1 引言(Introduction)
生物炭是利用生物质残体在缺氧环境中经过热化学反应形成的富碳产物, 近年来因其潜在的固碳能力、土壤改良功能、污染物修复功能等而受到广泛关注(Lehmann et al., 2015).人们通常于350~750 ℃温度范围内热解制备生物炭, 并具有如下理化特征：比表面积约为10~600 m2·g-1, 大多为介孔结构, 孔内粗糙无序(Zhao et al., 2014);表面形成携带负电荷的官能团, 如羧基、酚/氢醌类物质等(Tsechansky et al., 2014);同时又富含矿物质, 如K、Ca、Mg、Fe、P等(Zhao et al., 2013b).利用生物炭修复废水或土壤中的有机污染物, 人们的着眼点通常集中在生物炭的吸附效应, 并在这方面进行了大量的机理探索.已被证明的主要结合机制为疏水分配作用、孔隙填充作用及可能的电子作用, 包括p(孤对电子)/π-π、阳离子-π、电子供受体(EDA)及氢键和静电吸附效应(Sun et al., 2012; Xu et al., 2017; Fu et al., 2018; Zhang et al., 2018b), 这些皆归因于生物炭的芳香化结构、表面官能团和负电荷(Zhao et al., 2013a; Xiao et al., 2017).也有不少研究是将生物炭作为一种载体, 用以固定微生物菌体, 将其用于土壤有机污染物的修复过程中, 生物炭固定菌比仅采用游离菌更能耐受高浓度的有机污染物, 因而持续去除能力强(李岩, 2014).刘亮(2015)采用这种方法处理PAHs, 由稻壳生物炭(350 ℃)包埋菌获得了最高31.3%的降解率.Xiong等(2017)和Ni等(2018)研究证明, 生物炭包埋菌在土壤中的确发挥了吸附和降解的双重功效, 使得PAHs的降解率从单纯使用游离细菌时的19.7%~47.3%提高到52.1%~62.6%.如若将生物炭添加到高浓度有机污染物废水生物降解系统, 是否可以利用生物炭的特殊结构和功能促进高浓度污染物的降解, 这个问题值得探讨.
苯酚污染废水是一类常见的工业废水, 污染浓度从50~1500 mg·L-1不等.现有的苯酚废水处理技术主要有化学法(如催化降解)、物理法(如活性炭吸附)和生物降解法等(程雯等, 2018).例如, 吉芳英等(2018)采用介孔yolk-shell型Co3O4@mSiO2纳米反应器处理苯酚废水, 其处理的浓度在50 mg·L-1左右; 吴彦霞等(2017)采用类Fenton催化剂处理苯酚废水, 其处理的浓度在100 mg·L-1左右.微生物降解技术能够处理浓度较高的苯酚废水, 但由于微生物对高毒性物质的耐受度有限, 因此, 常规的降解方法往往导致菌体生长受阻.师永健等(2013)采用移动床生物膜反应器可以将苯酚进水浓度从200 mg·L-1提高到1400 mg·L-1, 但工艺较为复杂; 魏霞等(2016)和张海涛等(2016)均采用分离、筛选并鉴定耐盐高效苯酚降解菌的方式得到了特效菌株, 并分别对500 mg·L-1和800 mg·L-1的苯酚获得了90%以上的降解率.但筛选特征菌毕竟需要较高的操作技术及保存条件, 因此, 亟需开发工艺简洁、成本低廉的处理工艺.基于此, 本研究拟将生物炭作为一种添加材料, 加入到苯酚污染模拟废水降解系统中, 考察生物炭是否对微生物生长及降解苯酚有促进作用, 是否可利于微生物耐受高浓度苯酚污染模拟废水, 并阐明其机制.
2 材料与方法(Materials and methods)
2.1 实验材料
2.1.1 生物炭制备与表征
所用生物炭采用花生壳制备, 为避免杂质影响, 先用自来水将其表面冲洗干净, 再于60 ℃烘干.经粉碎、过筛(10目)后, 置于管式炉(GSL-1100X-6-S, 合肥科晶材料技术有限公司)中在氮气氛围下热解.热解程序为：以5 ℃·min-1升温至100 ℃并保温1 h, 使物料充分干燥; 再以10 ℃·min-1继续升温至350、550或750 ℃并维持2 h, 使其充分热解.最后所得生物炭经球磨, 过200目标准筛后保存备用.
