土壤氰化物污染生物修復技術研究進展

房 彬，張 建，李玉慶，劉范嘉，馬 勁

（1. 天津創業環保集團股份有限公司，天津 300381；2. 天津凱英科技發展有限公司，天津 300384；3. 天津市污廢水生化處理技術工程中心，天津 300384）

土壤氰化物污染生物修復技術研究進展

房 彬1，2，3，張 建1，李玉慶1，劉范嘉2，3，馬 勁1

（1. 天津創業環保集團股份有限公司，天津 300381；2. 天津凱英科技發展有限公司，天津 300384；3. 天津市污廢水生化處理技術工程中心，天津 300384）

綜述了植物修復、微生物修復和生物聯合修復等土壤氰化物污染生物修復技術的降解機理、降解途徑及降解影響因素的研究進展，探討了氰化物生物修復技術的發展趨勢和應用前景。指出基于提高修復時效和針對土壤復合污染類型的多技術融合研究、基于提高微生物耐受性和降解效率的菌株固定化及菌根真菌-植物聯合技術研究以及基于工程化應用為導向的現場試驗研究是未來研究的重點領域，為土壤氰化物污染的綜合治理和修復提出了新思路。

土壤；氰化物；生物修復；植物修復；微生物修復；生物聯合修復

氰化物是一種重要的基本化工原料，廣泛應用于機械、電鍍、冶金、合成、印染等行業，同時也是毒性強烈、作用迅速的毒物。伴隨氰化物大規模應用而帶來的土壤氰化物污染問題已成為當今重大社會關切，超過土壤凈化能力的氰化物在土壤中殘留、蓄積和運移，成為環境的二次污染源，對水體、糧食生產及人類健康存在潛在危害，迫切需要修復治理。因此，研究含氰土壤的處理方法及工藝具有重要意義。

本文綜述了植物修復、微生物修復以及生物聯合修復等含氰土壤的主要生物修復技術的最新研究進展和降解機理，介紹了微生物降解性能的影響因素，并對生物修復土壤氰化物技術的發展趨勢和應用前景作了展望，以促進氰化物污染土壤修復技術的發展。

1 氰化物污染土壤的修復

土壤中的氰化物可以通過光解作用、地表徑流和地下滲漏、降解代謝、揮發等方式進入其他環境體系中，或在土壤中殘留蓄積［1］。目前已知有許多種細菌、真菌對氰化物具有降解能力，但已有研究表明［2］，污染土壤中的氰化物自然降解速率遠慢于在天然水體中的降解速率，細小土壤或尾礦砂顆粒相互間的緊密結合造成的缺氧環境限制了氰化物的某些自然降解過程，導致黏質土壤層中氰化物的高度富集；在表層細粉沙狀土壤中，干旱、半干旱氣候條件下剖面中的氰化物可在土壤表面鹽殼中高度富集，其運移行為類似于土壤中易溶鹽的遷移行為。

當前，對含氰廢物的處理以化學氧化方法為主，但處理過程中大量氧化劑的使用一方面使得物耗及廢液處理的費用提高，另一方面過量氧化劑的加入存在破壞土壤理化性質以及生成有害副產物等負面影響，因而有必要發展高效、環保、經濟的氰化物處理技術。生物修復技術，包括植物修復、微生物修復以及生物聯合修復等技術，由于生產費用低、滿足環境控制要求而廣受重視，日益被視作修復氰化物污染的關鍵技術之一。

2 植物修復技術

氰化物污染土壤的植物修復是以植物忍耐和直接吸收代謝氰化物或強化氰化物在根際微域中的礦化作用的理論為基礎，利用植物及其共存微生物體系，實現土壤環境中氰化物清除的治理技術。作為一種環境友好且經濟高效的土壤修復新方法，植物修復在近20年迅速發展，2000年丹麥Rudersdal自治市已有將植物修復與抽提處理復合成功修復煤氣廠場地氰化物污染的案例［3］。

