[논문]미생물에 의한 탈질 과정 동안의 비소 동시 산화 특성 평가

오설란; 김동훈; 문희선

doi:10.7857/jsge.2019.24.4.001

미생물에 의한 탈질 과정 동안의 비소 동시 산화 특성 평가
Characteristics of Microbial Arsenic Oxidation under Denitrification Environment 원문보기

지하수토양환경 = Journal of soil and groundwater environment, v.24 no.4, 2019년, pp.1 - 10

오설란 (한국지질자원연구원 지질환경연구본부 지하수연구센터) , 김동훈 (한국지질자원연구원 지질환경연구본부 지하수연구센터) , 문희선 (한국지질자원연구원 지질환경연구본부 지하수연구센터)

Abstract ▼ AI-Helper

Recently, groundwater contamination by mixed occurrence of arsenic (As) and nitrate ($NO_3{^-}$) has been a serious environmental issue all around world. In this study, we investigated the microbial As(III) oxidation characteristic under denitrification process to examine the feasibility of the microbial consortia in wetland sediment to simultaneously treat these two contaminants. The detail objectives of this study were to investigate the effects of $NO_3{^-}$ on the oxidation of As(III) in anaerobic environments and observe the microbial community change during the As oxidation under denitrification process. Results showed that the As(III) was completely and simultaneously oxidized to As(V) under denitrification process, however, it occurred to a much less extent in the absence of sediment or $NO_3{^-}$. In addition, the significant increase of As(III) oxidation rate in the presence of $NO_3{^-}$ suggested the potential of As oxidation under denitrification by indigenous microorganisms in wetland sediment. Genera Pseudogulbenkiania, and Flavisolibacter were identified as predominant microbial species driving the redox process. Conclusively, this study can provide useful information on As(III) oxidation under denitrifying environment and contribute to develop an effective technology for simultaneous removal of As(III) and $NO_3{^-}$ in groundwater.

주제어

표/그림 (8)

그림 Fig. 1. Laboratory-scale batch experiments design. Condition A (A), with arsenite, nitrate, acetate and wetland sediment; Condition B (B), with arsenite, nitrate and acetate and without wetland sediment; Condition C (C), with arsenite and wetland sediment and without nitrate and acetate.
그림 Fig. 2. Nitrate, nitrite (a) and acetate (b) concentrations with time in condition A (with arsenite, nitrate, acetate and wetland sediment) and B (with arsenite, nitrate and acetate and without wetland sediment).
그림 Fig. 3. Total arsenic (As) (a), arsenite (As(III)) (b) and arsenate (As(V)) (c) concentrations with time in condition A (with arsenite, nitrate, acetate and wetland sediment) and B (with arsenite, nitrate and acetate and without wetland sediment).
그림 Fig. 4. Nitrate, nitrite (a) and acetate (b) concentrations with time in condition A (with As(III), NO₃⁻, acetate and sediment) and C (with As(III) and sediment, without NO₃⁻ and acetate).
그림 Fig. 5. Total arsenic (As) (a), arsenite (As(III)) (b) and arsenate (As(V)) (c) concentrations with time in condition A (with As(III), NO₃⁻, acetate and sediment) and C (with As(III) and sediment, without NO₃⁻ and acetate).
그림 Fig. 6. Microbial taxonomic composition of Bacterial phylum-level in the sediment of condition A (with As(III), NO₃⁻, acetate and sediment) and C (with As(III) and sediment, without NO₃⁻ and acetate) in the first (0) and last (8) day.
표 Table 1. Number of valid sequence, OTUs, Good's coverage for 16S rRNA libraries of condition A (with As(III), NO₃⁻, acetate and sediment) and C (with As(III) and sediment, without NO₃⁻ and acetate) in the first (0) and last (8) day
그림 Fig. 7. Heatmap of the taxonomic at bacterial genus-level in the sediment of A (With As(III), NO₃⁻, acetate and sediment) and C (With As(III) and sediment, No NO₃⁻ and acetate) in the first (0) and last (8) day.

AI 본문요약
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문제 정의

따라서, 본 연구에서는 As와 NO3−로 동시에 오염된 지하수의 생물학적 처리를 위한 기초 연구로 습지 퇴적토 토착 미생물을 이용하여 탈질환경에서 종속영양미생물에 의한 As의 산화 가능성을 확인하고자 하였다.
습지의 퇴적토를 미생물원으로 하여 혐기성 환경을 조성하여 실험실 규모의 배치 실험을 실시하고, 시료를 주기적으로 채취하여 NO₃⁻의 환원 및 As의 산화 정도를 확인하였다. 또한, 탈질 환경에서 As 산화 기작 동안 미생물의 군집 특성 변화를 알아보고자 하였다.
본 연구에서는 혐기성 습지 퇴적토 토착미생물을 이용하여 NO3−가 환원되는 탈질 동안 수용상의 As(III)가 동시에 산화되는 가능성을 알아보고자 하였다.

