[기획특집: 바이오 촉매] 생물촉매에 의한 오염퇴적물 정화기술

생물촉매에 의한 오염퇴적물 정화기술

신 우 석*ㆍ김 영 기^†

*한경대학교 해양과학기술연구센터, 한경대학교 화학공학과

Bioremediation of Contaminated Sediments Using Microorganism

Woo-Seok SHIN* and Young-Kee KIM

*Institute of Marine Science and Technology Research, Hankyong National University, Anseong 456-749, Korea Department of Chemical Engineering, Hankyong National University, Anseong 456-749, Korea

Abstract: 오염퇴적물에 존재하고 있는 오염물질을 제거하는 방법으로 다양한 물리⋅화학적인 방법들이 소개되어 적 용되어져 왔다. 하지만 물리⋅화학적인 정화방법의 대안으로 미생물과 같은 생물촉매를 이용한 정화방법이 최근 주목 박고 있다. 과거에는 미생물에 의한 오염물질의 제거가 매우 느리고 효율이 낮아 실용적이지 못한 방법으로 여겨졌으 나 최근 오염물질 제거에 높은 효율을 보이는 다양한 미생물 종에 대한 연구가 활발히 이루어지고 있어 향후 오염퇴 적물 정화에 있어서 미생물을 이용한 생물학적 처리의 역할은 확대될 것으로 전망된다. 본 자료에서는 기존 연구 사례 를 중심으로 중금속류 및 유기오염물질 제거에 우수한 효율을 보이는 미생물들을 소개하고 분해 및 제거 메커니즘에 대하여 기술하였다.

Keywords: biocatalyst, bioremediation, contaminated sediments, heavy metal, persistent organic pollutant

1. 서 론

1)

산업화 도시화 과정을 거치면서 다양한 장소에 서 하천으로 유입된 유기물, 영양염류, 유해화학물 질, 오염 지하수의 유입 등에 의한 점오염염원 및 비점오염원은 하류로 운반되어 비교적 유속이 약 한 하천, 호소, 하구, 해양의 바닥에 침전하게 된다 [1-3]. 게다가 자연현상으로 인한 풍화된 암석 입 자들, 수중에 용해되어 있던 광물질⋅염이 침전된 입자들, 미세조류들이 분해된 입자들, 대기로부터 유입된 강하물 등이 물, 대기 등에 의해 운반되거 나 수중에서 다양한 생화학적인 반응에 의해 침전 하는데 퇴적물은 이와 같이 침전된 모래, 점토, 유 기물질, 광물질을 말한다[4].

수계 내에서 일반적인 부유물질과 퇴적물, 오염 물질의 순환을 개념적으로 Figure 1에 나타냈다 [5]. 생태학에서 퇴적물은 저서생물들이 생활할 수

저자(E-mail: [email protected])

있는 공간을 제공하는 매개체로서 수생태계의 중 요한 생활요소이므로 퇴적물은 저서생태계 뿐 아 니라 수체에 많은 영향을 미친다. 퇴적된 유기물 의 혐기성 분해는 오염원이며[4], 퇴적물에 부착되 어있는 유해물질은 물리화학적 환경변화와 더불 어 생물학적인 반응 과정을 통해 수중으로 재용출 된다. 게다가 이렇게 용출된 오염물질들은 수생 생물간 먹이사슬을 통한 농축으로 인하여 잠재적 이 공공위생에 영향을 미칠 수 있다[6]. 지하수와 지표수는 물의 순환으로 인하여 혼합되는데, 따라 서 오염된 퇴적물은 광역 지하수의 오염까지도 초 래할 수 있다[7]. 오염된 퇴적물은 강우, 바람, 배 의 움직임, 저서생물들의 움직임에 의하여 재부유 되거나 물의 흐름에 따라 이동한다[8].

생물정화(Bioremediation)란 주로 유해화학물질

에 의해 오염된 토양, 지하수 등의 환경을 생물기

능을 이용해서 원상태에 가깝게 수복하는 기술로

정의하는 것이 가능하고(환경수복), 배수와 폐기

Figure. 1. 수계 내 부유물질, 퇴저물 및 오염물질의 순환 개

직접 MeS + 2O2 + H+ → Me²⁺ + H2SO4

(황화물염의 직접산화에 의한 용출)

간접

MeS + 2Fe³⁺ → Me²⁺ + 2Fe²⁺ + S⁰ (산화환원전위를 통한 추출) MeS + H2SO4 → Me²⁺ + SO42- + H2S

(생성한 황산에 의한 추출)

Table 1. 직접⋅간접 메커니즘에 의한 금속의 Bioleaching.