植物直接吸收土壤中的氰化物，并將其轉化成沒有毒性的代謝中間體儲存于植物組織中，是植物去除土壤氰化物的一個重要機制。研究表明，超過一定濃度的氰化物會對植物造成嚴重傷害，但合適的濃度范圍內，氰化物可以作為很多植物生化反應的氮源，在維管束植物體內β-氰丙氨酸合成酶（β-cyanoalanine synthase）和β-氰丙氨酸水解酶（β-cyanoalanine hydrolase）作用下通過多步酶促反應代謝生成天冬酰胺［4-5］，并且在沒有其他氮源存在時，植物對氰化物的利用量會提高［6］。另一種途徑是利用硫氰酸酶（rhodanese）將氰化物轉化為毒性較弱的硫氰化物。柳樹是環境氰化物污染的重要生物修復樹種，在氰化物質量濃度0.45～0.49 mg/L、培養溫度18～20 ℃的條件下，經過72～120 h，雜交柳、垂柳和旱柳3種楊柳科植物可以有效去除水溶液中的大部分簡單氰化物［7］。雜交柳、垂柳和旱柳3種柳樹可以在水溶液中吸取并傳導和代謝亞鐵氰化物［8］。Larsen等［6］通過沙培實驗證實柳樹能通過吸收、代謝等作用去除氰化物，濃度較低時（＜10 mg/L）氰化物能很快被代謝，在高濃度條件下，氰化物吸收速率高于代謝速率，并在植物體內富集，不同濃度下整體氰化物去除率達89%～98%。Ebbs 等［9］利用15N標記方法也證實了柳樹根系對簡單氰化物和鐵氰化物的吸收以及兩種氰化物在植物體內的傳遞和代謝作用。Larsen等［10］觀察了游離氰化物在5種木本植物體內的代謝率，顯示其動力學過程受酶限制，并遵循Michaelis-Menten動力學方程，代謝速率最高的蒿柳根部代謝氰達到10 mg/（kg·h）（以蒿柳干重計）。

生氰植物為含有氰基糖苷的植物，具有合成生氰化合物并能水解釋放氫氰酸的能力，而通過β-氰丙氨酸合成酶催化反應生氰植物也有很強的氰化物降解能力。Kang等［11］添加一定量的14C標記的亞鐵氰化鉀制備含氰土壤，在兩種生氰植物亞麻和高粱修復作用下，經過3個月生長期，分別有7% （w，下同） 和6% 的14C標記的亞鐵氰化鉀作為碳源代謝生成二氧化碳，12%和13%的亞鐵氰化鉀代謝生成甲酰胺和硫氰酸鹽等副產物；同時140 mg/kg（以植物干重計）的氰化物富集到植物體內。

3 微生物修復技術

微生物對氰化物污染土壤的修復按修復地點分為原位生物修復和異位生物修復，以其對氰化物的降解和轉化為基礎，主要涉及從污染土壤和含氰廢水中分離和篩選出的具備氰化物耐受和降解能力的細菌和真菌。獲取高降解活性的菌株是實現生物法處理氰污染的關鍵，現階段微生物修復研究主要集中在篩選和馴化高效降解微生物菌株，提高降氰菌在土壤中的耐受和降解能力，修復過程參數的優化和養分、溫度、氧含量及pH等關鍵因子的調控等方面。許多微生物具有降解氰化物的特殊酶系統和代謝途徑，某些微生物可以從氰中獲取碳、氮養料，而有的微生物以之為唯一碳源或氮源。經統計，諾卡氏菌、木霉、假單胞菌等14個屬計49種菌株對氰化物有不同程度的分解能力。

3.1 氰化物的降解途徑

氰化物的微生物降解代謝主要通過水解、氧化、還原以及取代/轉移4種主要途徑，所對應的降氰酶分別為：1）氰水合酶（cyanide hydratase）或氰水解酶（cyanide dihydratase或cyanidase）；2）氰單加氧酶（cyanide monoxygenase）、氰酸酶（cyanase）或氰雙加氧酶（cyanide dioxygenase）；3）固氮酶（nitrogenase）；4）氰丙氨酸合成酶（cyanoalanine synthase）、氰化物硫轉移酶（cyanide sulfurtransferase） 、硫氰酸鹽水解酶（thiocyanate hydrolase）以及氰酸酶［12］。

水解反應由氰水解酶催化，一步水解得到甲酸和氨，或者在氰水合酶催化下轉化為甲酰胺，進一步在酰胺水解酶作用下產生甲酸和氨［13］。與其他降解途徑相比，水解途徑的降氰活性較高，而且氰水解酶和氰水合酶不需要任何輔底物和輔因子，因此在氰化物污染治理的實際應用中最有潛力。氰水解酶存在于很多真菌中，劉幽燕等［14］從受氰污染土壤中篩選分離得到一株產堿桿菌，菌株有很強的的耐氰能力，在30 ℃、pH為 8.0的條件下，10 h對氰根質量濃度為500 mg/L的氰化鉀溶液的轉化率達到99%，12 h對氰根質量濃度為500 mg/L的亞鐵氰化鉀的轉化率為96%，根據代謝產物推斷代謝途徑為由氰水解酶、氰水合酶和酰胺水解酶共同作用的水解途徑。Barclay等［15］的研究證實腐皮鐮刀菌（Fusarium solani）在酸性條件下能夠通過水解反應降解簡單氰化物或金屬氰化物。Adjei等［16］從土壤中分離出可以利用氰化物作為唯一氮源的洋蔥假單細胞菌，產物氨和甲酸表明降解過程是水解過程。Nolan 等［17］發現磚紅鐮刀菌生成的氰水合酶顯示出腈水解酶的功能特性，可以降解乙腈、丙腈等腈化物。