제안 방법

마지막으로 세 번째 조건(C)은 최소 배지에 AsNaO₂ 1 mM를 첨가한 후 125 mL 세럼병에 배양액 100 mL를 주입하고 미생물원으로 습지 퇴적토를 10 g 주입하여 NO₃⁻의 영향을 배제하였다. 3가지 조건 모두 혐기성 환경을 조성하기 위하여 고순도 질소 가스(99.99%)로 30분간 퍼징(purging)하였다(Fig. 1). 모든 배치 실험은 진탕배양기(shaking incubator, VS-8480SFN, VISION, Korea)에서 30℃, 150 rpm으로 8일 간 진탕 배양하였다.
NO3−의 탈질 과정과 연계한 As 산화 과정 동안 배양액 내의 미생물 특성 변화를 확인하기 위하여 차세대 염기서열 분석(NGS, Next generation sequencing) 방법으로 조건 A와 C의 미생물 군집 변화를 비교 분석하였다.
배지 내의 NO₃⁻ 및 NO₂⁻의 농도를 측정하기 위하여 이온크래마토그래피(IC, ICS-1500, DIONEX, USA)을 이용하였다. 가드 컬럼(guard column)과 분석 컬럼(analytical column)은 Dionex IonPac^TM AG14을 사용하였고, Flow rate는 1.2 mL/min로 운전하였다. 아세테이트(acetate) 분석을 위해 고성능 형광 검출 액체크로마토그래피(HPLC, Prominence, Shimadzu, Japan)를 이용하였다.
(sodium acetate)를 1 mM 첨가한 후 125 mL 세럼병(serum bottle)에 배양액 100 mL를 주입하고 미생물원으로 습지 퇴적토 10 g을 첨가하였다. 두 번째 조건 B는 최소 배지에 AsNaO₂ 1 mM, KNO₃ 2 mM과 전자공여체로 sodium acetate를 1 mM 첨가한 후 125 mL 세럼병에 배양액 100 mL를 주입하고 습지 퇴적토는 주입하지 않아 퇴적토의 미생물의 영향을 배제하였다. 마지막으로 세 번째 조건(C)은 최소 배지에 AsNaO₂ 1 mM를 첨가한 후 125 mL 세럼병에 배양액 100 mL를 주입하고 미생물원으로 습지 퇴적토를 10 g 주입하여 NO₃⁻의 영향을 배제하였다.
0 mL/min으로 운전하였다. 또한 배양 첫날과 마지막 날의 pH는 pH meter(ThermoFisher Scientific Orion^TM, USA)로 측정하였다.
배양 동안 배양액 내의 총 As의 농도는 유도결합플라즈마발광광도기(ICP-OES, Optima 7300 DV, PerkinElmer, USA)를 사용하여 측정하였다. 또한 시료 내 As의 산화 상태에 따른 화학 종별(As(III), As(V)) 농도를 확인하기 위하여 이온 교환 카트리지(Sep-Pak Accell Plus QMA Plus Short Cartridge, Waters, USA)에 통과시켜 As(III) 만을 분리해 농도를 측정하였으며(Dong et al., 2009), As(V) 농도는 As(Total) 농도와 As(III) 농도의 차로 계산하였다. 배지 내의 NO₃⁻ 및 NO₂⁻의 농도를 측정하기 위하여 이온크래마토그래피(IC, ICS-1500, DIONEX, USA)을 이용하였다.
마지막으로 세 번째 조건(C)은 최소 배지에 AsNaO2 1 mM를 첨가한 후 125 mL 세럼병에 배양액 100 mL를 주입하고 미생물원으로 습지 퇴적토를 10 g 주입하여 NO3−의 영향을 배제하였다.
미생물에 의한 탈질 환경에서 As 산화 가능성을 확인하기 위해 미생물원인 퇴적토가 첨가된 조건 A와 첨가되지 않은 조건 B를 비교하였다. 습지 퇴적토가 주입된 조건 A에서는 배양을 시작함과 동시에 배양액 내의 NO₃⁻ 농도는 시간이 지남에 따라 감소하였고, 상대적으로 NO₂⁻ 농도는 배양 2일째까지 증가하다가 감소하여 배양 8일째에는 검출되지 않았다(Fig.
배양 동안 배양액 내의 총 As의 농도는 유도결합플라즈마발광광도기(ICP-OES, Optima 7300 DV, PerkinElmer, USA)를 사용하여 측정하였다. 또한 시료 내 As의 산화 상태에 따른 화학 종별(As(III), As(V)) 농도를 확인하기 위하여 이온 교환 카트리지(Sep-Pak Accell Plus QMA Plus Short Cartridge, Waters, USA)에 통과시켜 As(III) 만을 분리해 농도를 측정하였으며(Dong et al.
