Biosurfactante nhanced bioremediation of aged polycyclic aromatic翻译.docx
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Biosurfactantenhancedbioremediationofagedpolycyclicaromatic翻译
用加强的生物表面活性剂降解杂酚油污染的土壤中的多环芳烃
FissehaAndualemBezza,EvansM.NkhalambayausiChirwa*
(水利用和环境工程部门,化学工程系,比勒陀利亚0002,南非比勒陀利亚大学)
集锦:
·一种天然的生物表面活性剂外源地应用于提高多环芳烃生物降解
·原位生产的生物表面活性剂的生长限制促进更长时间的稳定
·原位生产的生长限制有效预防微生物的清扫
·在生物反应器中观察到高分子增重多环芳烃后的高去除率
关键词:
生物表面活性剂;杂酚油降解;原位生物表面活性剂的生产;生物悬浊液反应堆
摘要:
对受复杂石化污染物污染的环境的生物处理潜力被评估使用在非原位生物悬浊液反应堆中被杂酚油污染的土壤上。
研究生物表面活性剂的应用和原位生物表面活性剂的生产的刺激。
生产的生物表面活性剂被净化,表现出傅里叶红外变换(FTIR)光谱特征。
生物表面活性剂提高多环芳烃降解率到86.5%(通过增加生物表面活性剂),并提高在没有生物表面活性剂和营养修正条件下潜伏45天后57%的控制。
观察到生物表面活化剂NH4NO3和营养物KH2PO4降解率同时有轻微下降,补充微观世界可以归因于微生物选择消耗生物表面活性剂的补充。
多环芳烃的整体去除断然会成为受限制的大规模的运输,因为生物表面活性剂引起溶解率提高生物对多环芳烃的生物利用度。
该共同体的培养以芳香环裂解物种同温芽孢杆菌,枯草芽孢杆菌,巨大芽孢杆菌,铜绿假单胞菌为主。
1.前言
由于多环芳烃可能具有遗传毒性、致突变性和致癌性,它与人类健康息息相关。
多环芳烃主要由人类活动产生,比如生物量燃烧和不完整的化石燃料燃烧、漏油、一些工业进程。
来自有些地方的油具有高污染的多环芳烃。
这些地方包括煤储存地和植物焦炭炉、制气厂、煤焦油溢出地。
煤焦油过去常用来保护铁道结和电线杆,使它们防水。
它是油中产生多环芳烃污染物的主要原因。
木馏油是一种由200种化合物组成的复杂混合物,主要包括多环芳烃,以及酚醛和芳香氮、硫化合物的混合物。
多环芳烃由85%芳香化合物和从一种木馏油中释放出的超过30种的不同的多环芳烃组成。
生物处理法和物理化学处理法、热处理法已经发展为污染场地修复方案。
有些方法不仅花费高、效率低,而且通常是解决一种问题并产生新的问题,比如焚烧和挖掘、填埋、储存。
另一方面,生物处理法是一种低成本并更环保的替代方法。
因为有机化合物的有毒组分可以通过已知的生物降解途径完全转化成二氧化碳和水。
然而,由于土壤中的多环芳烃溶解度低,疏水性高,能被土壤强烈地吸附,而且其生物活性低,所以生物修复法去除土壤中多环芳烃的效果受到限制。
在被污染土壤中,常年累积的污染物加剧了这种限制程度。
表明活性物质可以用来增强不易得到的碳源的生物活性,从而有助于其克服扩散过程中的传质阻力。
用细菌制备的生物表明活性剂可以通过改变细菌细胞的表面性质,溶解乳化疏水的碳氢化合物以及释放包覆在被污染土壤的多孔介质中碳氢化合物来改善疏水物质的生物活性。
表面活性剂是由亲水部分和疏水部分组成的两性分子,能与各种极性的界面相互作用,还能减少表面张力,增强溶解性,移动性,生物活性,从而增加疏水或者不溶的有机物的生物降解性。
近年来,生物表明活性剂成为研究热点,因为它有优于其他化学物质的性质,例如具有生物降解能力,低毒性,高发泡性;在极端温度,pH和盐度下仍具有特定活性,并且能由可再生的材料合成。
土壤环境中污染物的中间产物是最难处理的。
目前的研究目标是检测土壤环境中生物表面活性剂对生物利用率以及木榴油中有毒有害的多环芳烃成分可生化性的效果影响。
