生物法降解氰化物的研究进展

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(青岛科技大学化工学院,山东 青岛 266042)

氰化物是指含有CN基团的化合物，存在于很多有机和无机化合物中，多种氰基衍生物是急性剧毒物。电镀、金属加工、炼钢、采矿、摄影、制药、炼焦及塑料工业等生产过程中广泛使用氰化物[1～3]，所产生的大量含氰废水严重污染环境，对人类及动植物形成威胁，因此，研究含氰废水的处理方法及工艺具有重要的意义。

工业上处理含氰废水大多采用化学方法。国内主要采用碱氯法(液氯法、次氯酸钠法、漂白粉法、二氧化氯法等)、酸氯法、因科法、酸化吸收—中和法、臭氧法、电解法、离子交换法、活性炭催化氧化法、加压水解法等。20世纪90年代开始，又出现了溶剂萃取法、过氧化氢-铜催化氧化法、酸化沉淀—中和法(二步沉淀法)等。国外早期主要采用碱氯法、因科法，20世纪90年代开始出现生物氧化法、湿式氧化法、超临界水氧化法等[4]。

目前，最常用的含氰废水处理方法是碱氯法[5]，但此技术仅适用于游离氰化物(CN-、HCN)以及与金属结合较弱的氰化物，且试剂费用高、易产生余氯，对与镍、银等金属络合的氰化物效果不明显，反应速度很慢。此外，处理过程中加入过量的氯使水中总残渣量增加，回收再利用困难，不仅高含氯量的残渣对水生生物有害[6,7]，大量氯的消耗也使得费用增高。

尽管化学法有效可行，但费用高，还会带来许多环境问题，因此有必要发展环保、高效的新型含氰废水处理技术。生物法处理含氰废水比化学法廉价，能同时满足环境控制的要求，在许多国家已应用于工程，在我国也已用于处理来自尾矿溶液和其它工业废水中氰化物，如硫氰酸盐和金属-氰络合物[6,7]。作者在此综述了生物法降解氰化物的机理和研究进展。

1 生物法降解氰化物的机制

1.1 影响氰化物降解的因素

微生物具有降解环境中污染物的生理代谢能力，然而土壤或水中的氰化物浓度对生物降解的影响很大。例如，高浓度的乙腈能损害腈降解酶和腈水解酶，使产酸克雷伯氏菌中毒，从而抑制微生物有机体对这些化合物进行生物降解[6]。营养素的使用也会影响氰化物的生物降解。碳是微生物降解金属氰化络合物的限制因素，可阻碍土壤中含氰废物的生物降解。氰化物降解的几个途径都消耗氧，因此氧对氰化物微生物代谢影响显著[8]。

温度是决定微生物降解速率的重要参数。氰化物降解酶一般由土壤中分离得到的中温微生物产生，进行降解的最适温度约在20～40℃之间[7～9]。此外，pH值也是影响微生物降解土壤中氰化物的重要因素，细菌和真菌生长的最适pH值分别为6～8和4～5，而氰化物降解酶的最适pH值一般在6～9，极端pH值会严重影响生物降解效率，而茄病镰刀菌和真菌(包括锤形真菌、木霉菌属、柱霉属和青霉菌)的混合培养物可在pH值为4的条件下降解氰化铁[10]。

1.2 氰化物和腈类的降解途径

常见的氰化物降解途径主要有水解、氧化、还原和置换/转移[11]。

1.2.1 水解反应

水解反应由多种酶催化，如氰化物水合酶、腈水合酶、氰化物水解酶和腈水解酶[8，11]。氰化物水合酶和氰化物水解酶作用于HCN，腈水合酶和腈水解酶作用于腈类。这些酶通过不同的反应来降解氰化物。反应如下[11,12]：

低浓度的氰化物可诱导氰化物水合酶的活性来降解氰化物，这些氰化物存在于许多致病性的真菌或生氰植物中，如匍柄霉莲属[12]。此途径将氰化物不可逆地转化成甲酰胺，并最终转化成CO2和NH3。氰化物水合酶与氰化物水解酶是细菌酶，与腈水解酶和腈水合酶在氨基酸和结构水平上有相似性[11]。腈水解酶和腈水合酶可将脂肪族和芳香族的腈类分别转化成相应的酸或酰胺，但底物特异性比氰化物水解酶和氰化物水合酶的要低[11]。产酸克雷伯氏菌利用腈水合酶可降解多种腈化合物[6]，在玫瑰色红球菌Jl、红球菌属N-774、绿针假单胞菌B23及其它细菌中都发现有腈水合酶和酰胺酶存在[12]。已有报道以腈水解酶或腈水合酶与酰胺酶联合使用来降解有机氰化物(亚硝酸盐类)[12]。

