action of extracellular degradative

action of extracellular degradative enzymes, which do not require
penetration into the cells and are often overlooked (Leonardi et al.,
2007; Covino et al., 2010). Particularly, high molecular weight PAHs
have low water solubility and high solid/water distribution ratio. In
aged contaminated soil, they might not be bioaccessible because of
sorption (adsorption to solid surfaces, absorption in organic matter),
physical entrapment (immobilization in micropores) and covalent
bonding (oxidative coupling to phenolic compounds)
(Kästner et al., 1999).
This work examines the addition of both fungal inoculum and
composted greenwaste to a PAH-contaminated sawmill soil in two
environments: a laboratory and a field scale. The aged creosote
contaminated soil, used in both treatment scales, contained
considerable amounts of fluoranthene (35% of 16 PAHs) and pyrene
(18% of 16 PAHs), which both contain four benzene rings. Even
some five- to six-ring PAHs were present and the total amount of 16
PAHs (listed by the United States Environmental Protection Agency)
was high (6000 mg kg
1). We studied the capability of selected
ligninolytic fungi to grow in the soil, produce extracellular
oxidizing enzymes, and degrade PAH compounds. The addition of
composted green waste improved the structure of soil for better
aeration and water holding capacity, and provided organic matter
as a carbon and energy source for fungi (Semple et al., 2001). To
determine the role of bacterial PAH degradation in the treatments,
we quantified PAH degradation genes by quantitative PCR.
Furthermore, to predict the bioaccessible fraction of PAHs in soil,
supercritical fluid extraction (SFE) was used (Cajthaml and Sasek,
2005). The biodegradation results were compared with the bioaccessible
fraction. Since some of the metabolites formed during
bioremediation of the PAH compounds might be more toxic than
the parent compounds (Lundstedt et al., 2007), the soil was also
tested for ecotoxicity before and after the treatment.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

การดำเนินการของ extracellular degradative เอนไซม์ ซึ่งไม่ต้องเจาะเข้าไปในเซลล์และจะมักมองข้าม (Leonardi et al.,2007 Covino et al., 2010) โดยเฉพาะ น้ำหนักโมเลกุลสูง PAHsมีการละลายน้ำต่ำและอัตราการแจกจ่ายน้ำสูงแข็ง ในaged ปนเปื้อนดิน พวกเขาอาจไม่ bioaccessible เนื่องจากดูด (กับพื้นผิวของแข็งที่ดูดซับ ดูดซึมในอินทรีย์),ทางกายภาพ entrapment (ตรึงโปใน micropores) และ covalentยึด (oxidative คลัปไปม่อฮ่อม)(Kästner et al., 1999)งานนี้ตรวจสอบการเพิ่มของ inoculum ทั้งเชื้อรา และgreenwaste composted ในดินปนเปื้อนละโรงเลื่อย 2สภาพแวดล้อม: ห้องปฏิบัติการและระดับเขตข้อมูล Creosote อายุดินปนเปื้อน ใช้ในทั้งสองรักษาเครื่องชั่งน้ำหนัก อยู่จำนวนมาก fluoranthene (35% ของ 16 PAHs) และไพรีน(18% ของ 16 PAHs), ซึ่งทั้งสองประกอบด้วยวงแหวนเบนซีน 4 แม้PAHs ห้าถึงหกวงแหวนบางคนปัจจุบันจำนวน 16PAHs (แสดง โดยสิ่งแวดล้อมสหรัฐอเมริกาคุ้มครองหน่วยงาน)สูง (มก. 6000 กก. 1) เราศึกษาความสามารถในการเลือกligninolytic เชื้อราจะเติบโตในดิน ผลิต extracellularรับอิเล็กตรอนเอนไซม์ และย่อยสลายสารละกัน การเพิ่มของขยะสีเขียว composted ปรับปรุงโครงสร้างของดินดีกว่าaeration น้ำถือกำลังการผลิต และให้อินทรีย์เป็นแหล่งคาร์บอนและพลังงานสำหรับเชื้อรา (Semple et al., 2001) ถึงdetermine the role of bacterial PAH degradation in the treatments,we quantified PAH degradation genes by quantitative PCR.Furthermore, to predict the bioaccessible fraction of PAHs in soil,supercritical fluid extraction (SFE) was used (Cajthaml and Sasek,2005). The biodegradation results were compared with the bioaccessiblefraction. Since some of the metabolites formed duringbioremediation of the PAH compounds might be more toxic thanthe parent compounds (Lundstedt et al., 2007), the soil was alsotested for ecotoxicity before and after the treatment.