通过研究多环芳烃中的多种中间产物来检验生物表面活性剂对木榴油中多环芳烃的降解能力。
通过使用活性污泥反应器来评估微生物在降解木榴油中的多环芳烃的效果。
生物表面活性剂产生的细菌菌落被认为是接近于枯草芽胞杆菌、芽胞杆菌、巨大芽胞杆菌、绿脓杆菌的16SRNA的基因排练顺序。
一旦证实上述微生物培养后能够在生物表面活性剂的帮助下实现多环芳烃的降解,微生物系统将被发展应用到实际环境中。
2.材料与方式
2.1微生物菌群富集
用于细菌降解的杂酚油从西方比勒陀利亚(南非比勒陀利亚)的木材处理厂的土壤中获得。
由于现场的杂酚油污染,土壤中检测出含有高浓度的多环芳烃、多氯联苯等石化有机污染物。
因工厂运行时间早已超过20年,土壤中生物已被多环芳烃训化。
为了选择性地分离出有效杂酚油降解物,5g取自污染地面的受污染的土壤被接种到含有5%(v/v)杂酚油的100mL矿物盐介质(MSM)中,作为碳源和能源。
培育过程持续7天,条件是用Labcon SPL-MP 15 OrbitalShaker(Labcon实验室,南非)在120 rpm下连续摇晃。
培育在恒定温度30±1 ℃和pH=7条件下进行。
连续五次文化每个增长了7天由10毫升的丰富文化移植到100毫升新鲜媒体和5%(v/v)新鲜的木馏油。
每7天,会取10ml的富集真菌转移到含有5%(v/v)杂酚油的100ml新媒介中,从而得到5个连续的次级培养菌
2.2生长介质
准备矿物盐培养基(MSM):
在1L蒸馏水中加入6.0g(NH4)2·SO4;0.4gMgSO4·7H20;0.4gCaCl2·2H2O;7.59gNa2HPO4·2H2O;4.43gKH2PO4和2ml微量元素溶液(Trummleretal.,2003)。
微量元素溶液如下制备:
在1L蒸馏水中加入20.1gEDTA(二钠盐);16gFeCl3·6H2O;0.18gCoCl2·6H2O;0.18gZnSO4·7H2O;0.16gCuSO4·5H2O和0.10gMnSO4·H20。
为了制作便于培养和划线的固体培养基,将23g细菌琼脂(BA)加入1LMSM中,然后将混合物置于121℃下使用高压蒸汽灭菌法消毒15分钟。
在40-45℃时将琼脂倒入培养基中。
2.3隔离培养和净化
从浓缩的培养液中连续稀释得到单个菌落的样品,使用滴落崩溃法(Chandankereetal.,2014)对生物表面活性剂做测试。
“滴落崩溃法”试验依赖于被生物表面活性剂分解成小滴的液态油的不稳定性。
一小滴油会被一个亲水表面所排斥是因为在油水界面上的表面张力。
如果表面上的液体中包含有生物表面活性剂,活性剂会唤醒表面张力,从而导致小液滴有展开和崩溃的倾向。
用高温灭菌过的接种还将每一个完全发育的菌落转移到有5%的甘油的无菌培养基中培养三天。
将4微升的原油涂到96井微板盖子的表面,并允许平衡24小时。
再将5微升的无细胞培养液转移到涂油区,两分钟后观察液滴大小。
如果无细胞培养液在两分钟内导致液滴坍塌,这个结果对生物表面活性剂的生产是有用的,并可以用16SrDNA来描述。
所有的基因分析都是在微生物学系和植物病理学系(比勒陀利亚大学)的微生物实验室进行的。
将部分16SrDNA序列扩增片段与基因库中的其他基因测序结果进行比较,这我们的分离菌的基因测序是相对应的。
利用MEGA6版本的软件,采取邻接法将1000个引导序列产生构建成一个遗传进化树,然后用桥排测序构建一个距离矩阵。
然后将染色剂CB1,CB2,CB3,CB4,CN1,CN2,CN3和CN5的完整的16SrDNA测序被放置在基因数据库中,登记号码是KP793926,KP793927,KP793928,KP793929。
2.4天然生物表面活性剂的制备
由液滴破裂试验筛选出的绿脓杆菌大麻素受体拮抗剂是一种高效的生物表面活性剂产生器,将该拮抗剂置于1L低磷二甲基砜溶液,2%浓度的培养液与60g/L的甘油作为碳源的培养基进行培养。
