鋁工業大修渣總氰化物的無害化處理

陳昱光,李青云*,沈慧婷,杜建嘉,林宏飛,劉幽燕

鋁工業大修渣總氰化物的無害化處理

陳昱光1,李青云1*,沈慧婷1,杜建嘉2,林宏飛2,劉幽燕1

(1.廣西大學化學化工學院,廣西 南寧 530004；2.廣西博世科環保科技股份有限公司,廣西 南寧 530007)

以大修渣(SPL)水浸液為處理對象,探討了生物除氰無害化的可行性,具體開展碳氮比、接種量、裝液量和氰濃度對生物降解的影響,以及降解菌群宏基因組學的功能基因分析研究.結果表明,降解菌群能以鐵氰絡合物(水浸液中總氰化物的主要形式)為唯一氮源生長,在碳氮比為6:1、接種量為10%即OD600值為(0.860±0.010)、75mL裝液量條件下,對總氰濃度為50mg/L大修渣水浸液的降解率7d達到(65.2%±2.1%).在宏基因組中發現菌群有潛在的氰水合酶、硫代硫酸硫轉酶和細胞色素等降解關鍵酶基因.本研究為大修渣工業危險廢物氰的無害化處理提供了新的選擇.

大修渣；工業危險廢物；總氰化物；無害化處理；生物降解

鋁工業大修渣(spent pot lining, SPL)是電解鋁生產過程中因電解槽的維修或者廢棄而產生的大量固體廢物.我國是世界上最大的電解鋁生產國,據資料數據統計,每生產1t鋁約產生15～25kg大修渣[1].由于含有劇毒氰化物、氟化物等嚴重影響生態環境和人體健康的有毒物質,大修渣固體廢物在最新的環境管理中被歸類為工業危險廢物(廢物代碼321-023-48)[2],因此必須經過無害化處理.

目前國內外普遍采用物理化學的方法處理大修渣,現已實現產業化應用或者文獻報道較多的無害化技術可以分為火法技術和濕法技術兩大類.例如,美國美鋁公司Gum Springs處理廠采用典型火法回轉窯技術,美國力拓公司開發了低堿度浸出石灰濕法處理工藝(LCL&L)[3],以及近年來發展起來的電解廢陰極浮選處理資源化利用技術等[4].相比于氟化物而言,氰化物的劇毒性使其受到更為嚴格的排放管理.在大修渣火法處理和濕法處理工藝中,氰化物通過高溫熱解,或者添加二氧化氯、次氯酸鈉、過氧化氫等化學氧化劑氧化反應而分解轉化[5],此類處理不僅能耗高、污染大,而且也增加了后續處理工藝的復雜性及其成本費用.更為重要的是,大修渣中的氰化物主要以絡合態的形式存在,而大多數氧化劑只能氧化游離態的氰根,并且反應的轉化率也會受到氧化劑選擇性的影響.與物理化學法相比,生物法具有反應條件溫和、去除徹底、無二次污染、環境友好等顯著優勢.生物除氰技術最早于上世紀80年代初已有工業應用的成功案例,美國Homestake公司于1984年在南達科他州的Lead礦區運用48片生物轉盤(RBC)連續處理金礦含氰廢水,對初始總氰濃度約8mg/L的廢水去除率達到91%～99.5%,同時對濃度大于100mg/L以上的硫氰化物也有去除作用[6].目前微生物修復氰污染在焦化工業、鋼鐵冶煉、金屬礦區等來源的含氰廢水處理中已有較多研究與中試應用的報道,如Rishi等人[7]最近新報道了采用固定化菌株和處理游離氰濃度約為20mg/L鋼鐵高爐廢水的研究成果,但生物處理鋁工業大修渣尚未見有相關報道.

基于微生物降解氰化物的機理及生化功能屬性,本研究以大修渣水浸液為處理對象,開展大修渣特定環境下的氰降解微生物選育及生物降解研究,同時進行功能基因分析,為在理論上進一步深入研究大修渣氰化物的生物降解機制,技術上發展新處理工藝奠定基礎.

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1 材料與方法

1.1 大修渣水浸液

大修渣水浸液制備參考美國環境保護署EPA發布的 SW-846Method 9013A方法[8]對廣西某鋁業電解槽的廢渣進行浸提.稱量(400.00±0.50)g大修渣樣品,按照10:1的液固比加入純水浸提總氰化物,以200r/min的速度適當攪拌,浸提8h后將固渣進行過濾,收集濾液即為大修渣水浸液.