氰化物生物降解的氧化反應由氰化合物單加氧酶轉化氰化合物形成氰酸，然后由氰酸酶催化生成氨和二氧化碳，或由氰雙加氧酶催化直接生成氨和二氧化碳。現已確定在很多細菌、真菌、植物和動物體內都有氰酸酶。Babu等［18］利用廢水和土壤中篩選的惡臭假單細胞生物降解氰化物、氰酸鹽類和硫氰酸鹽類，證實惡臭假單細胞能以氰化物作為唯一的碳源和氮源，降解最終產物是氨和二氧化碳。

還原作用過程中固氮酶催化氰化物生成甲烷和氨，已報道的參與還原作用的微生物有克雷伯式菌（Klebsiella oxytoca）［19］和厭氧條件下的發酵菌［20-21］。Jimmy等［19］利用含氰廢水中篩選的克雷伯氏菌降解氰化物，結果顯示氰化物作為唯一氮源降解為包括氨在內的無毒最終產物；在濃縮靜息細胞作用下，氰化物能夠被轉化為甲烷。

取代作用是微生物利用氰化物為碳源或氮源進行同化的過程，氰丙氨酸合成酶催化作用下氰化物和半胱氨酸生成β-氰基丙氨酸和硫化氫，氰化物和O-乙酰絲氨酸生成β-氰基丙氨酸和乙酸；或在氰酸酶作用下氰化物和硫代硫酸鹽轉化為毒性較低的硫氰化物，硫氰化物進一步在硫氰酸酶（氰化物硫轉移酶）作用下生成氨和二氧化碳［12］。通過該途徑不僅促進了微生物的生長，還降低了氰化物的毒性［22］。

木霉菌作為傳統的生物修復微生物已應用在氰化物修復方面。Ezzi等［23］研究發現，木霉菌真菌菌株可將氰化物作為唯一的碳源和氮源，加入葡萄糖后降解速率提高3倍。木霉菌較好的氰化物降解效果主要得益于：1）建立在如ABC轉運蛋白透性酶上的活躍的細胞解毒系統使木霉菌有很強的氰化物耐受性［24］；2）木霉菌可以產生降解氰化物的酶甲酰胺水解酶和硫氰酸酶［25-26］；3）能夠吸收和降解金屬氰化物［27］；4）某些木霉菌菌株可以與植物根系建立穩定長效的修復氰化物污染的生物共生系統［24］。

3.2 氰化物降解的影響因素

土壤中高濃度氰化物對生物降解影響很大［28］，例如高濃度的乙腈能損害腈降解酶和腈水解酶，使產酸克雷伯氏菌中毒，從而抑制微生物有機體對氰化物的降解能力［29］。土壤環境的復雜性也使得很多降氰菌種在與土著微生物的競爭中失去優勢，降解效率變低。碳是微生物降解過程的限制因素，且外源碳的添加容易改變土著微生物與外來微生物的競爭優勢關系，進而可能阻礙土壤中氰化物的降解［30］。另外，氧含量［31］、溫度［32］和pH［33］等也是影響氰化物生物代謝過程的重要環境條件。了解和掌握合適的土壤水分、氧氣、營養供給狀況，設計和調控有利的環境條件是提高修復效率的重要因素。

菌株固定化技術是利用化學或物理的方法將游離微生物限制或定位在某一特定空間范圍內，并保留其固有催化活性的一種現代生物工程技術。固定化可避免菌株直接接觸有害物質，增加局部菌體濃度，成為促進氰污染微生物修復的有效方式，為改善和提高氰化物污染土壤微生物修復效能提供了新的方法和思路［34-35］。

4 生物聯合修復技術

金屬電鍍、礦石浮選、染料制備、煤氣生產、制藥和焦化等工業活動場地的污染多表現為氰化物伴隨重金屬等其他污染物的復合污染類型，污染空間分布、污染程度與厚度差異大，單項修復技術往往很難達到修復目標，發揮生物修復非破壞性、環保經濟的優勢，集成其他修復手段的技術特點，建立協同聯合的復合修復模式，已成為場地和農田土壤修復的研究和發展方向，并已在實際應用中顯現優勢［36-37］。