(Me는 2가금속을 나타냄)

물 처리 등의 오염방지기술과 쌍을 이루는 것이 다. 특히, 미생물의 대사에 의해서 무해화, 분해, 제거되는 환경 오염물질은 생물정화에 의한 정화 대상이 되고 있다. 자연계에 존재하고 있는 미생 물은 매우 다양한 물질 대사를 담당하고 있는 것 이 많은 연구들에 의해 명확하게 알려지고 있고, 정화 가능한 오염물질은 일반적으로 생각하고 있 는 것보다 그 수가 많다[9]. 현재 다양한 오염물질 의 분해 미생물이 검색되고 있는 결과, 예전에는 결코 생분해를 할 수 없다고 생각되었던 펜타클로 로페놀(PCP), 폴리염화비페닐(PCB), 다이옥신의 분해를 담당하는 미생물들이 점차 분리되고 있다.

한편, 금속류를 포함한 무기물은 대개 그 리스크 가 원소로서 총량에 의존하고 있어, 생물작용에서 는 분해되지 않기 때문에 생물정화는 적용할 수 없다고 생각할 수 있지만, 산화⋅환원작용과 특이 적 섭취 등 무해화와 제거에 이용 가능한 생물반 응도 있는 것이 알려지고 있어, 뒤에 서술한 것처 럼 금속류 정화 프로세스도 제안되고 있다 [9]. 미 생물대사에 의한 정화가 확인되지 않거나 또는 생

물정화 가능성과 효율이 매우 낮은 오염물질에는 고화⋅안정화와 굴착제거, 소각, 토양세정 등의 물 리⋅화학적 수복기술(Physico-chemical remedi- ation)의 적용을 고려하게 된다.

본고에서는 오염퇴적물 정화에 있어서 기존에 널리 사용되고 있는 미생물을 이용한 생채촉매 정화 방법 중 중금속 및 유기오염물질을 제거할 수 있 는 방법을 중심으로 정화기술을 살펴보고자 한다.

2. 중금속류 정화방법

중금속류는 유기화학물질과 달리 미생물에 의 한 분해를 할 수 없기 때문에 생물학적 정화의 대 상에는 명확하게 밝혀진게 별로 없다. 그러나 최 근 생물⋅지화학적인 연구 결과로부터 일부의 미 생물이 금속류의 변환(산화⋅환원), 무독화, 흡수

⋅축적과 환경 중에서의 가동화 등 다양한 작용에 기여하고 있는 것이 밝혀지고 있어 그 환경 정화

⋅수복에의 적용이 가능하다고 생각되는 주요한 미생물 작용을 정리하였다.

2.1 산화에 의한 추출(Bioleaching)

생물용출에 의한 고상으로부터 금속류 추출은 주

로 유황 산화 세균(Sulfur-Oxidizing Bacteria) 또

는 철 산화 세균(Iron-Oxidizing Bacteria) (또는

반응을 통해서 행해진다[10]. 양 메커니즘에서 2

가금속(M(II))이 황화광물로부터 추출되는 반응의

예를 Table 1에 나타냈다. 직접 메커니즘은, 황화

광물의 표면에 부착한 미생물이 직접 황화물S(-II)

을 산화해 황산염으로 전환하는 것으로 금속을 용

출하는 것이고, 비결정품구조의 황화광물에 유효

하다고 알려지고 있다. 이 메커니즘에서는 Cu,

Co, Ni, Sb, Zn, Pb, Mo의 황화광물로부터 추출에

실적이 있다. 한편, 간접적 메커니즘으로서는 IOB

에 의해 생산되는 3가철(Fe (III))이 산화제로서 금

속을 산화하는 작용, 또는 유황산화에 의해 생기

는 산(황산)의 작용에 의한 금속을 용출시킨다. 생

물용출은 금속류 정화방법으로서 실용화 예는 없

미생물 종류 흡착된 금속 세균

Escherichia coli (사멸균) Bacillus subtilis (사멸균) Thiothrix sp. (생균)

Ag⁺, Cd²⁺, Cu²⁺, La³⁺

Ag⁺, Cd²⁺, Cu²⁺, La³⁺, Pb²⁺, Zn²⁺

Cu²⁺, Ni²⁺, Zn²⁺

효모 Saccharomyces cerevisiae (사멸균) Ag⁺, Au³⁺, Ca²⁺, Cd²⁺, Cr⁴⁺, Cu²⁺, K⁺, Na⁺, Mg²⁺, Ni²⁺, Pb²⁺, UO22+