生物炭C、H、O、N含量由元素分析仪(vario EL cube, 德国Elementar Analysensysteme公司)测得.用比表面积分析仪(ASAP 2020 Plus, 美国Micromeritics Instrument公司)进行N2吸附(77 K), 在相对压力为0.05~0.18之间应用Brunauer-Emmett-Teller(BET)方法计算生物炭比表面积.将生物炭在富氧、900 ℃下煅烧2 h, 测定其灰分含量.对生物炭消解后使用等离子发射光谱仪(5110 ICP-OES, 美国Agilent公司)测定矿物质含量.
2.1.2 苯酚降解菌的准备
所用苯酚降解菌Pseudomonas citronellolis购自中国农业微生物菌种保藏管理中心(编号ACCC 02839), 该菌为革兰氏阴性, 好氧生长, 能以苯酚为唯一碳源和能源.
LB培养基：胰蛋白胨10 g·L-1, 酵母膏5 g·L-1, NaCl 10 g·L-1, pH调节为7.0, 经121 ℃高压蒸汽灭菌20 min.固体培养基另加16 g·L-1琼脂.
无机盐培养基：KH2PO4 0.1 g·L-1, Na2HPO4 0.45 g·L-1, NH4Cl 0.3 g·L-1, MgSO4·7H2O 0.04 g·L-1, CaCl2 0.0045 g·L-1, 同样高压蒸汽灭菌后使用(Chen et al., 2013).
用于后续实验接种的菌液采自培养对数期末期, 在清洗并重悬后, 其OD600=0.1.
2.1.3 生物炭-海藻酸钙固定化微生物的制备
在含有600 mg·L-1苯酚的无机盐培养基中添加6 g·L-1热解(550 ℃)生物炭, 接种苯酚降解菌后培养48 h.之后用5 μm滤膜真空抽滤截留吸附有微生物的生物炭, 生理盐水冲洗后重悬得到0.1 g·mL-1悬浊液.将此悬浊液以一定比例混合于海藻酸钠水溶液中, 并在40 ℃恒温水浴中磁力搅拌均匀, 然后用蠕动泵以适当流速使其滴入2% CaCl2溶液中.形成的生物炭-海藻酸钙小球继续静置0.5 h后经生理盐水冲洗, 即可于4 ℃保存备用.所有操作在无菌环境下进行.
2.2 实验方法2.2.1 苯酚降解菌对不同浓度苯酚的降解
使用加有不同浓度苯酚的无机盐培养基培养该菌, 以了解其苯酚降解性能.用菌液按4%接种量接种到100 mL含苯酚无机盐培养基中, 苯酚浓度分别设定为110、220、420 mg·L-1.接种后的培养液在30 ℃、160 r·min-1条件下培养, 每隔几小时取样1 mL, 分成两份, 分别测定OD600值和苯酚浓度.
OD600值使用酶标仪(Multiskan FC, 美国Thermo Fisher公司)于600 nm波长处测定200 μL样品吸光度, 以无机盐培养基为零点.
苯酚浓度使用高效液相色谱(Breeze HPLC, 美国Waters公司)测定.将所取样品于12000 r·min-1离心10 min后, 取上清液过0.22 μm滤膜, 然后用乙腈稀释一定倍数后待测.色谱条件：色谱柱为C18反相硅胶柱, 进样量20 μL, 流动相为乙腈:水=6:4, 流速0.8 mL·min-1, 波长280 nm.
2.2.2 生物炭对微生物降解苯酚的影响
在考察不同生物炭添加量对微生物降解苯酚的影响时, 向含有430 mg·L-1苯酚的无机盐培养基中分别添加2、4和6 g·L-1的550 ℃热解生物炭.由于生物炭略显碱性, 故使用适量0.2 mol·L-1盐酸调节初始pH到7.0.接种后按照上述培养条件在摇床上培养, 隔一定时间取样测定液相中苯酚浓度, 并在实验结束后测定体系pH值.另外设置不接种微生物的对照组来考察生物炭对苯酚的吸附作用.
进行生物炭负载微生物的形态观察所需样品取自实验32 h后, 为已确定液相中苯酚被完全去除的样品.在经生理盐水清洗、2%戊二醛于4 ℃固定2 h、乙醇梯度脱水、CO2临界点干燥和喷金等处理后, 用扫描电镜(TESCAN GAIA3, 捷克TESCAN公司)进行形态观察(Song et al., 2005).
