广泛运用。在有机磷的检测和其他探析技术相比，生物传感器具有体积小、成本低、选择性及抗干扰能力强、响应快等优点，也可同时检测多个样品，灵敏度高。但目前生物传感器技术还存在稳定性差，使用寿命短等新问题。< 5 展望 目前农药残留检测：发光菌技术主要运用于水质检测及环境规划，随着技术的发展发光菌法将和电子技术以及光电技术相结合，逐步发展为在线监测系统，为有机磷农药现场监测提供更加快速的检测探析手段。化学发光是近年来发展起来的一种高灵敏的微量及痕量有机磷残留检测探析技术，今后在改进和健全原有发光试剂和体系的同时，新发光试剂的合成及和其他技术(如微流控芯片技术、传感器技术等)的联用，更显示出化学发光探析技术快速、灵敏、简便的优点。ELISA技术和生物传感器技术目前还处于起步阶段，随着探析技术的不断改进，ELISA减少交叉反应的发生，进一步提高灵敏度及稳定性，免疫试剂盒不断的商业化；生物传感器的多功效化(1个传感器可检测多种农药残留)，降低产品成本，提高灵敏度、稳定性和延长寿命，它们在农药残留检测领域中会得到进一步的运用和推广，使我国的农药残留快速检测技术的运用出现多元化的局面。 参考文献 〔1〕 Thomtdka of bioluminesecent bacterium photobacterium phosphoreum to detect potentially biohazardous materials in water〔J〕.Bull Environ Contam Toxicol，1993,51(4)：538. 〔2〕 袁东星，邓永智，林玉晖.蔬菜中有机磷农药残留的发光菌快速检测〔J〕.环境化学,1997,16(1)：77-81. 〔3〕 凌云，赵渝.发光细菌法在食品平安性检测中的运用〔J〕.食品和生物技术学报,2005，24(6)：106-110. 〔4〕 韩鹤友，游子涵.化学发光联用技术在兽药残留探析中的运用进展〔J〕.探析科学学报,2005，21(5)：552-556. 〔5〕 Ayyagari MS，Kamtrkar S，Pande R，et for pesticide detection based on alkaline phosphates catalyzed chemiluminescence〔J〕.Materials Science and Engineering，1995，C2：191-196. 〔6〕 饶志明，王建宁，李隆弟.流动注射化学发光测定甲基对硫磷的探究〔J〕.探析化学，2001，4：1-5. 〔7〕 黄梓平,王建宁.利用化学发光技术对有机磷农药进行检测探析〔J〕.青海师范大学学报：自然科学版，2003，(1)：59-63. 〔8〕 Kumar M A,Chuhan R S，Thakur M S,et flow enzyme-linked immunosorbent assay(ELISA)system for analysis of methyl parathion〔J〕.Analytica Chimica Acta，2006，(560)：30-34. 〔9〕 刘曙照.九十年代农药残留探析新技术〔J〕.农药,1998，37(6)：11-13. 〔10〕 王刚垛，何凤生，鱼涛，等.甲基对硫磷ELISA探析方法的建立及初步运用〔J〕.中国工业医学杂志，2001，14(6)：327-333. 〔11〕 赵人王争，陈景衡，杨俊.生物酶技术和酶免疫技术在农残快速探析方面的运用和探究进展〔J〕.中国卫生检验杂志，2002,12(5):640-641. 〔12〕 韩丽君，贾明宏，钱传范，等.甲基对硫磷的酶联免疫吸附探析(ELISA)探究〔J〕.农业环境学学报，2005,24：187-190. 〔13〕 Nunes GS，Barcelo for pesticide determination in food samples〔J〕.Pesticide Analysis，1998,26：156-159. 〔14〕 刘宗林，彭义交.有机磷传感器的研制〔J〕.食品科学，2004,25(2)：130-134. 〔15〕 乌日娜，李建科.生物传感器在农药残留探析中的探究目前现状及展望〔J〕.食品和机械,2005,21(2)：54-76. 〔16〕 陈帆，何奕.有机磷水解酶传感器及其运用探究进展〔J〕.传感器技术，2004,23(4)：5-9. 〔17〕 Wan Lixing，Li fiber-optic immunosensor for detection of methsulfuron methyl〔J〕.Talanta，2000，(52)：879-883. 〔18〕 Mulchandani P，Chen W，Mulchandani A,et biosensor for direct determination of organophosphate epesticides using recombinant microorganism with surface expressedorganophosphorus hydrolase〔J〕.Biosensors %26amp; Bioelectronics，2001(16)：433-437.<