1.5.1 金屬元素測定 根據文獻報道的大修渣水浸液中金屬元素的組成情況,采用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)對水浸液中可能存在的Fe、Mn、Cu、Ni和Cr等金屬元素進行測定[9].

1.2 培養基

1.5.3 生物量和生物信息學分析 生物量采用分光光度計法,在波長600nm處測定吸光度值.生物信息學分析委托武漢華大基因技術服務有限公司高通量實驗室完成,主要操作包括菌群樣品提取DNA,然后進行DNBSEQ測序,最后進行數據分析.

1.3 總氰化物降解菌的選育

土壤中的微生物資源最豐富,采集受氰化物污染區域的土壤,過篩去除碎石、樹葉等雜質,稱量(5.00±0.10)g土壤樣品置于三角錐形瓶中,添加50mL基本培養基.根據大修渣水浸液的元素分析結果,外加鐵氰絡合物(以1:1添加鐵氰化鉀和亞鐵氰化鉀),使得體系中的總氰濃度為50mg/L.將錐形瓶放置于恒溫振蕩搖床中以30℃、120r/min條件培養7d為一個批次.取10mL細胞懸液轉移至新鮮配制的基本培養基中,提高總氰濃度為100mg/L,相同條件下培養7d后再次轉接,直至總氰濃度提高至1000mg/L.經過初篩和復篩,最后選育獲得能耐受大修渣水浸液環境、可降解總氰化物的菌群.將降解菌群制備成菌液放置于-80℃超低溫冰箱中保存,用于后續生物降解實驗.

1.4 大修渣水浸液的生物降解

2.2.2 接種量對降解的影響 生物量的多少將直接影響生物降解的效果,提高接種量理論上有利于生物降解過程的進行,但是在一定濃度的培養基體系中,過高的接種量反而會限制菌群對營養物質的利用,使得微生物的生長受到抑制,導致生物降解效率降低.圖2為接種量在5%、10%和20%條件下的生物降解結果.如圖2所示,總氰降解率隨著接種量增加而增大,但是接種量達到20%時,降解效率反而變低,這與上述分析接種量的影響是一致的.接種量過高導致菌群存在競爭關系,生物活性受到影響,不利于菌株的協同降解,使得生物降解率降低. Khamar等[20]、曾虹燕等[21]研究不同接種量對游離氰化物降解的影響都有類似的趨勢,接種量在特定的營養條件下存在一個最適值.因此在本實驗研究的培養基體系中,10%的接種量(即OD600=0.86)較為適宜,生物降解率達到(55.1%±2.0%).

1.5 分析方法

甲洛洛很希望能抓到兇手，但也很不情愿去懷疑登子，因為登子平時是個三棒子打不出一個悶屁的人，而且只要有需要，他總是默默地幫他打磨斧頭，修理門窗，打制鎖門和拴狗的鏈子，不僅不收一分錢，還時常給他陪著笑臉，人前人后也從不叫他甲洛洛。

2.1 入組患者基線特點以及單變量分析 133例晚期三陰乳腺癌患者，均為女性。所有患者肝轉移、腦轉移、淋巴細胞、CD4+淋巴細胞的總生存差異有統計學意義（P＜0.05），見表1。

1.5.2 總氰化物、總氟化物、鐵離子及銨態氮的測定 總氰化物的分析采用異煙酸-吡唑啉酮方法(HJ 745-2015)測定[10],總氟化物的分析采用離子選擇電極法(HJ 873-2017)[11],鐵離子采用鄰二氮雜菲分光光度法(GB/T 34176-2017)測定[12],銨態氮采用納氏試劑分光光度法(HJ 535-2009)測定[13].

根據實驗目的分別使用兩種培養基.LB培養基用于因素考察時接種菌株的培養(g/L):蛋白胨10、酵母提取物 5、NaCl 10,去離子水1L,調節pH值為8.0,高壓蒸汽121℃滅菌20min,冷卻后接種使用.基本培養基用于大修渣水浸液的生物降解實驗(g/L):C6H12O60.3、NaCl 10、KH2PO45、Na2HPO45.5,大修渣水浸液1L,調節pH值為10.0,用0.22μm濾膜過濾除菌.