将不同热解温度(350、550、750 ℃)制备的生物炭按6 g·L-1的比例添加到无机盐培养基中, 苯酚浓度提高到800 mg·L-1, 同样调节初始pH值, 接种后在上述同样条件下培养.每隔一段时间取样, 测定苯酚浓度的同时, 跟踪体系pH值的变化.
生物炭对微生物降解苯酚的促进作用可能受限于苯酚的初始浓度.将上述制得的吸附有微生物的生物炭按2 g·L-1的比例添加到含有更高苯酚浓度(600~1200 mg·L-1)的无机盐培养基中, 并与未添加生物炭的游离微生物组进行对照.同样摇床培养, 一定时间后取样, 测水相中苯酚浓度.
2.2.3 生物炭-海藻酸钙固定化对微生物降解苯酚的影响
将生物炭-海藻酸钙固定化微生物小球按2 g·L-1 (以生物炭量计)的比例添加到含苯酚(600~1200 mg·L-1)的无机盐培养基中, 并用仅海藻酸钙固定(无生物炭)的微生物作为对照, 其余操作同上.
2.3 数据分析
苯酚去除率按照式(1)计算, 所有实验均做3个平行样, 采用Excel2016及Originlab9.0进行标准偏差分析与作图, SPSS23.0进行单因素ANOVA差异性检验(p < 0.05).
式中, η为苯酚去除率, Ct为t时刻液相中苯酚浓度(mg·L-1), C0为苯酚添加初始浓度(mg·L-1).
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 不同初始浓度苯酚的微生物降解效果
在未添加生物炭的情况下, 首先研究了不同初始浓度苯酚对微生物生长的影响及微生物降解苯酚的效果.由图 1可知, 在初始苯酚浓度为110~420 mg·L-1的模拟废水中, 微生物的生长曲线都为典型的“S”形, 即按照时间呈现出滞后期、对数期和稳定期的生长趋势.但随着苯酚浓度的升高, 微生物在对数期的生长速率逐渐降低, 说明相对较高的苯酚浓度对微生物生长有明显的抑制效应.但苯酚对微生物既有毒性效应, 也是“营养食物”, 在苯酚浓度为110 mg·L-1的模拟废水系统中, 微生物生长速率最快, 但其最终达到的菌浓度(OD600=0.06)却明显低于苯酚浓度为220、420 mg·L-1的系统, 说明此苯酚浓度不能满足微生物生长的营养需要.但苯酚浓度为420 mg·L-1时, 并没有使菌的最终浓度超过220 mg·L-1系统, 说明此时微生物已经达到了最大生长极限, 苯酚浓度的提高并不能继续被微生物所利用.
图 1
图 1微生物在不同浓度苯酚下的生长及对苯酚的降解(空白对照仅针对220 mg·L-1苯酚浓度, 不接种微生物)
微生物的生长伴随着系统中苯酚浓度的降低, 两者在时间上有较强的一致性(图 1).微生物处于对数生长期时, 苯酚的降解速度也最快, 在微生物生长达到稳定期后, 苯酚的浓度也不再下降.除了初始浓度为110 mg·L-1的苯酚被完全降解外, 220 mg·L-1和420 mg·L-1的苯酚均未被完全降解, 且苯酚浓度越高, 剩余越多.高浓度的苯酚虽然提供了充足的代谢底物, 但苯酚的毒性也会随之增强, 最终抑制微生物对其的进一步利用(Nuhoglu et al., 2005).