将该培养基在37摄氏度、中性条件下于定轨摇床(Labcon实验耗材公司)中以150转每分钟培养6天。
该种生物表面活性剂的萃取方法源自于早期张和米勒的实验。
实验第6天,将培养液在4摄氏度条件下经12000转每分钟离心并取其上清液。
将离心后取得的上清液用6mol/L的盐酸酸化至ph=2,并立即置于4摄氏度环境中沉淀。
随后将氯仿与甲醇以2:
1体积比混合,取等体积该混合溶液萃取生物表面活性剂。
将有机相移至连接有旋转式蒸馏仪的圆底烧瓶中,用蒸馏法分离出粘性褐色的生物表面活性剂。
通过该种方法,每升培养液约能提取9.80g天然生物表面活性剂。
2.5.生物表面活性剂分子结构的估计
2.5.1傅里叶变换红外光谱
实验使用配备有衰减全反射晶体配件(铂金埃尔默,康涅狄格州,美国)的傅里叶红外光谱仪(铂金埃尔默1600红外光谱仪)来确定天然生物表面活性剂样品的化学结构和成分。
在400—4000波数范围内,红外扫描能达到2cm-1分辨率。
使用由金刚石晶体制成的全内反射红外光谱仪,记录32次的红外扫描的反射光谱结果并取平均。
所得光谱使用OMNIC软件进行处理。
李江涛:
2.5.2薄层色谱法(TIC)
原始提取物通过硅胶(60-200;默克公司)柱进一步纯化。
洗脱过程如下:
在1mL/min的流速下,氯仿/甲醇的混合液(每份200mL)按照75:
25到50:
50(V/V)的体积比阶梯式地增加甲醇的量。
经过硅胶柱纯化的生物表面活性剂被溶解到甲醇,取10μL上述溶剂加入到以氯仿—甲醇—H2O(65:
25:
4,v/v/v)作为移动相的60硅胶板(默克公司),进行TLC分析。
为了检测多肽类物质,用含0.25%的茚三酮的丙酮试剂喷洒到干燥的硅胶板上,并在115℃下保持5min(Xiaetal.,2014)。
2.5.3蛋白质检测
在通过硅胶(60-200;默克公司)的原始提取物经柱体纯化之后,进行蛋白质用来证实生物表面活性剂的脂肽特性,并确定样品中的蛋白质浓度。
蛋白质的浓度是采用考马斯(布拉德福德)蛋白质测定试剂盒(罗克福德,伊利诺伊州,美国)所测量的。
蛋白质的数量是通过读取酶标仪(MultiskanAscentV1.24酶标仪)在595nm下的吸光度所得到的,同时利用牛血清白蛋白作为基准物质所绘制标准曲线(Mengetal.,2012)。
蛋白质含量是以微克(蛋白质)每毫升(样品)来表示的。
所有的实验都进行三份平行实验。
2.6生物泥浆中有机物的检测
土壤样本采集于比勒陀利亚(南非豪登省)郊区的一家木材浸渍厂的土壤表层(15cm)。
洗提液中有机物含量一般用总有机碳(TOC)分析仪(模型TOC-VWP,日本岛津公司,日本京都)测定,而土壤样品中总有机物通常用重量法用测定。
在分析总碳之前,利用在100mL容量瓶中,以1000mg/L的邻苯二甲酸氢钾溶液按不同比例配成的0—5毫克浓度范围的标准液校准TOC分析仪。
土壤中的有机物成分大约为210g/kgTOC,其中多环芳烃(1.5%)是3.062g/kg。
为测定土壤中的多环芳烃,先用2.7节所述的从土壤提取挥发性和非挥发性有机化合物(美国环境保护署,1996)的USEPA法3550B提取5克样品,再用高效液相色谱仪分析。
土壤样品中检测的大多数常见的多环芳烃含量如表1所示。
尤其是,萘(Nap),苊(Ace)芴(Flu),菲(Phe),蒽(Ant),荧蒽(Flr)和芘(Pyr)土壤中检测到的最丰富的多环芳烃。
测定土壤样品碳和氮组成的百分比通常用珀金埃尔默2400CHN/O元素分析仪,这表明,土壤样本中氮含量低于一般仪器的检出限。
2.7污泥反应器操作
降解实验在5个反应器中进行,每个反应器中加入400g土与1000mL蒸馏水配成的悬浊液。
生物反应器采用2L的锥形烧瓶,并且用悬挂式的机械搅拌器持续搅拌。
反应器1补加了3g/kg的天然表面活性剂(不加入营养物质)。
反应器2补加了3g/kg的天然生物表面活性剂和11.5gNH4NO3和1.5gKH2PO4进行生物刺激。