, Zn²⁺

곰팡이 Absidia orchidis (생균) Rhizopus arrhizus (사멸균)

Ca²⁺, Cd²⁺, Pb²⁺

Ag⁺, Ba²⁺, Cd²⁺, Cr³⁺, Cu²⁺, Hg²⁺, La³⁺, Mn²⁺, Pb²⁺, UO22+, Zn²⁺

조류

Chlorella vulgaris (생세포) Tolypothrix tenuis (알칼리 처리) Phaeodactylum tricornutum (생세포)

Cd²⁺, Zn²⁺

Ca²⁺, Cd²⁺, Cu²⁺, Mg²⁺, Pb²⁺, Zn²⁺

Al³⁺, Cd²⁺, Cu²⁺, Hg²⁺, Pb²⁺, Zn²⁺

Table 2. 생물흡착에 의한 금속류제거의 예

Figure 2. 세균에 의한 수은의 휘발화 반응.

지만, 저품질 광물로부터 금속을 채취하는 기술로 서 확립되어 있어 실용기술로서는 곤란한 것은 아 니다. IOB와 SOB을 혼합으로 사용하면, 각각을 이용하는 것에 비해 생성하는 원소 유황의 재산화 촉진과 pH 저하효과에 의해서 용출의 효율이 높 아진다고 알려져 있다. IOB와 SOB는 모두 독립 영양 세균이기 때문에 증식기질의 탄소원을 첨가 할 필요는 없지만, 에너지 생산을 위한 전자공여 체로서 2가철(Fe(II))과 유황, 전자수용체로서 산 소를 공급하지 않으면 안된다 . IOB, SOB처럼 독 립영양미생물이 아닌 곰팡이 Aspergillus niger가 당류로부터 생산하는 시트로산(Citrate)을 이용해 서 금속의 생물용출이 제안되고 있다.

2.2 흡착⋅축적(Biosorption/accumulation) 생물흡착은 미생물의 생 세포 또는 죽은 세포 표면에 금속류를 흡착 , 착염화하는 과정이고, 액상 으로부터 금속류 제거에 이용 가능하다. 미생물의

세표표면(세포벽)은 음의 전하를 가지고 있고, 이 것에 금속류의 양이온이 흡착하는 작용에 기초하 고 있어 세균, 조류, 곰팡이, 효모 등 다양한 미생 물 세포를 이용한 금속류의 흡착제거가 검토되고 있다(Table 2)[9]. 미생물 세포에 흡착한 금속류는 pH와 염농도를 조정하는 것으로 탈착시키는 것이 가능하기 때문에 세포는 재이용도 가능하다. 또, 일부 세포에서는 특정 금속을 특이적으로 흡탈착 이 가능하기 때문에 오염정화를 행하면서 특정의 금속류를 자원으로서 회수 가능성도 시사하고 있 다. 세포표면에 흡착이 아닌 금속류의 능동 수송 에 의해 세포내부에 이송해 축적시키는 것으로 수 중으로부터 제거하는 생물축적도 흡착의 한 방법 으로 이용이 희망된다.

2.3 기화/휘발화(Bio-volatilization)

As, Se 및 Hg 등은 메틸화하면 기화하기 쉽기 때문에 이 반응을 고상, 액상으로부터 금속류 제거 에 이용하는 것이 가능하다. 가장 유명한 예는 Hg 의 휘발화로 반응이 효소, 유전자 단계에서 해명되 어 폐수처리와 퇴적물로부터 Hg 제거에의 응용연 구도 되고 있다.

세균의 Hg 휘발화 유전자군 mer 오페론은 유기

수은의 분해, 2가Hg (Hg(II)) 이온의 세포 내에로

전달, Hg(II)의 금속 Hg(Hg(0))에의 환원을 촉매하

는 일련의 효소를 코드로 해서 이것들의 작용으로

Hg 휘발화가 달성된다. Hg(II)는 운송 단백질에 의

해서 세포질 내로 운반되고, 산화⋅환원에 의해서

환경 기준규 제 항목 및

감시 항목

Cr6+ : Cr(VI) → Cr(III) As : As(V) → As(III) Se : Se(VI) → Se(IV) → Se(0) Mo : Mo(VI) → Mo(V) 방사성 원소