2 結果與討論

2.1 大修渣水浸液的組成分析

為了掌握大修渣中總氰化物的組成種類以及對微生物活性有顯著影響作用的物質情況,參考Silveira等[14]報道的組分,對大修渣水浸液進行分析檢測,結果表明水浸液中含有Mn、Fe、Cu 、Ni元素,以及氟離子和氰根離子,對應濃度如表1所示.不同鋁廠來源的大修渣因生產條件的差異其組成會存在差別,例如內蒙古某鋁廠大修渣固廢中Cu的含量小于0.1mg/L、Cr的含量為0.74mg/L,氟離子濃度為7638.0mg/L,總氰化物濃度為36.7mg/L,未檢測出Mn、Fe、Ni等元素[1].由于氰根離子具有螯合作用,大修渣水浸液中的Fe、Cu、Ni金屬元素主要以絡合氰化物的形式存在,其中鐵氰絡合物的含量最大,且[Fe(CN)6]3-和[Fe(CN)6]4-非常穩定(解離常數約為10-17～10-52mol/L),而[Ni(CN)4]2-和[Cu(CN)4]3-的解離常數僅為10-5～10-6mol/L,由此分析游離氰根可能來自于鎳或者銅氰絡合物的分解.因此水浸液中的總氰化物以鐵氰絡合物為主,總氰含量小于文獻報道的平均濃度(13mg/L).值得關注的是,氟離子濃度高于文獻的平均水平(4000mg/L)[15],但氟化物對微生物活性的影響目前尚未見有相關報道.基于上述大修渣水浸液的分析結果,本研究在菌種選育過程中外加鐵氰絡合物進行馴化培養,以獲得適應大修渣實際環境、且對總氰化物具有良好降解性能的菌株.

表1 大修渣水浸液的元素分析

2.2 大修渣水浸液的生物降解研究

2.2.1 碳氮比對降解的影響 氰在氮元素的循環中具有重要作用,降氰微生物通常利用氰根中的氮作為氮源生長[16].碳氮比(C/N)是微生物生長代謝過程中的一個關鍵因素,C/N過高使得微生物生長緩慢,導致細菌代謝不平衡,不利于酶的合成;C/N過低則使得微生物生長旺盛,容易導致細胞提前衰老自溶,因此確定適宜的C/N對提高生物修復效果十分重要[17].圖1所示,在50mg/L總氰化物為氮源,葡萄糖為碳源的基本培養基體系中,C/N為4:1、6:1和8:1對應的生物降解率分別為(28.9%±2.2%)、(55.2%±2.6%)和(35.2%±3.0%),相對應的生物量OD600值從初始(0.860±0.010)分別增長為(1.125±0.032)、(1.278±0.040)和(1.176±0.038),說明C/N為6:1時有利于降解菌群的生長代謝,從而獲得較好的處理效果.該結果與Dursun等[18]報道的在C/N分別為3:1、6:1、12:1、24:1和48:1時,對100mg/L亞鐵氰化鉀的降解率分別為48.0%、55.0%、60.6%、54.0%和48.2%的結果類似,說明較低的C/N有利于絡合氰化物的生物降解,氮源不足則會導致菌株代謝緩慢,酶活受到影響.Li等[19]在研究氨氧化細菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)的硝化作用也獲得類似結論,在高C/N的情況下會抑制菌群的生長,因此本實驗選擇C/N為6:1開展后續研究.

圖1 C/N對菌群降解的影響

取保存的降解菌群接種于50mL LB培養基中進行培養,當降解菌生長至24h對數期時,以10% 的接種量取細胞菌液加入50mL基本培養基中進行總氰化物的生物降解,以降解菌選育的pH值10.0、30℃和120r/min為基礎條件,單因素考察碳氮比(4:1, 6:1, 8:1)、生物量(OD600值為0.4, 0.8, 1.2)、裝液量(25, 50, 75, 100mL)和總氰濃度(50, 100, 200, 400mg/L)對降解的影響,7d后測定體系中的殘余總氰濃度,計算降解率.每個樣品皆做3個平行,同時做不接種的空白對照實驗,結果以平均值表示.

圖2 接種量對菌群降解的影響

據文獻資料顯示,游離氰根濃度超過20mg/L時往往會對降解菌產生抑制作用,導致污泥中毒加重[27].盡管目前對絡合氰化物的生物降解機制并不清楚,但是不同種屬的微生物對氰耐受性的差異客觀存在,并且也與絡合氰化物的種類有關.表2總結了有關絡合氰化物的生物降解結果.根據現有文獻報道的情況來看,大部分微生物適宜降解鐵氰絡合物的濃度為50mg/L,當鐵氰絡合物的濃度增大至400mg/L時,降解菌受到抑制完全失活[18].本研究中的降解菌群在鐵氰絡合物濃度為400mg/L時仍具有約30%的降解能力,表現出對高濃度氰化物具有良好的耐受性,實際應用前景廣闊.