배양 첫날과 마지막 날에 채취한 시료를 각각 원심분리 후 침전물로부터 genomic DNA를 FastDNA SPIN Kit for soil(MB Biomedicals, USA)를 이용해 제조사의 프로토콜에 따라 추출하였다. DNA는 16S rRNA 유전자의 V3에서 V4 영역을 타겟으로 하는 프라이머를 사용하여 PCR로 증폭시켰고, QIAquick PCR purification kit로 정제하였다.
배지 내의 NO3− 및 NO2−의 농도를 측정하기 위하여 이온크래마토그래피(IC, ICS-1500, DIONEX, USA)을 이용하였다.
본 연구에서는 조건 A와 B, A와 C의 총 As, As(III), As(V)와 NO3− , NO2− 및 acetate 농도와 차이와 조건 A와 C의 미생물 군집 변화에 대한 상관 분석을 실시하여 상호 관련성 검증하였다.
습지의 퇴적토를 미생물원으로 하여 혐기성 환경을 조성하여 실험실 규모의 배치 실험을 실시하고, 시료를 주기적으로 채취하여 NO3−의 환원 및 As의 산화 정도를 확인하였다.
2 mL/min로 운전하였다. 아세테이트(acetate) 분석을 위해 고성능 형광 검출 액체크로마토그래피(HPLC, Prominence, Shimadzu, Japan)를 이용하였다. 컬럼은 Shim-pack GIS-ODS 5µm를 사용하였으며, UV 210 nm에서 1.
앞선 실험에서 탈질 과정 동안의 As 동시 산화 특성이 탈질 과정과 연계하여 일어나는지 혹은 탈질화와 비소의 산화가 별개로 일어나는 기작인지를 알아보고자 탈질 반응 유무에 따른 영향을 실험하였다. 최소 배지에 As(III) 및 퇴적토 만을 주입한 조건 C에서는 배양 초기에 퇴적토 내에 존재하던 미량의 NO₃⁻(0.
실험은 모두 3 반복으로 진행되었으며, 주기적으로 시료를 채취하였다. 이 때, 시료 채취 전 충분히 흔들어서 현탁액 상태로 만들어 준 후, 공기가 유입되지 않도록 혐기성 상태를 유지하기 위하여 실린지를 이용하여 N₂ 가스를 시료 채취 용량만큼 주입 후, 시료를 채취하였다.
DNA는 16S rRNA 유전자의 V3에서 V4 영역을 타겟으로 하는 프라이머를 사용하여 PCR로 증폭시켰고, QIAquick PCR purification kit로 정제하였다. 차세대 염기서열 분석(NGS, Next generation sequencing)은 천랩(Chunlab, Inc., 서울, 한국)에서 이루어졌으며, Illumina MiSeq sequencing system(Illumina, USA)dh을 사용하였다. EzBioCloud 데이터베이스는 USEARCH를 이용하여 taxonomic assignment에 사용하였다.
채취한 시료는 원심 분리기에서 4000 rpm으로 10분간 원심 분리한 후, 상등액은 0.45 µm PVDF 필터로 여과하여 냉장 보관하고, NO3− , 아질산염(nitrite, NO2− ), sodium acetate 농도 및 As 농도 분석에 사용되었다.
첫 번째 조건 A는 최소 배지에 AsNaO₂ 1 mM(As(III)), KNO₃ 2 mM과 전자공여체로 C₂H₃NaO₂(sodium acetate)를 1 mM 첨가한 후 125 mL 세럼병(serum bottle)에 배양액 100 mL를 주입하고 미생물원으로 습지 퇴적토 10 g을 첨가하였다. 두 번째 조건 B는 최소 배지에 AsNaO₂ 1 mM, KNO₃ 2 mM과 전자공여체로 sodium acetate를 1 mM 첨가한 후 125 mL 세럼병에 배양액 100 mL를 주입하고 습지 퇴적토는 주입하지 않아 퇴적토의 미생물의 영향을 배제하였다.
45 µm PVDF 필터로 여과하여 냉장 보관하고, NO₃⁻ , 아질산염(nitrite, NO₂⁻ ), sodium acetate 농도 및 As 농도 분석에 사용되었다. 침전된 샘플은 24시간 동안 동결 건조(FDS5512, IlshunBioBase, Korea)시킨 후 냉동 보관하고, 미생물 분석을 위해 사용되었다.
혐기 환경에서 습지 토착미생물에 의한 As 산화에 미치는 미생물 존재 유무와 탈질반응의 영향을 알아보고자 실험실 규모의 배양 실험을 수행하였다.