3.2 不同生物炭添加量对微生物降解苯酚的影响
选取初始浓度为430 mg·L-1的苯酚污染模拟废水, 将550 ℃条件下热解制备的花生壳生物炭按照2、4和6 g·L-1的比例添加到系统中, 并与微生物共培养, 得到苯酚降解曲线(图 2a)及pH变化曲线(图 2b).与3.1节结果一致, 单独微生物菌体仍未能完全降解苯酚, 其降解率为36.3%.而添加了生物炭的系统中, 苯酚的去除率有大幅提高.在0~6 h内, 生物炭促进苯酚浓度快速降低(去除率为12.0%~39.3%), 且这种降低效应与生物炭添加量明显成正比, 说明该时间段内的去除机制主要为生物炭的吸附作用.在6~16 h内, 添加生物炭的系统中苯酚浓度快速降低, 表明微生物进入对数生长期.3种添加比均可使苯酚在16 h之内被微生物降解完全, 去除率达到100%.而单独微生物存在的系统中, 微生物生长缓慢, 在第16~25 h的对数生长期, 由于苯酚毒性的抑制, 其最高降解率仅为38.2%.生物炭添加量增大意味着其吸附了更多的苯酚, 这使得溶液中的苯酚浓度降低, 从而减少了对微生物的毒性抑制.另外, 更多的生物炭能够提供更多的供微生物吸附的表面, 从而使微生物的生物量能够达到更大值(Pietikainen et al., 2000).因此, 在本系统中, 生物炭作为微生物的载体作用效果显著.
图 2
图 2不同生物炭添加量对微生物降解苯酚(a)及体系pH(b)的影响
通过测定实验开始前和终止后的溶液pH, 发现添加550 ℃热解生物炭的系统呈碱性, 其添加量越多, 培养液pH升高越多, 最大能达到7.58.在实验开始时, 用适量的盐酸调节pH, 使其在7.0左右, 有利于微生物的生长.实验结束后, 游离微生物实验组pH降低到4.27, 而添加2 g·L-1生物炭的实验组则降低到3.74.结合之前的实验可以推测出, 由于添加2 g·L-1的生物炭, 苯酚被完全降解, 因而产生了比游离微生物组更多的酸性中间产物, 少量的生物炭又不足以中和其酸性, 因此, 其溶液pH最低(Santos et al., 2007).随着生物炭添加量的增多, 溶液pH又逐渐变大.
为了验证生物炭的吸附作用能够去除的苯酚量, 进行了单独添加生物炭而不接种微生物的无菌环境下的苯酚吸附实验(图 2a).由图可知, 2、4和6 g·L-1的生物炭添加量分别获得了17.2%、34.1%和53.8%的苯酚去除率, 去除率与添加量成正比, 表明单纯依靠生物炭的吸附作用去除苯酚, 效果远低于吸附作用结合微生物的降解作用.
3.3 不同热解温度生物炭对微生物降解苯酚的影响
上述研究表明, 生物炭添加可以显著促进微生物降解苯酚, 其机制涉及生物炭的吸附和pH缓冲能力等.为了进一步深入研究生物炭的多重作用机制, 本研究选取更高浓度(800 mg·L-1)的苯酚污染模拟废水, 采用不同温度下(350、550和750 ℃)制备的生物炭, 按6 g·L-1的比例添加到苯酚降解系统中, 得到图 3所示的降解曲线.由图 3可知, 350 ℃热解温度制备的生物炭, 其吸附作用低于550 ℃、750 ℃热解温度制备的生物炭, 后两者之间的吸附作用相差不大.由表 1可知, 350 ℃热解温度制备的生物炭的比表面积(11 m2·g-1)比另外两种生物炭(143 m2·g-1和304 m2·g-1)低很多, 但其吸附作用并没有表现出巨大差异, 这是因为生物炭对苯酚的吸附作用不仅受比表面积的影响, 还会受分配作用的影响, 低温生物炭由于具有更多的表面含氧官能团和脂肪碳而表现出更明显的分配作用(Chen et al., 2008; Zhang et al., 2018a).