1.2.2 氧化反应

利用氧化途径可转化氰化物形成氨和二氧化碳。首先氰化物-氧化物酶将氰化物转化成氰酸盐，然后氰酸酶将氰酸盐催化转化成氨和二氧化碳。现已确定在很多细菌、真菌、植物和动物中都有氰酸酶。二次氧化途径利用氰化物双加氧酶可直接形成氨和二氧化碳[11]。

氰化物-氧化物酶：

HOCN+NAD(P)++H2O

氰化物双加氧酶：

CO2+NH3+NAD(P)+

1.2.3 还原反应

通过还原途径可转化氰化物形成甲烷和氨，但可以利用的酶种类极少。

1.2.4 置换/转移反应

以β-氰丙氨酸合酶为催化剂，可将氰化物转化成β-氰丙氨酸或α-氨基腈，随后水解为NH3和酸。在此过程中，对O2和NAD(P)H没有直接的要求，也无CO2放出。以硫基转移酶为催化剂可产生比氰化物毒性更低的硫氰酸盐，然后通过羰基途径(硫氰酸盐水解酶为催化剂)或氰酸盐途径(氰酸酶为催化剂)降解，可分别形成羰基硫化物(COS)和硫酸盐及CO2，两过程都可产生氨[6]。氰化物的降解途径如下：

β-氰丙氨酸合酶:

硫基转移酶：

2 生物法降解氰化物的研究进展

Akcil等[9]利用从铜矿中分离出的两株假单胞菌降解100～400 mg·L-1的氰化物，与化学法相比，生物法成本低，环境友好，而处理效果与化学方法相近。产酸克雷伯氏菌降解腈类具有酶的机制，另外诺卡尔菌属、节杆菌属、恶臭假单胞菌、边缘假单胞菌、铜绿假单胞菌、红平红球菌、紫红色红球菌都可降解腈类[7]。Babu等[13]用恶臭假单胞菌对氰化物、氰酸盐类和硫氰酸盐类进行生物降解，发现恶臭假单胞菌可将氰化物作为唯一的碳源和氮源，降解的终产物是NH3和CO2。

固定化细胞可防止细胞洗濯，且增加了细胞密度，进而提高了降解速率[14,15]。Babu等[13]最先研究了固定化技术，固定化恶臭假单胞菌可降解氰化钠，并将其作为唯一的碳源和氮源。Chapatwala等[16]采用固定化技术，利用由聚丙烯腈制成的超滤膜，以放射形土壤杆菌、葡萄球菌属、缺陷假单胞菌同时降解氰化物和苯酚，结果发现，苯酚和氰化物的降解效率依赖于跨膜压。一些固定化吸附剂如颗粒状的活性炭(GAC)、藻酸盐颗粒、沸石，不仅廉价易得，还表现出很高的效率[13,16,17]。2008年，Dash等将荧光假单胞菌固定在颗粒状的活性炭上，处理效果理想。Ezzi等[18]研究发现，木霉菌真菌菌株可将氰化物作为唯一的碳源和氮源，加入葡萄糖后降解速率提高3倍。

除生物降解，微生物还可利用生物吸附作用吸附有毒的化合物。一些真菌物种如烟曲霉菌、黑曲霉菌、出芽短梗霉菌、支孢样支孢霉菌、串珠镰刀菌、尖镰孢菌、冻土毛霉菌等，都可作为氰化物的生物吸附剂。Patil等[19]发现除去氰化物时将生物降解和生物吸附联合使用，效率很高。丝状真菌须根霉菌能吸附氰化铁(Ⅲ)络合物[3]，可在pH值高达13的碱性条件下吸附络合物，并具有很高的负载能力(612.2 mg·g-1)。

除了细菌和真菌，藻类也可用于降解氰化物[20]。在pH值10.3时培养极大节旋藻、小球藻、斜生栅藻的悬浮液，对氰化物进行脱毒处理，脱毒效率为99%。在极端条件下使用藻类，脱毒效率也很高。

新的研究证实可利用植物对含氰废物进行生物修复。实验室研究发现，一种二色高粱[8]可降解灌溉水中的氰化物，即使氰化物浓度高达125 mg·L-1，也可轻易地将其降解。

3 结论

全球采矿、装饰、制药等行业快速增长，随之产生大量的含氰废水需要有效且经济的方法来处理。生物法降解氰化物优势明显。然而，工业上降解氰化物使用的菌种是通过自然选择或富集培养得到的，不适于在极端环境(pH值高或低，有毒或其它污染物)下去除废水中的氰化物。因此，筛选微生物时不能仅仅根据其降解氰化物的能力，还要考察其对外加压力以及来自环境中固有的微生物种群竞争的耐受能力[8]。未来的氰化物生物降解技术将致力于增强与现存技术的竞争能力，发展可在极端条件下降解各种氰化物的方法——重组菌株，这需要在遗传修饰领域做进一步的研究，以满足工业废水处理的特殊要求[11]。

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