反应器3加入11.5gNH4NO3和1.5gKH2PO4(不含生物表面活性剂)进行生物刺激。
反应器4采用未改进的生物控制。
反应器5采用灭菌无菌操作。
反应器2和3在实验开始补充了2次营养物质,使在第三周污泥中C、N、P之比为100:
10:
1.所有反应器均放置在37±1℃的水浴锅中保持恒温。
反应器5无菌操作是通过对污泥高压灭菌实现,条件是121℃,15min。
从经过对数增长后期与培养的多环芳烃降解物中取10mL分别接种到除反应器5之外的其余反应器中,经过2天的繁殖,细胞最终密度为107CFU/mL。
所有反应器通过上方的机械搅拌器实现充分混合。
反应器中蒸发损失的水分通过每天补充来保证体积恒定。
由于取样所造成的体积损失则不能通过补水来保证体积恒定。
生物污泥样品(每份25毫升)以预定的间隔取好,并在6000转/分钟下离心10分钟。
然后取5克离心物质进行超声波提取,随后对提取物中的多环芳香烃进行高效液相色谱分析,之后对所获得的离心物质进行风干。
样品提取使用美国环保局规定的3550B方法,该方法是从固体中提取不挥发和半挥发的有机化合物发展而来的(美国环保局,1996)。
该方法包含了风干和均质化一个5克的污泥样品并用30毫升的己烷溶剂进行混合:
烧瓶中放入丙酮(体积比为1:
1),在55摄氏度、50-60赫兹的超声波下处理60分钟(M1800型超声波仪,美国)。
接着把样品转移到离心管中,在2000转每分钟的条件下离心分离10分钟,将污泥颗粒从液体中分离出来。
用移液管吸去包含着提取的化合物的有机层。
污泥中提取物相比处理之前实现了对多环芳香烃的完全去除提升两倍。
从每个样品中提取出来的最终产物使用过滤器过滤来去除在离心过滤中可能浮在表面的固体物质。
过滤后的提取物在氮气流的作用下干燥,然后再溶解于5ml的氰化甲烷中。
使用0.22μm的聚四氟乙烯注射器将溶于氰化甲烷的提取物注射至HPLC中。
每一个PAH的浓度都由4点标准曲线计算得来。
2.8生物表面活性剂增强了解吸附作用和生物降解动力学试验
2.8.1转运动力学
为决定PAH和PHE的解吸附作用和随后的降解作用用500ml锥形瓶做了一系列试验。
将来自木材处理厂的150g固体样品加入装有300ml矿物盐溶液的各个锥形瓶中。
锥形瓶置于30℃的黑暗环境中以120rpm的转速旋转。
该生物泥浆样品分别在预定的时间间隔内采集,并于6000rpm离心10分钟。
从固相中提取的PAH的USEPA3550B方法可以被描述在材料和方法部分。
多环芳香烃部分在液相状态时,用戈什等(2014年)描述的方法被提取出来。
简而言之就是,用30ML的正乙烷离心分离和萃取两次之后,将30ML的上层清液倒入150ML的容量瓶中,在添加完正乙烷之后,紧接着把容量瓶放在每分钟1000转速的离心分离器上旋转10分钟,然后使得容量瓶内的液体中心旋转5分钟,使得水相和有机相分开。
在离心分离之后,上层清液被倒入分液漏斗中,下层液体被排出并使得从第二次萃取物中获得的有机部分通过无水硫酸钠。
随后,正乙烷在氮液下被蒸发至干燥,并且菲的提取物在液相色谱法中被溶解在相等体积的氰化甲烷中。
在液相色谱法中将聚四氟乙烯用0.22微米的过滤注射器注射到氰化甲烷的提取物中。
多环芳香烃的浓度被四点计算法的标准校准曲线计算出来。
2.8.2液相生物降解性的测定
本试验研究了生物表面活性剂对多环芳烃的降解模型的影响。
接种5mL的微生物菌剂于100mL的无机盐培养基中,并补充芘使之最终浓度达到100mg·L-1。
将培养物在37℃下和120rpm的转速的振动筛上培养16天。
残留的多环芳烃利用高希等描述的方法进行定期的萃取(2014)。
一套烧瓶的整个含量利用正己烷(萃取比1:
1)萃取两次。
加入正己烷后,瓶子旋转混合5min后在10000rpm转速下离心10min以分离水相和有机相。
离心后,上清液轻轻倒入离心漏斗。
抛弃下层水相,将从重复萃取过程中获得的混合有机提取物通过无水硫酸钠,残余的则利用以上设计的高效液相色谱法进行分析。