图 3
图 3不同热解温度生物炭对苯酚的吸附对照(a.苯酚浓度, b.pH变化)及不同热解温度生物炭对微生物降解苯酚(c)及pH变化(d)的影响
表 1 生物炭的基本性质
3种生物炭对于微生物进入对数生长期开始降解苯酚的过程表现出显著的差异.游离微生物仍具有一定的降解能力, 其最终降解率约为25.4%.550 ℃下制备的生物炭表现出最高的强化作用, 使微生物进入对数生长期的时间(约在20 h左右)大大提前; 350 ℃下制备的生物炭也表现出较好的促进作用, 其微生物进入对数生长期的时间约在27 h; 但750 ℃下制备的生物炭对微生物生长表现出了抑制作用, 除了约25%的吸附去除外, 未能使微生物正常生长.这可能是高温下制备的生物炭具有较强的碱性(本体pH达11.24, 在此体系中溶液pH短时间内回升到7.6以上), 以致实验开始时接种的少量微生物未能存活, 说明该苯酚降解菌对碱性pH有较高的敏感性.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
实验所用假单胞菌Pseudomonas citronellolis对苯酚的降解为邻位开环路径, 主要生成一些如顺, 顺-已二烯二酸、β-酮酯、琥珀酸等小分子有机酸(Santos et al., 2007;陈军, 2017).在菌体的对数生长期, 酸性中间产物迅速累积, 造成pH快速降低, 最低到4以下, 反过来抑制菌体的生长, 使苯酚降解出现停滞.如果在pH降低到微生物能承受的最低限度之前, 苯酚尚未被完全降解, 那么在pH降低到此最低限度值后, 剩余的苯酚将不再能被微生物降解掉.因此, 具有更好pH缓冲能力的材料能够解除这种酸性抑制作用.相比于常规的活性炭等材料, 生物炭通常呈碱性, 其pH随热解温度的升高而升高.这一方面是因为生物质原料中的原生生物酸在热解过程中不断分解(Jeffrey et al., 2009);另一方面是因为随着热解温度的升高, 生物炭产率下降, 而其所含的无机矿物难以挥发并逐渐累积(Braadbaart et al., 2008; Gaskin et al., 2008).生物炭碱性来源, 其无机体系主要是碱性矿物质，如CaCO3或Na、K、Mg等碱金属和碱土金属盐类, 这在Zhao等(2013b)及本研究的表 1中均有呈现.Yuan等(2011)在其研究中证实, 由某些生物质所制的700 ℃生物炭, 其所含碳酸盐类矿物能够贡献高达55%的碱度.另外, 有机体系如生物炭表面官能团—O-、—COO-等亦有较大贡献.在苯酚降解过程中, H+被生物炭中的碱性组分中和, 在更大酸性中间产物浓度范围内维持了pH的相对稳定, 从而保障了微生物的活性和降解速率.
3.4 生物炭对高浓度苯酚降解的影响
为了进一步验证本系统中生物炭对微生物的载体作用和pH缓冲作用, 采用了更高的苯酚初始浓度进行对比.由图 4可知, 当苯酚初始浓度为600和800 mg·L-1时, 未加生物炭的系统中微生物经历了12 h的停滞期后开始降解苯酚, 最终降解率约25%.但当初始浓度高达1000和1200 mg·L-1时, 其毒性效应使微生物难以存活, 苯酚未得到任何降解.然而, 添加2 g·L-1的吸附有微生物的生物炭, 可将4种浓度的苯酚去除率明显提高到46.9%、36.9%、35.1%和33.7%.在苯酚浓度升高的前提下, 其降解率却保持了相当的稳定性, 只是微生物的降解速率有较明显的减慢.这进一步证实了生物炭对于苯酚降解菌的保护作用, 使其对高浓度的苯酚具有了较强的耐受力(Du et al., 2016).
图 4
图 4生物炭添加对高浓度苯酚污染模拟废水中微生物降解效果的影响
3.5 生物炭凝胶固定微生物对高浓度苯酚降解的影响
通过简单的生物炭吸附负载微生物, 可以在400~800 mg·L-1的浓度范围内大大促进模拟废水中苯酚的降解, 但如果浓度继续升高, 尽管有生物炭的辅助作用, 微生物仍难以抵抗高浓度苯酚的毒害作用.因此, 本文拟采用海藻酸钙凝胶固定化方法将微生物包埋固定于生物炭之上, 验证其对苯酚降解的作用效果.生物炭-海藻酸钙凝胶固定微生物小球呈黑色, 柔软具有弹性; 其平均直径为3.6 mm, 每个小球中生物炭含量约为3.2%.由图 5可知, 生物炭-海藻酸钙凝胶固定微生物明显表现出对高浓度苯酚更强的耐受性.在600 mg·L-1苯酚浓度下, 降解率达到100%, 远远高于未加生物炭, 以及未凝胶固定化的情况.对比单纯采用游离微生物制作的凝胶固定化小球与以生物炭作为载体的凝胶固定化小球的降解效果, 发现当苯酚浓度达到1200 mg·L-1时, 前者没有表现出降解作用, 仅有些许降低是因为凝胶小球对苯酚的吸附作用, 而后者则表现出了62.5%的降解率.观察未加生物炭制备的凝胶固定小球颜色, 发现其在较低浓度下变成灰白色, 微生物有显著生长, 但在极端高浓度下, 颜色未变化, 说明菌体未发生生长.另外, 在较低浓度的苯酚下, 生物炭-海藻酸钙凝胶固定微生物对苯酚的降解速率要高于单纯海藻酸钙凝胶固定微生物.固定化过程中, 海藻酸钠中的古罗糖醛酸阴离子与Ca2+络合形成疏水性离子交联结构, 将微生物限制在一个个“网格”之中, 从而起到保护菌体免受外部环境冲击的作用(Cassidy et al., 1996;陈益清, 2018).但这样一种结构亦是一把“双刃剑”, 其负面效应即是会明显阻碍氧、营养物及有机污染物向微生物的传质, 从而降低其降解速率(Cassidy et al., 1996; Banerjee et al., 2011).随着表面粗糙多孔的生物炭的加入, 凝胶小球的孔隙势必会有明显增大, 因而传质阻碍得到一定程度的缓解.另一方面, 前文所述生物炭的pH缓冲作用及对苯酚的吸附固定, 进一步减轻了高浓度苯酚对微生物的毒性胁迫, 体现了其保护作用.