圖3 裝液量對菌群降解的影響

DSHZ- 300A旋轉式恒溫震蕩裝置、梅宇MY3000- 6智能混凝實驗攪拌儀、KSY- 12馬弗爐、球磨機、CODCr測試裝置、AB104-N電子天平、UV- 2000分光光度計、涌泉YQ- 400空氣壓縮機、Y-UV254紫外光強分析儀、氣相色譜-質譜儀等。

2.2.3 裝液量對降解的影響 溶解氧水平是影響微生物生理代謝的一個重要指標,裝液量主要影響傳氧系數,裝液量越少,傳氧系數越大,因此可以間接反映體系中的溶解氧情況.實驗考察不同裝液量的結果如圖3所示.裝液量為25,50,75,100mL時,對應的降解率分別為(32.0%±1.9%)、(55.8%±1.1%)、(64.0%±2.1%)和(63.2%±0.8%),生物量的OD600值分別增長至(1.067±0.035)、(1.287±0.028)、(1.365±0.018)和(1.345±0.022),說明本實驗的降解菌群對氧的需求相對不高,因此選擇以75mL的裝液量開展后續研究.目前已知的降氰微生物有(熒光假單胞菌)[22]、sp.(不動桿菌)[23]、(木糖氧化產堿桿菌)[24]等好氧菌;(克雷伯氏菌)、(嗜熱鏈球菌)、(青紫色素桿菌)等兼性厭氧菌和(硝化脫硫菌)等厭氧菌[25].相對于好氧菌來說,兼性菌在有氧和無氧條件下都能發揮生理功能,對曝氣的條件要求不高,有利于節約處理成本.Wang等[26]研究發現,兼性菌對焦化廢水中的酚、多環芳烴和氰化物等有毒污染物不敏感,甚至能通過水解作用進行去除,因此常采用AO工藝處理此類廢水.

2.2.4 總氰化物濃度對降解的影響 眾所周知氰化物對有機生物體的劇毒性主要是因為游離氰根與血氧蛋白結合,從而導致有機體缺氧而亡,絡合氰化物的毒性取決于其釋放氰根的難易程度,因此進一步考察了不同濃度總氰化物的穩定性及其生物降解情況.如圖4所示,總氰化物濃度為50,100,200和400mg/L的不接種空白對照組對應的氰損失率分別為(1.8%±0.4%)、(2.5%±0.8%)、(3.7%±1.1%)和(4.8%±0.9%),說明鐵氰絡合物很穩定,在自然條件下的光解或者分解僅占很少的比例,從而也說明本實驗中總氰化物的減少主要是生物降解作用的結果.鐵氰絡合物屬于很難生物降解的一類強酸型絡合氰化物(SAD),由于具有較高的穩定常數而不易分解,這使得生物降解過程非常緩慢,增大鐵氰絡合物的濃度會顯著降低降解速率,甚至會對降解菌產生底物抑制作用[18].在本實驗研究中,當總氰化物濃度由50mg/L增大為100mg/L時,降解效率明顯降低,降解率由(65.2%±2.1%)降低為(37.6%±1.9%),降幅達到(27.6%±2.0%).但繼續提高總氰化物濃度至200,400mg/L時,降解率的減小趨勢相對來說變化較平坦,由100mg/L時的(37.6%±1.9%)降低為(32.2%±0.8%)和(28.8%±1.7%),分別減少了(5.4%±1.1%)和(8.8%±1.8%).生物量的變化具有類似的趨勢,總氰化物濃度由50mg/L增大為100mg/L時,生物量的OD600值從(1.361±0.021)顯著降低至(1.132±0.028),總氰化物濃度增大至200,400mg/L時,生物量OD600值分別降低為(1.087±0.016)和(1.056±0.012).

圖4 總氰化物濃度對菌群降解的影響

表2 不同絡合氰化物的生物降解

2.3 大修渣水浸液總氰化物的生物降解進程

為了掌握大修渣水浸液總氰化物降解與菌群生長的作用關系,開展了總氰化物降解進程和菌群生長進程的研究.與大部分絡合氰化物的生物降解過程類似,如圖5所示,總氰化物的降解速率隨著時間的增加呈現“慢-快-慢”的趨勢.在降解開始的12h內,總氰化物濃度變化不明顯,從生物量結果來看,此時菌群存在停滯期,說明細胞接種到新體系后需要重新合成必需的酶、輔酶或某些中間代謝產物以適應新的環境.12h以后至第6d的這段時間,總氰化物濃度顯著降低,降解速率和細胞生長速率達到最大,說明菌群此時處于生長對數期.在第7d時,菌群的降解率和生物量達到最大值,降解率為(65.4%±0.9%),OD600值為(1.360±0.018).7d后降解速率和生長速率趨于平緩,第8d時的降解率和生物量無顯著變化,說明菌群進入穩定期,此時由于生長基質的缺乏或者某些抑制性代謝產物的積累限制了菌群的增殖[33],使得總氰不能持續降解完全.