U : U(VI) → U(IV) Pu : Pu(IV) → Pu(III) Np : Np(V) → Np(IV) 그 외

Te : Te(VI) → Te(IV) → Te(0) V : V(V) → V(IV) → V(III) Pd : Pd(II) → Pd(0)

Table 3. 금속류 옥소음이온의 미생물에 의한 환원 작용

Hg(0) 증기로 환원되어 수중, 토양 중으로부터 제 거된다 . 또, 페닐Hg과 메칠Hg 등의 유기수은 화합 물은 리아제 (lyase)에 의해서 최초로 탄소와 Hg의 결합이 절단되어 Hg(II)로 전환되는 중, 같은 경로 에서 휘발되는 것도 있다(Figure 2)[9]. 게다가 어 느 미생물종의 조건하에서는 생물환원에 의해서 생성하는 Hg(0)는 증기가 아닌 불용성의 과립으로 침전시켜 제거하는 것도 가능하다 .

2.4 산화물 이온의 환원

일부 금속류, 특히 실제 금속 대부분은 다양한 산화/환원상태로 환경 중에 존재하고 있어 그 상 태의 변화에 의해 용해도와 이동성, 독성 등이 변 하지만 최근의 연구로부터 특이한 미생물이 실제 금속의 상태변화에 기여하고 있다고 알려지고 있 다. 특히 산화물 이온의 형태에서 존재하는 실제 금속을 환원하는 미생물 반응(Table 3)은 금속류 의 무독화와 고형으로부터 용출, 수계로부터 제거 등이 밝혀지고 있어 이러한 환원작용을 생물정화 에 이용하는 가능성을 시사하고 있다[9].

상당히 다양한 옥소음이온(oxyanion)이 미생물 에 의해서 환원될 수 있고 그 메커니즘은 주로 아 래와 같이 밝혀지고 있다.

1) 금속옥소음이온에 의해 독성의 낮은 형태로, 또는 세포 외에 배출하기 쉬운 형태로 환원

⋅변환하는 것으로 인해 독성을 완화하는 내 성 메커니즘

2) 탈질과 황산염 환원과 유사한 양식으로 금속 옥소음이온을 혐기 호흡의 최종전자수용체

로서 이용하고 에너지를 취득하는 이화형(異 化型 ) 환원

3) 질산 염환원 효소, 황산 염환원 효소 등의 다 른 환원 효소의 하나, 기질 특이성이 낮은 것 이 금속옥소음이온을 환원하는 비특이적 환원 . 그중에서도 이화(異化)형태의 환원은 환원 미생물의 증식과 연결되기 때문에 일반적으 로는 효율이 높은 프로세스라고 일컬어지고 있고, 환경정화에 활용하는 상에서는 가장 유효한 방법일 것이다.

3. 유기화학물질의 생물정화

미생물을 이용한 생물정화의 초점의 중심은 석 유계탄화수소와 염소계 용매, 일부의 농약과 PCB, 다이옥신류 등 난분해성의 유기화학물질로 정화 의 주체는 유기화학물을 분해⋅대사하는 것으로 에너지를 취득해 증식하는 화학합성 종속영양 미 생물이다. 그중에서도 다른 미생물과 비교해도 세 포 사이즈가 작고 표면적이 큰 것으로부터 물질의 취득에 우수한 종속영양세균은 가장 효율이 좋은 정화촉매로 Pseudomonas 속, Alcaligenes 속, Acinetobacer 속 등의 그람 음성 호기성 세균군(이 른바 Pseudomonads)은 다종 다양한 화학물질의 분해 능력을 가지고 있는 것이 알려지고 있다. 또, Nocardia 속, Mycobacterium 속 등의 그람양성의 방선균류도 알칸과 방향족탄화수소 등의 석유성 분을 광범위하게 분해해 자주 생물정화의 주체를 담당하고 있다. 백색부패균을 비롯한 세균은 보통 세균에 비하면 증식속도는 느리지만 리그닌 등 강 고한 구조를 가지는 고분자를 분해하는 강력한 산 화효소(p-디페놀산화효소, 옥시다아제 등)를 생산 하는 것이 가능하기 때문에 다이옥신류 등 난분해 성 화학물질의 정화에 적용하는 시험이 행해지고 있다.

3.1 석유성분의 미생물 분해

석유류에 포함된 화학성분 중에는 휘발성이 높

고 빠르게 증발해버리는 화합물(분자량이 적은 헥

Figure 4. 전형적인 석유계탄화수소와 그 호기적 분해경로.

(a) 지방족, (b) 지환족, (c) 방향족.