대상 데이터

배양 실험을 위해 K2HPO4 0.25 g/L, MgSO4·7H2O 0.1 g/L, CaCl2·2H2O 0.062 g/L로 구성된 최소 배지를 제조하여 배양액으로 사용하였다(Li et al., 2015).
본 연구에서는 미생물 접종원으로 사용하기 위하여 충청남도 논산시 광석면 신당리에 위치한 논밭 인근의 구당 습지(36°14'48.1"N, 127°04'18.1"E)의 퇴적토를 채취하였다.

데이터처리

신뢰수준 95%에서 Analysis of Variance(ANOVA) 분석을 수행하여 통계학적 유의성을 평가하였으며(p<0.05), 통계 분석에는 XLSTAT-Premium(Annual version 2019.3.1, Addinsoft, Inc., Brooklyn, NY, USA)을 사용하였다.

성능/효과

As(Total) 농도 또한 초기에 주입했던 1.02 mM(±0.02)로 일정하게 유지되었으며(Fig.
2%) 속이 검출되었다. Heat map 분석을 통해 속(Genus) 수준에서 배양 전후 시료의 미생물 군집 특성의 유사성에 대하여 더 유의미한 차이를 확인할 수 있었다(Fig. 7). 속(Genus) 수준에서, 조건 A와 조건 C는 배양 첫날(0 day)에 미생물 군집 구조가 거의 유사한 것으로 확인되었지만, 배양 마지막 날(8 day)에는 조건 C에 비하여 조건 A에서는 Pseudogulbenkiania, Flavisolibacter가 우세한 것을 확인할 수 있었다.
, 2017). 따라서 퇴적토를 첨가한 조건(A)에서의 탈질과 As 산화 반응은 습지 퇴적토 내의 종속영양토착미생물에 의해 일어난 것임을 확인할 수 있었다.
또한 NO3−도 배양 5일째 되는 날 100% 환원 된 것을 확인할 수 있었고, NO2−도 8일째 되는 날 모두 사라진 것을 확인할 수 있었다.
3%로 우점하였다. 반면, 조건 A의 배양 마지막 날에는 Proteobacteria, Firmicutes, Bacteroidetes가 각각 35.9%, 24.2% 및 16.7%로 우세하였다. 초기 24.
속(Genus) 수준에서, 조건 A와 조건 C는 배양 첫날(0 day)에 미생물 군집 구조가 거의 유사한 것으로 확인되었지만, 배양 마지막 날(8 day)에는 조건 C에 비하여 조건 A에서는 Pseudogulbenkiania, Flavisolibacter가 우세한 것을 확인할 수 있었다. 배양 첫 날(0 day)의 조건 C를 기준으로 유사성을 확인하면, 조건 A의 배양 첫날(0 day)이 가장 유사하고 그 다음이 배양 마지막 날(8 day)의 조건 C이며, 가장 유사하지 않은 그룹이 조건 A의 배양 마지막 날(8 day)인 것을 확인할 수 있었다. 이는 배양 동안 조건 A와 C가 유의하게 달라진 것을 시사한다.
3(b)). 배양액 내의 As(III) 농도의 감소와 상응하여 As(V) 농도 증가하는 것으로 보아 습지 퇴적토 미생물에 의해 탈질 반응이 진행되는 동안 배양액 내의 As(III)가 As(V)로 산화되는 것을 알 수 있었다(Fig. 3(c)).
본 연구에서는 기존 연구에서 보고되었던 단일 미생물 접종원이 아닌 습지 퇴적토 토착미생물을 미생물원으로 주입하였음에도 NO3−의 환원과 As(III)의 동시 산화 반응이 일어났으며, 기존 선행 연구들과 차별성이 있다고 할 수 있다.
속(Genus) 수준에서 살펴보면, 배양 마지막 날(8 day) 조건 A에서는 Pseudogulbenkiania(16.7%), Flavisolibacter (15.9%), Bacillus(9.0%), Clostridium(7.3%), Bradyrhizobium (2.1%), Pseudolabrys(1.7%) 속이 검출된 반면, 조건 C에서는 Bacillus(7.4%), Clostridium(6.2%), Pseudogulbenkiania (3.3%), Pseudolabrys(2.6%), Solibacter(2.4%), Flavisolibacter (2.3%) 및 Bradyrhizobium(2.2%) 속이 검출되었다. Heat map 분석을 통해 속(Genus) 수준에서 배양 전후 시료의 미생물 군집 특성의 유사성에 대하여 더 유의미한 차이를 확인할 수 있었다(Fig.