理論分析來看,絡合氰化物的生物降解首先生成氰根離子和金屬離子產物,氰根離子在相關降氰酶的作用下會進一步轉化為銨態氮、甲酸、甲酰胺、二氧化碳等產物[23].由于銨態氮是氰根中氮元素轉化的唯一形式,因此在第8d對銨態氮和鐵離子進行分析測定.結果如表3所示,在降解后的樣品中測得鐵離子和氨氮的濃度分別為(3.30±0.20)和(50.60±1.20) mg/L,二者均大于不接種的空白對照組的值,但是卻小于當量摩爾關系氰根離子降解所得的產物的理論值,初步分析認為銨態氮可能被降解菌進一步作為氮源而利用消耗,鐵離子可能被菌體所吸附.

本系統的通信模塊選用USR-WiFi232B，支持802.11b/g/n標準，工作電壓3.2 V～3.6 V，工作溫度-40～85℃，傳輸距離最大280 m，數據傳輸方式為透傳，通信模塊硬件接口電路如圖5所示，通過UART串口將WiFi與硬件設備主控連接，雙方約定好通訊協議，數據經串口發送到WiFi串口，繼而通過WiFi模塊射頻發送到服務器去處理。或者從WiFi收到的數據經過UART發送給控制板卡，通過寫好標準串口AT控制命令，即可實現對模塊的控制操作。

表3 生物降解產物的初步測定

2.4 氰降解基因的初步分析

微生物主要通過水解、氧化、還原和取代4種途徑降解氰化物[23],相關的降解酶主要包括cyanide hydratase/dihydratase(氰化物水合酶EC 4.2.1.66/水解酶)、nitrile hydratase/nitrilase(腈水合酶EC4.2.1.84/腈水解酶EC 3.5.5.1);cyanide monooxygenase/ oxygenase/dioxygenase(氰化物單加氧酶/加氧酶EC 4.2.1.104/雙加氧酶)和-cyanoalanine synthase/ thiosulfate sulfurtransferase(-氰丙氨酸合酶EC 4.4.1.9/硫代硫酸硫轉移酶EC 2.8.1.1).根據KEGG pathway數據庫的基因注釋,對菌群的降解基因進行分析,表4結果表明,在宏基因組中注釋有2個氰化物水合酶的基因 (denovogene 4359和7445)和3個硫氰酸生成酶的基因(denovogene 2361,2411和5356),說明菌群具有降解氰化物的潛力.

表4 氰化物的降解基因分析

鐵是幾乎所有生命有機體的基本元素,對氧化還原酶的合成和激活具有重要作用.然而,氰根與金屬離子的絡合作用不僅影響生物機體對體外鐵的獲取,而且也抑制體內金屬酶的活性,因此在氰環境下,生物需進化出高親和力的鐵轉運系統、對氰不敏感的末端氧化酶,甚至是降氰酶以抵御氰的毒害影響[26].Luque-Almagro等[34]首次對氰降解菌CECT 5344進行全基因組分析,發現氰降解涉及ferric hydroxamate transport system permease protein(羥肟酸鐵運輸系統滲透酶)、cyanide insensitive oxidase(CIO,氰化物不敏感氧化酶)和nitrilases(腈水解酶).Wang[26]和Olaya-Abril[35]等研究者分析了高親和力的鐵轉運系統通常包括bacterioferritin(細菌鐵蛋白), high- affinity iron transporter proteins(高鐵親和力鐵轉運蛋白), iron complex outer membrane receptor(鐵復合物外膜受體蛋白)和來自Fur家族轉錄調控因子的ferric uptake regulator(鐵攝取調節蛋白)等.本實驗的宏基因組分析結果表明,降解菌群具有潛在的高親和力的鐵轉運系統,包括1個基因簇(含有4個基因)編碼的細菌鐵蛋白(denovogene 5507,8807,6978和9030),1個高鐵親和力鐵轉運蛋白(denovogene 2395),7個鐵復合物外膜受體蛋白(denovogene 9362, 9367,9370,9407,9430,9454和9432)和2個鐵攝取調節蛋白(denovogene 5707和5779).目前已知對氰不敏感的末端氧化酶包括cytochromeubiquinol oxidase(細胞色素泛醇氧化酶)[36]、3-type cytochrome oxidase(3型細胞色素氧化酶)[26]、cytochrome3(細胞色素3)[37]和cytochromecomplex(細胞色素)等[34].本實驗降解菌群潛在由(denovogene 9442)、(denovogene 1574)、(denovogene 4306)和(denovogene 7092)四個亞基組成的細胞色素(即表4注釋的cytochromeubiquinol oxidase,有四個亞基).綜合上述宏基因組學和生物降解的實驗結果分析表明,本實驗降解菌群具有能夠耐受氰并且降解氰相匹配的機制.