图 5
图 5不同浓度苯酚下生物炭-海藻酸钙固定微生物对苯酚的降解效果
3.6 生物炭的性质及负载微生物的微观形态
为了研究生物炭添加对于强化模拟废水中高浓度苯酚的降解效果的机理, 对生物炭的基础性质包括元素分析、矿物质组分和比表面积进行了测试.由表 1可见, 随着热解温度的升高, 得到的生物炭产物含C量增高, 而O、H和N含量降低.生物炭的pH显著升高, 当热解温度为750 ℃时, 生物炭pH高达11.24, 呈强碱性, 因而导致微生物生长受到抑制, 系统失去对苯酚的降解能力.而热解温度为350 ℃时, 其生物炭碱度较低, 难以缓冲高浓度苯酚降解过程中产生的大量酸性中间产物.生物炭比表面积随着温度升高而显著增加, 3种温度下的生物炭比表面积分别为11、143和304 m2·g-1, 并且主要是孔径为2~30 nm的介孔, 而微孔不够发达(Zhao et al., 2014), 这样的物理结构对有机污染物具有一定的吸附能力, 能够使菌体附着其上, 但又不至于像活性炭这样的高比表面积材料, 对污染物吸附能力过强, 导致其反而降低了污染物生物可利用性(Li et al., 2018; Sigmund et al., 2018).从扫描电镜图中也可以很明显看到微生物菌体不仅可以附着在生物炭的孔径内部, 也在其表面大量附着(图 6).因此, 生物炭可作为微生物良好的载体, 提高微生物抵御高浓度苯酚的能力.
图 6
图 6菌体附着于生物炭之上的表面形态扫描电镜图(a.放大65000倍; b.放大10000倍)
4 结论(Conclusions)
1) 苯酚对于降解菌既是一种抑制菌体活性的毒性物质, 又是菌体赖以生存的代谢物.苯酚浓度过低(≤110 mg·L-1)时不能使菌体达到最大浓度, 过高(≥420 mg·L-1)则使菌体生长受抑制, 难以达到高效的降解效果.生物炭的添加具有一定的吸附效应, 可以将初始苯酚浓度部分降低, 缩短微生物停滞期, 快速进入对数生长期, 产生高效降解.
2) 生物炭的碱度较大, 中温(500 ℃左右)条件下制备的生物炭具有较高的pH, 能够对苯酚降解过程中产生的酸性中间产物起到中和作用, 给微生物的生长提供较适pH, 大大提高其降解能力.但过高温度(700 ℃左右)制备的生物炭pH过高(>10.0), 反而不利于微生物的生长.
3) 通过海藻酸钙凝胶将菌体固定在生物炭之上, 制成包埋小球, 可以大大提高菌体耐受高浓度苯酚(1200 mg·L-1)的能力, 降解率也大大提升.这主要是因为凝胶小球内苯酚的传质减慢, 微生物直接接触的苯酚浓度降低.生物炭-海藻酸钙凝胶固定微生物的降解效率要显著高于单独海藻酸钙固定的微生物.(来源：环境科学学报 作者：肖冬林)