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การกระทำของเอนไซม์ย่อยสลายสารซึ่งไม่จำเป็นต้องมีการเจาะเข้าสู่เซลล์และมักจะมองข้าม (Leonardi, et al. 2007; Covino et al, 2010). โดยเฉพาะอย่างยิ่งสาร PAHs น้ำหนักโมเลกุลสูงมีการละลายน้ำต่ำและสูงที่เป็นของแข็ง/ อัตราส่วนการกระจายน้ำ ในดินที่ปนเปื้อนวัยที่พวกเขาอาจจะไม่ bioaccessible เพราะการดูดซับ(ดูดซับบนพื้นผิวที่เป็นของแข็งการดูดซึมสารอินทรีย์) กับดักทางกายภาพ (ตรึงใน micropores) และโควาเลนต์พันธะ(การมีเพศสัมพันธ์ออกซิเดชันสารประกอบฟีนอล) (Kästner et al., 1999) . งานนี้นอกเหนือจากการตรวจสอบเชื้อเชื้อราทั้งสองและgreenwaste การหมักดินเลื่อย PAH ที่ปนเปื้อนในสองสภาพแวดล้อมที่: ห้องปฏิบัติการและระดับเขต สีน้ำตาลอายุดินที่ปนเปื้อนที่ใช้ในการรักษาทั้งสองเครื่องชั่งที่มีอยู่จำนวนมากของออแรนทีน(35% จาก 16 พีเอเอช) และไพรี(18% จาก 16 PAHs) ซึ่งทั้งสองมีสี่วงเบนซีน แม้บางคนจะ PAHs ห้าหกแหวนอยู่ในปัจจุบันและจำนวนเงินรวม 16 พีเอเอช (ที่ระบุไว้โดยหน่วยงานคุ้มครองสิ่งแวดล้อมสหรัฐอเมริกา) อยู่ในระดับสูง (6000 มก. กก. 1) เราศึกษาความสามารถในการเลือกเชื้อรา ligninolytic ที่จะเติบโตในดินผลิตสารเอนไซม์ออกซิไดซ์และย่อยสลายสารPAH นอกเหนือจากของเสียสีเขียวหมักการปรับปรุงโครงสร้างของดินให้ดีขึ้นอากาศและความจุน้ำถือและให้สารอินทรีย์เป็นคาร์บอนและแหล่งพลังงานสำหรับเชื้อรา(แซมเปิ้ล et al., 2001) เพื่อกำหนดบทบาทของการย่อยสลาย PAH แบคทีเรียในการรักษาที่เราวัดยีนย่อยสลายPAH โดยวิธี PCR เชิงปริมาณ. นอกจากนี้ในการทำนายส่วน bioaccessible ของ PAHs ในดินสกัดของเหลวsupercritical (SFE) ถูกนำมาใช้ (Cajthaml และ? Sa? SEK, 2005 ) ผลการย่อยสลายทางชีวภาพได้รับเมื่อเทียบกับ bioaccessible ส่วน เนื่องจากบางส่วนของสารที่เกิดขึ้นในระหว่างการบำบัดทางชีวภาพของสาร PAH อาจจะเป็นพิษมากขึ้นกว่าสารผู้ปกครอง(Lundstedt et al., 2007) ดินก็ยังผ่านการทดสอบสำหรับพิษต่อระบบนิเวศก่อนและหลังการรักษา

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

การกระทำสำคัญ degradative enzymes ซึ่งไม่ต้อง
เจาะเข้าไปในเซลล์ และมักมองข้าม ( ที่ตั้ง et al . ,
2007 ; covino et al . , 2010 ) โดยเฉพาะอย่างยิ่ง น้ำหนักโมเลกุลสูงและมีการดูดซึมน้ำต่ำและ
/ น้ำแข็งสูงกระจายสัดส่วน ในดินที่ปนเปื้อน
อายุ พวกเขาอาจไม่ได้ bioaccessible เพราะการดูดซับ ( ดูดซับพื้นผิวของแข็ง
,การดูดซับสารอินทรีย์ )
กับดักทางกายภาพ ( การตรึงใน micropores ) และพันธะโควา
( oxidative coupling กับสารประกอบฟีนอล )
( k และ stner et al . , 1999 ) .
งานนี้ตรวจสอบจากทั้งเชื้อราและ greenwaste
หมักไปปนเปื้อนในดิน 2
: โรงเลื่อยสภาพแวดล้อมห้องปฏิบัติการ และขนาดเขตข้อมูล ผู้สูงอายุ
ดินปนเปื้อนน้ำมันสีน้ำตาล ,ใช้ในการรักษาสมดุลที่มีอยู่
จํานวนมากของอะโครโพลิส ( 35% ของ 16 PAHs ) และไพรีน
( 18% ของ 16 PAHs ) ซึ่งทั้งสองประกอบด้วยน้ำมันเบนซินแหวนสี่วง แม้บางห้า - หก
แหวนและเป็นปัจจุบันและจำนวน 16
PAHs ( แสดงโดยองค์การพิทักษ์สิ่งแวดล้อมแห่งสหรัฐอเมริกา )
สูง ( 6 , 000 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม
1 ) เราศึกษาความสามารถเฉพาะ
ค่าเชื้อราที่จะเติบโตในดิน ผลิตเอนไซม์ออกซิไดซ์และ
และย่อยสลายสารประกอบ PAH . โดย
หมักขยะสีเขียวปรับปรุงโครงสร้างของดินให้ดีขึ้น
เครื่องเติมอากาศและน้ำความจุถือและให้
อินทรียวัตถุเป็นแหล่งคาร์บอนและพลังงานรา ( เซมเปิ้ล et al . , 2001 )

ตรวจสอบบทบาทของแบคทีเรียในการย่อยสลาย PAH บำบัด
เราตรวจยีน PAH การย่อยสลายด้วยเทคนิคเชิงปริมาณ
นอกจากนี้ สมการเศษส่วน bioaccessible สารดิน
supercritical fluid การสกัด ( เทคโนโลยี ) ( และใช้ cajthaml  ซา  SEK
2005 ) ทางชีวภาพเปรียบเทียบกับสัดส่วน bioaccessible

ตั้งแต่บางส่วนของสารที่เกิดขึ้นในระหว่างการบำบัดทางชีวภาพของสารประกอบ PAH

อาจจะมีพิษมากกว่าผู้ปกครองสารประกอบ ( lundstedt et al . , 2007 ) , ดินยัง ecotoxicity
ทดสอบก่อนการทดลองและหลังการทดลอง