3 結論

3.1 對大修渣水浸液的組成進行分析,本實驗大修渣水浸液的氟離子含量為(7060.00±2.10) mg/L,總氰化物包括Fe、Mn、Cu、Ni元素的絡合氰化物,其中以鐵氰絡合物為主,濃度為(9.20±0.2) mg/L.

本文擬以體驗學習理論為基礎，提出一個包含不同教學形式的商務英語體驗學習教學活動設計框架，為《綜合商務英語》課教學提供一個整體的教學方法，以適應不同學習方式的學生，提高學生的參與度和學業成績，讓學生以體驗的方式學習商務英語，從而提高商務交際能力。

3.2 對大修渣水浸液開展總氰化物的生物降解研究,結果表明,降解菌群能以鐵氰絡合物為唯一氮源生長,對氮源需求相對較高,但對氧的需求不高.在 C/N為6:1、10%接種量和裝液量為75mL條件下,7d對總氰化物濃度為50mg/L大修渣水浸液的降解率達到(65.2%±2.1%).產物測定發現有銨態氮和鐵離子,分析認為來自于菌群對鐵氰化物的降解作用.

3.3 基于KEGG數據庫對大修渣降解菌群進行宏基因組分析,該菌群有潛在的氰水合酶、硫代硫酸硫轉移酶和細胞色素等與氰化物降解相關的關鍵酶基 因.

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The harmless disposal of total cyanide in the spent pot lining derived from electrolytic aluminum industry.

CHEN Yu-guang1, LI Qing-yun1*, SHEN Hui-ting1, DU Jian-jia2, LIN Hong-fei2, LIU You-yan1

(1.School of Chemistry and Chemical Engineering, Guangxi University, Nanning 530004, China；2.Guangxi Bossco Environmental Protection Technology Co., Ltd, Nanning 530007, China)., 2023,43(11)：5884～5891

In the present study, the water leaching solution of spent pot lining (SPL) was used as the treated object, and the harmless disposal of cyanide through biodegradation was discussed. The effects of C/N ratio, inoculum amount, medium volume and cyanide concentration on biodegradation were investigated, and the functional genes were analyzed by the method of metagenomics. Results showed that iron cyanide complexes (the main form of total cyanide in the water leaching solution) could be used as the sole nitrogen source for the growth of degrading consortium. The degradation efficiency of 50mg/L total cyanide was achieved (65.2% ± 2.1%) within 7days at C/N ratio of 6:1, inoculation amount of 10% (OD600value of 0.860 ± 0.010) and 75mL of medium volume. Some potential genes encoding key enzymes were found in the metagenomics including cyanide hydratase, thiosulfate sulfotransferase and cytochromecomplex. The biotreatment would provide a new option for the harmless disposal of cyanide in the industrial hazardous waste of SPL.

spent pot lining；industrial hazardous waste；total cyanide；harmless disposal；biodegradation

X705

A

1000-6923(2023)11-5884-08

陳昱光(1994-),男,山東省蓬萊市人,廣西大學碩士研究生,主要從事環境微生物技術等方面研究.307043512@qq.com.

陳昱光,李青云,沈慧婷,等.鋁工業大修渣總氰化物的無害化處理 [J]. 中國環境科學, 2023,43(11):5884-5891.

Chen Y G, Li Q Y, Shen H T, et al. The harmless disposal of total cyanide in the spent pot lining derived from electrolytic aluminum industry [J]. China Environmental Science, 2023,43(11):5884-5891.

2023-03-22

國家自然科學基金資助項目(51108098);廣西大學科研基金資助項目(XJZ130360)

* 責任作者, 講師, qyli@gxu.edu.cn