4.1 微生物-植物聯合修復技術

菌根生物修復技術協同植物和共生菌根在根際建立合適的、復雜的降解群落，在植物修復的同時，植物根分泌物為菌體提供營養和能量物質，促進微生物對氰化物的降解，不僅可以提高污染土壤的修復速率與效率，而且可以克服單項修復技術的局限性，已成為氰化物污染土壤生態恢復的重要研究方向。Harman 等［27］通過盆栽試驗將木霉菌接種到小麥種子和根系上，協同作用下小麥幼苗能耐受100 μg/g的氰化物濃度，同時木霉菌表現出很強的降氰效果。利用修復植物復合根際高效木霉菌株被認為是氰化物場地修復的有效方法，具有非常廣闊的應用前景。

4.2 化學/物化-生物聯合修復技術

眾多高耐受能力的氰降解微生物在實驗條件下表現出很高的降氰能力，并在實際含氰廢水的治理中展現出巨大的潛力。據Bewley等［38］報道，英國Cardiff的一家生物處理公司采用傳統工程和微生物聯合技術成功實現了土壤氰化物和其他污染物的組合修復，將14 000 m3受重金屬和氰化物污染的土壤原位包埋入黏土中，氰化物在微生物作用下降解為二氧化碳和氨。H2O2氧化法和細菌生物降解聯合修復氰化物污染土壤和水體在美國科羅拉多州已成功實現工程應用，經過處理的總氰化物和易釋放氰化物質量濃度均由80 μg/mL分別降至1 μg/mL和0.1 μg/mL［39］。

5 結語與展望

氰化物的生物修復是最具發展和應用前景的修復技術，基于提高修復時效和針對土壤復合污染類型的多技術融合研究、基于提高微生物耐受性和降解效率的菌株固定化及菌根真菌-植物聯合技術研究以及基于工程化應用為導向的現場試驗研究是未來研究的重點領域。需要從以下幾個方面展開深入的研究。

a） 當前的修復微生物多通過自然選擇或富集培養得到，在土壤異質性或極端環境（pH過高或過低、含高濃度鹽類、污染程度差異以及其他污染物存在）影響下，對氰化物的修復效能減弱，這也是生物修復從實驗室研究走向現場應用的主要障礙。因而微生物的篩選不應僅根據其降解氰化物的能力，還要考察其對復雜環境條件以及來自環境中固有微生物種群競爭的耐受能力。此外，混合菌株抵御外界環境壓力的能力強于單一菌株，有必要培養和馴化氰化物降解混合菌株，增強降氰微生物的適應能力，從而提高對含氰土壤的處理效果。再者，當前氰化物修復研究側重于室內培養實驗，研究結果與野外實際條件存在較大差異，仍然需要作大量的野外試驗以獲得準確的試驗參數來驗證室內實驗的結果，以期建立較為標準的研究方法。

b） 協同聯合的土壤復合修復模式是未來場地和農田土壤修復的研究方向，應著力開展利用木霉菌等降氰真菌侵染降解植物根際，考察降解植物復合根際高效木霉菌株的降氰效果，建立具有協同效應的菌根-植物聯合修復體系；研究利用化學預氧化或化學淋溶等預處理手段消減土壤環境對降氰微生物的毒害作用，提高植物有效性和微生物降解效率；綜合集成適度和必要的工程措施以及因地制宜的農田措施，建立成本和時效優勢修復體系，彌補生物修復技術的不足。

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（編輯 祖國紅）

Bioremediation of cyanide-contaminated soils：A review

Fang Bin1，2，3，Zhang Jian1，Li Yuqing1，Liu Fanjia2，3，Ma Jin1

（1. Tianjin Capital Environmental Protection Group Co. Ltd.，Tianjin 300381，China；2. Tianjin Caring Technology Development Co. Ltd.，Tianjin 300384，China；3. Tianjin Engineering Center of Wastewater Biochemical Treatment Technology，Tianjin 300384，China）

The current research development in degradation mechanism，degradation path and affecting factors of cyanide-contaminated soil bioremediation techniques including phytoremediation，microbial remediation and combined bioremediation are reviewed，and their research trend and application prospect are discussed. The focus areas for further research are pointed out，such as：integration of multiple remediation techniques aiming at remediation efficiency increase and according to combined contaminated soil type，microbial immobilization and fungus-root association for improving of stress tolerance and degradation effi ciency of microorganism，and in-situ test aiming at engineering application，which provide some new ideas concerning comprehensive treatment and remediation of cyanidecontaminated soils.

soil；cyanide；bioremediation；phytoremediation；microbial remediation；combined bioremediation

X53

A

1006-1878（2016）04-0375-06

10.3969/j.issn.1006-1878.2016.04.004

2016 - 01 - 21；

2016 - 03 - 22。

房彬（1986—），男，山東省泰安市人，博士，工程師，電話 13602109587，電郵 fangalvis@163.com。

國家自然科學基金項目 （51108311）；天津市重大科技專項（14ZCDGSF00032）。