Figure 5. 공대사에 의한 TCE 호기적 분해경로.

산 등), 휘발하지 않지만 비교적 빠르게 분해되는 화합물(헥산데칸과 토르엔, 나프탈렌 등) 타르장 에서 분해성이 낮고(난분해성), 잔류하기 쉬운 화 합물 (다환방향족화합물, polyaromatic hydrocarbons:

PAHs) 등이 있다. 이것들은 주로 알칸 등의 지방 족탄화수소, BTEX (벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠 및 자 일렌의 줄임말)에 대표되는 방향족화합물, 나프탈 렌, 페난토렌 등의 PAH이지만 각각의 유의한 경 로에 의해 분해되는 것이 알려지고 있고, 분해균 은 자연계에 넓게 존재하고 있기 때문에 통상은 생물정화에 의해 정화가 이루어진다(Figure 4 )[9,11].

3.2 염화에틸렌류의 생분해

Trichloroethylene (TCE) 및 perchloroethylene (PCE)로 대표되는 염화에틸렌류는 토양⋅지하수 의 오염물질로 가장 빈번하게 검출되는 화학물질

의 한가지로 변이원성 등이 의문시되는 것으로부 터 그 정화는 화급을 다툰다. TCE와 PCE의 생분 해 특성은 각각 전혀 다르고 또한 특징적이다.

TCE는 통상 환경 중에서는 분해되기 어렵고 장 기간 잔류하지만 특정 미생물의 산화효소에 의해 공대사로 효율적으로 호기 분해되는 것이 알려지 고 있다. TCE 분해균으로서는 메탄 자화균, 프로 판 자화균, 암모니아 산화 세균, 토르엔, 페놀 등 방향족 화합물 분해균 등이 보고되고 있다. 이것 들의 분해균은 Figure 5에 나타낸 공통의 경로로 TCE을 공대사분해해, 최종적으로는 완전히 무기 화하는 것이 가능하다[9,12-14].

Hopkins 등은 현장시험에서 생물자극(biostimulation) 에 의한 TCE 분해를 시험해 유도기질(일차기질) 로서 토르엔 > 페놀 > 메탄 > 암모니아 순으로 높 은 TCE 분해효율을 얻은 결과로부터 다루기 쉬운 페놀의 이용을 제안하고 있다. 또, 메탄 자화균도 비교적 높은 TCE 분해 활성을 가지고 있어 방향 족 화합물처럼 독성이 없는 메탄을 유도기질로 가 능하기 때문에 이용가치는 높다고 생각되고 있다.

TCE 분해균으로서 관심을 받고 있는 페놀 분해균

8종의 토양 중에서의 분포를 조사한 예로서는, 전

종속영양세균의 6∼20%를 점하는 등 보편적 다수

가 존재한다. 또한, 다양한 환경으로부터 분리해

온 13종의 다른 페놀 분해균의 TCE 분해능을 조

Figure 6. PCE 혐기적 탈염소화.

사한 결과 1개체를 제외한 전부가 공대사에 의해 TCE를 분해하는 것이 가능하다.

한편, PCE는 TCE와 구조가 유의하고 있지만 극히 일부를 제외하면 공대사에 의해서도 호기 분 해되지 않고 혐기 조건하에서만 생분해를 받아 환 원적으로 탈염소화되는 것이 알려지고 있다 (Figure 6)[9,14-15]. 탈염소화는 PCE → TCE → dichloroethene (DCE)까지는 비교적 빠르게 진행 되지만 vinyl chloride (VC)를 지나고 에틸렌까지 의 완전한 탈염소화가 진행된 사례는 많지 않다.

이때 생성⋅축적하는 DCE의 형태로서는 cis-1, 2-dichloroethene (cis-DCE)가 많고, 공업적으로 생산되지 않는 cis-DCE가 염화에틸렌류로 오염된 토양과 지하수 중으로부터 검출되는 것은 이 탈염 소화작용에 의한 것이다. PCE로부터 cis-DCE까 지의 탈염소화에는 메탄 생성균, 작산 생성균과 환산염 환원균을 포함한 다양한 혐기성 미생물이 관여하는 것이 알려지고 있지만, 게다가 에틸렌과 메탄까지의 완전한 탈염소화를 촉매 가능한 것이 보고되고 있는 것은 Dehalococcoides 속 세균뿐이 다. 메탄생성균 등에 의한 탈염소화반응은 혐기의 공대사에서 행해지지만, Dehalococcoides 속을 포

함한 강력한 탈염소화균은 PCE 등의 할로겐화물 을 전자수용체(수소를 전자공여체로함)로서 이용 해 에너지를 얻는 할로겐 호흡에 의해 탈염소화를 행한다. 전자공여체를 첨가할 필요가 있지만 산소 공급 필요가 없기 때문에 호기의 생물정화에 비하 면 경제성이 높고, 최근 주목을 받고 있다.