7). 속(Genus) 수준에서, 조건 A와 조건 C는 배양 첫날(0 day)에 미생물 군집 구조가 거의 유사한 것으로 확인되었지만, 배양 마지막 날(8 day)에는 조건 C에 비하여 조건 A에서는 Pseudogulbenkiania, Flavisolibacter가 우세한 것을 확인할 수 있었다. 배양 첫 날(0 day)의 조건 C를 기준으로 유사성을 확인하면, 조건 A의 배양 첫날(0 day)이 가장 유사하고 그 다음이 배양 마지막 날(8 day)의 조건 C이며, 가장 유사하지 않은 그룹이 조건 A의 배양 마지막 날(8 day)인 것을 확인할 수 있었다.
습지 퇴적토가 주입된 조건 A에서는 배양을 시작함과 동시에 배양액 내의 NO3− 농도는 시간이 지남에 따라 감소하였고, 상대적으로 NO2− 농도는 배양 2일째까지 증가하다가 감소하여 배양 8일째에는 검출되지 않았다(Fig.
실험실 규모의 배치 실험을 통해 습지 퇴적토 토착미생물에 의해 NO3− 환원 및 As의 산화가 동시에 일어날 수 있음을 확인할 수 있었으며, As의 산화 속도가 NO3− 환원반응이 활발할 때 유의하게 증가하고 산화 효율이 뛰어난 것을 확인함으로써 As의 산화가 미생물에 의한 NO3− 환원 과정과 연계하여 일어나고 있음을 알 수 있었다.
특히, 본 연구를 통해서, 습지 퇴적토 환경에도 NO₃⁻의 환원과 As(III)의 동시 산화 반응을 수행할 수 있는 미생물이 존재함을 확인할 수 있었다. 일반적으로 As는 산화환경에서 미생물에 의한 산화되는 것으로 알려져 있지만, 본 연구에서는 미생물에 의한 탈질이 일어나는 환원 환경에서 As가 산화될 수 있음을 확인하였다. 이는 환원 조건의 지하수에서 NO₃⁻와 As를 동시에 제거할 수 있는 공정 개발에 기여할 수 있을 것으로 사료된다.
조건 A와 C에 동일한 퇴적토를 주입하였기 때문에 문(phylum) 수준에서 조건 A와 조건 C의 배양 첫날의 미생물 군집은 유사한 것으로 확인되었다(Fig. 6). 반면, 각 조건의 배양 마지막 날의 미생물 군집은 유의한 차이를 보였다(0.
조건 A의 배양 마지막 날의 침전물에서 Pseudogulbenkiania 속과 Flavisolibacter 속, Bacillus 속, Clostridium 속이 각각 16.7 15.9, 9.0, 7.3%로 우점한 것을 확인할 수 있었다. 이전 연구에서는 Pseudogulbenkiania 속은 전자수용체로 NO₃⁻ 을 이용하여 Fe²⁺을 산화 시킨 후 As(III)를 고정하여 공침 제거할 수 있다고 보고하였으나, As(III)의 산화는 보고되지않았다(Xiu et al.
조건 C에서는 초기에 비해 군집 구조에서 큰 변화를 보이지 않았지만 조건 A와 동일하게 Acidobacteria의 비중이 감소하고 Firmicutes가 증가하는 경향을 보이며 Proteobacteria, Firmicutes, Acidobacteria가 각각 27.6%, 21.7% 및 11.2%로 우점하고 있었다.
7%로 우세하였다. 초기 24.8%를 차지하던 Actinobacteria가 반응 후기에는 4.1%로 급격히 감소한 반면, Firmicutes 와 Bacteriodetes가 초기에 비해 각각 15.7%와 16.7% 증가하면서 전체 군집에서 큰 비중을 차지하였다.
탈질 반응이 일어나지 않은 조건 C에서도 매우 소량의 As(III)의 농도가 시간이 지남에 따라 감소하였으며, 배양 마지막 날에는 초기 농도보다 35%가 감소한 0.65 mM (±0.21)이 검출되었다(Fig.
탈질 반응이 활발하게 일어난 조건 A와 비교해서 탈질 반응이 일어나지 않은 조건 C에서는 환원이 일어나면서 매우 소량의 As만 산화된 것으로 보아, 미생물에 의한 활 발한 NO3−의 환원이 수반되어야 As가 산화될 수 있음을 알 수 있었다(0.05<p).
퇴적토의 pH는 5.6, 유기 물질(Organic matter) 함량은 2.52%였으며, NO3− 농도는 27.96 mg/kg 였으며, 탈질 미생물의 활성이 있을 것으로 판단하였다.
특히, 본 연구를 통해서, 습지 퇴적토 환경에도 NO3−의 환원과 As(III)의 동시 산화 반응을 수행할 수 있는 미생물이 존재함을 확인할 수 있었다.