2.9分析方法
2.9.1高效液相色谱(HPLC)分析
使用配有光二极体阵列检测器的沃特斯2695式高效液相色谱(沃特斯公司,马萨诸塞州,美国)对液相中的聚烃基烷酸酯(PAHs)进行分析。
在柱温25℃及254nm波长的条件下,在一个沃特斯PAHC18柱中(4.6mm*25cm以及5um填料)(沃特斯公司)完成混合物的分离。
应用的色谱条件为:
0-1分钟,70%乙腈(氢化甲烷),A:
30%超纯水,以上,等梯度;1-25分钟,70%乙腈,A:
30%以上-100%A,线性梯度;25-35分钟,100%A,等梯度;35-40分钟,100A-70%A:
30%以上,线性梯度;40-45分钟,70%A:
30%以上,等梯度,最后回到最初的条件,并且以0.1ml/min的流速更新反应柱。
高效液相色谱系统的检测限为0.01mg/L。
所有的试验均一式三份,用未接种的控制装置进行管理,去模拟非生物的/挥发的光降解损失量以及污染物的总恢复量。
2.9.2乳化指数(E24)
应用某种方法进行乳化程度测定,该方法早前被Cooper和Goldenherg(1978)所公布。
具体地,将反应器中悬浮液和碳氢化合物(煤油、柴油或己烷)等体积混合,高速涡旋5分钟,然后在25℃下静置24小时。
乳化层高度(mm)与液柱高度的百分比即为乳化指数值(E24)。
2.9.3活性生物量测定
活性生物的定量分析通过重量分析进行,其可作为挥发性悬浮固体(VSS)的函数。
土壤样本中的挥发性悬浮固体(VSS)为已知体积的样本在加热炉中600℃下完全灼烧后的干重之差。
将分散在无菌盐水中的土壤样本在LB培养基或PC培养基中用异养菌培养法或平板计数法进行培养,活性生物量测定结果对照菌落数进行校准。
平板计数法在水体和污水测定标准方法(APHA,2005)中描述的方法的基础上进行操作。
3.结果与讨论
3.1.生物表面活性剂的活性和分类
在对生物表面活性剂和培养表现之前,确定隔离种群产生的天然的生物表面活性剂的性质很有必要。
红外吸收光谱(反峰)显示,在波的1458,3217,1642cm-1处分别有(-CH3,CH2-),-NH-,和CO-N等组分的强烈信号(图1)。
波上1100-1040cm-1范围内的另外的反峰,表明胺基团的存在。
脂肽复合物的性质最符合这个描述。
用纯化样品对生物表面活性剂特性研究的进一步分析正在进行中。
图1.铜绿假单胞菌CB1的单一菌落产生的天然生物表面活性剂的红外吸收光谱
李宽:
图2.依据系统树图可知,这些能够产生生物表面活性剂和降解PAH(多环芳烃)的细菌,与铜绿假单胞菌,芽孢杆菌,类芽孢杆菌,苍白杆菌性质最为相似。
微生物培养
基于16SRNA基因序列分析,在受木馏油污染的土壤中分离的菌株中,发现能够降解PAH和产生生物表面活性剂和的细菌,例如Bacilli-ie.,Bacillusstratosphericus,Bacillussubtilis,B.megateriumi,Ochrobactrumsp.和P.Aeruginosa(图2)。
在这项研究中,人们发现P.aeruginosa菌产生的生物表面活性剂的脂肽结构和B.subtillis菌产生的生物表面活性剂的脂肽结构的红外光谱(FTIR)相同(Joshi等人,2008)。
依据P.aeruginosa产生的生物表面活性剂的脂肽结构,Thavasi等人(2011)也发现类似的结论。
3.2.微生物培养
基于16srRNA基因序列,这些菌株从被木馏油污染的土壤中分离出来,这些土壤中包含有能高效降解多环芳烃以及产生生物表面活性剂的杆菌,比如Bacilliei.e.,Bacillusstratosphericus,Bacillussubtilis,andB.megateriumi,Ochro-bactrumsp.andP.aeruginosa,(图2).这些仅仅只是被鉴定的能够高效产生生物表面活性剂的杆菌中的少数一部分。