4. 맺음말

오염퇴적물에 있어서 생물정화방법 특히, 미생 물과 같은 생물촉매를 이용한 생물정화방법은 하 천, 호수 및 하구, 연안 오염퇴적물에 적용될 것이 다. 이러한 생물정화방법은 물리⋅화학적 정화방 법보다 친환경적이고 비용면에서도 매우 저렴한 방법으로 알려져 있다. 따라서 보다 적은 환경적

⋅사회적 다양한 부담으로부터 벗어나 오염퇴적 물을 정화할 수 있다는 것이 관련 연구의 가장 큰 장점이 될 것이다. 본고에서는 (중)금속류 및 유기 오염물질을 제거하는 방법들을 기존 연구들을 종 합하여 그 중심내용들을 살펴보았다. 기술된 내용 중 일부는 학술적인 의미를 갖는 방법들도 있고 아직은 실용화 단계까지 가기에는 다소 경제적 및 기술적인 문제가 제기되고 있는 것도 현실이라고 하겠다. 그러나 오염퇴적물 중 오염물질들을 제거 와 관련하여 장기간 안정적인 오염물질 제거라는 관점과 이를 응용을 통한 보다 효율적인 오염물질 의 제거 가능성을 고려할 때 미생물을 이용한 생 물정화방법은 다른 물리⋅화학적인 방법보다 유 리할 수 있다.

지금까지 알려진 생물정화방법 등은 대부분이

선진국 기업들이 독점하고 있는 실정이다. 이에

우리나라도 생물정화방법의 선진국이 되기 위해

서는 독자적인 기술 확보가 필요하며 이를 위해서

는 정부, 연구자, 그리고 관련 기업에서 새로운 기

술 개발 및 실용에 의한 관련 산업의 발전은 현 정

부가 추구하고 있는 창조경제에도 부합한다고 판

단된다.

신 우 석

2002 제주대학교 환경공학과 학사 2005 제주대학교 환경공학과 석사 2009 Tohoku Univ. 박사 2009∼2011 Tohoku Univ. Post-doc 2011∼현재 국립한경대학교 해양과학기술

연구센터 연구교수

김 영 기

1991 서강대학교 화학공학과 학사 1993 서강대학교 화학공학과 석사 2002 서강대학교 화학공학과 박사 1993∼1996 ㈜SK케미컬 중앙연구소 연구원 2002∼현재 국립한경대학교 화학공학과 교수

참 고 문 헌

1. S. J. Lee, B. H. Bae, K. H. Park, S. W. Kang, G. D. Whang, and C. S. Gee, J. KSEE, 25, 55 (2003).

2. S. Wang, X. Jin, Q, Bu, X. Zhou, and F. Wu,

3. D. E. Walling, M. A. Russelll, and B. W.

Webb, Sci. Total Environ., 266, 113 (2001).

4. C. H. Lee and H. J. You, Korea Environ.

Institute (2000).

5. USEPA, Contaminated sediment remediation guidance for hazardous waste sites (2005).

6. M. M. Abrams and W. M. Jarrell, J. Environ.

Qual., 24, 132 (1995).

7. U. Lensyl, W. Brian, L. Dan, and S. Heather,

8. C. R. Hammerschmidt, W. F. Fitzgerald, C.

H. Lamborg, P. H. Balcom, and P. T.

Visscher, Mar. Chem., 90, 31 (2004).

9. M. Fujita and M. Ike, Bio-Environmental Engineering (2006).

10 C. Gomez and K. Bosecker, Geomicrobiol. J.,

11. R. M. Altas, Microbiol. Rev., 45, 180 (1981).

12. G. R. Chaudry, and S. Chapalamadugu,

13. M. Fujita and M. Ike, Recent Res. Devel.

Microbiol., 1, 333 (1997).

14. G. D. Hopkins, L. Semprini, and P. L.

McCarty, Appl. Environ. Microbiol., 59, 2277 (1993).

15. X. Maymo-Getell, Y. Chien, J. M. Gossett,

and S. H. Zinder, Science, 276, 1568 (1997).