在这项研究中P.aeruginosa与B.subtillis产生的生物表面活性剂的脂肽结构显示着相同的红外光谱谱图(Joshietal.,2008)。
Thavasietal.(2011)也对由P.aeruginosa产生的生物表面活性剂的脂肽结构有着相似的结论。
在薄层色谱分析中与茚三酮试剂显现出活泼的反应性质并且在Rf值为0.74时显现出粉红色的斑点。
表示这种生物表面活性剂由肽基团组成并且显示出这种生物表面活性剂的脂肽的性质。
这个结果显示出样本与布拉德福试剂和通过标准曲线确定的55mg/L的蛋白质有着活泼的反应性质。
3.3多环芳香烃的生物利用度和生物降解能力
使用HPLC测出的木馏油中的浓度15PAHs不符合标准。
样品中的色谱峰值与已知的PAHs的标准色谱峰值和停留时间相匹配,如色谱图所示(SupplementaryFigureS2)。
对泥浆固相中的PAHs的短期到中期的降解能力可以通过25天的培养确定(表1)。
细菌培养的长期降解能力可以通过45天的培养后来评估(表2)。
表一:
培养25天后对木馏油污染土壤中的PAHs的降解;结果为三次实验重复后的平均值加标准偏差
表二:
培养45天后对木馏油污染土壤中的PAHs的降解;结果为三次实验重复后的平均值加标准偏差
表1和表2中的数据表明PAHs的降解性随着环数的增加而降低。
Tikilili和Chirwa早在2011年时就证实了这一点。
经过25天的降解培养,发现在改进了生物表面活性剂的反应器(1号反应器)中菲的降解率(88%的去除率)达到最高。
通过评估菲在两相(固相和液相)中降解速率与时间的关系(图4),研究了PAHs的降解模型。
选择菲(3环)作为模型化合物,是因为它的环数居中,且它的降解能够更真实的展现PAHs降解模型。
生物表面活性剂的存在使液相中PAH的浓度增加,这导致了生物活性的提高和随后PAH的快速降解。
然而,添加过量非原位生物表面活性剂会超过生物可以承受的毒性水平。
这种毒性可能是由于生物表面活性剂过量,或者因为增加了可溶性多环芳烃所造成的压力。
Shinetal.(2006)曾经报道,尽管在纯培养中鼠李糖脂只抑制鞘氨醇单胞菌,但它可通过鞘氨醇单胞菌和类芽孢杆菌的共同作用来抑制菲的降解.作者表明溶解性菲所引起的压力上升或溶解菲环境下的鼠李糖脂的毒性的加重本会导致类芽孢菌的抑制反应。
(Vasileva-Tonkovaetal.,2011)的报道注重对增加生物表面活性剂毒性的观察。
作者指出,在高浓度生物表面活性剂下B.subtilis168的生长完全被抑制了。
它通过与油脂成分作用和表面蛋白质分子的反应导致细胞膜的破坏,这对细胞的功能至关重要的(Hamesetal.,2014).因此溶解过程中条件适宜,实验中绝对的避免中毒是非常重要的,而且这样也能够及时避免细胞饥饿而死,毕竟这个系统中多环芳烃是唯一的碳源与能量来源。
生物反应器中样品被尝试作为生物表面活化剂产品,这个是利用由Cooper和Goldenberg描述的Emulsi阳离子指数方法进行测量的。
这个样品的阳离子指数是在第18天进行测量,发现是90%和96%,利用己烷的生物刺激和瞬时生物表面活化剂以及肥料分别刺激反应堆。
在原位持续的生物表面活化剂生产因氮的消耗而增长受到限制,从而达到平稳增长的阶段,这个阶段符合先前Hwang和Cutright在2002年的观察报告。
然而,在第25天的二次营养供应,观察到的乳化作用就消失了。
这种观察到的损耗可能是归因于优先微生物在生物表面活化剂的消耗引起的,这个表明了对于原地的生物表面活化剂的营养限制的必要性。
图3.根据它们在不同反应器的环形尺寸确定了PAHS在第25天(灰色)和45天(黑色)的去除百分比。
这个结果代表了来自3个独立实验的平均标准偏差。
误差条代表了3个复制品的平均标准误差。
图4.菲在400mg/L和700mg/L的天然生物表面活化剂负载量和非生命控制的
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