후속연구

실험실 규모의 배치 실험을 통해 습지 퇴적토 토착미생물에 의해 NO₃⁻ 환원 및 As의 산화가 동시에 일어날 수 있음을 확인할 수 있었으며, As의 산화 속도가 NO₃⁻ 환원반응이 활발할 때 유의하게 증가하고 산화 효율이 뛰어난 것을 확인함으로써 As의 산화가 미생물에 의한 NO₃⁻ 환원 과정과 연계하여 일어나고 있음을 알 수 있었다. 또한 군집 분석을 통해 Pseudogulbenkiania와 Flavisolibacter 속 등 이 탈질 환경하에 As 산화 기작 동안 우점하는 것으로 나타났으며, 후속 연구를 통하여 이 공정에 기여하는 미생물의 분리 및 동정 과정이 필요할 것으로 사료된다. 이러한 결과는 향후 지하수에서 비소와 질산염을 동시에 제거할 수 있는 생물학적인 공정의 개발에 기여할 수 있을 것이라 사료된다.
이는 환원 조건의 지하수에서 NO3−와 As를 동시에 제거할 수 있는 공정 개발에 기여할 수 있을 것으로 사료된다.
또한 군집 분석을 통해 Pseudogulbenkiania와 Flavisolibacter 속 등 이 탈질 환경하에 As 산화 기작 동안 우점하는 것으로 나타났으며, 후속 연구를 통하여 이 공정에 기여하는 미생물의 분리 및 동정 과정이 필요할 것으로 사료된다. 이러한 결과는 향후 지하수에서 비소와 질산염을 동시에 제거할 수 있는 생물학적인 공정의 개발에 기여할 수 있을 것이라 사료된다.

질의응답

핵심어	질문	논문에서 추출한 답변
	AS에 의한 지하수 오염의 요인은 무엇인가?	, 2018). As에 의한 지하수 오염은 제초제, 농작물 건조제 사용 등과 같은 인간 활동에 의한 인위적인 요인뿐만 아니라 암석의 풍화 반응, 미생물과 광물의 반응 및 화산 배출 등으로 인한 자연적인 요인에 의해서도 발생할 수 있다(Nguyen et al., 2017, Sharma and Sohn, 2009).
	비소(Arsenic, As)란 무엇인가?	비소(Arsenic, As)는 강한 독성을 가진 준금속(metalloid)으로, 인위적 혹은 자연발생적 원인에 의한 지하수 내 As 농도 증가는 지하수 오염 측면에서 최근 심각한 환경 이슈 중의 하나이다(Bulut et al., 2014, Chatterjee and De, 2017, Xie et al.
	오염된 지하수를 처리하는 물리 화학적 처리 방법의 단점은 무엇인가?	, 2010). 그러나, 이러한 처리 방법은 비용이 많이 들고, 친환경적이지 못하며, 효율적인 As의 제거를 위해서는 As(III)를 As(V)로 화학적으로 산화시키는 과정이 추가로 필요하다는 단점이 있다(Nerenberg and Rittmann, 2004, Shakya and Ghosh, 2018). 따라서 이러한 단점을 보완하고 지하수 내의 As와 NO3−을 동시에 처리할 수 있는 생물학적 처리에 대한 연구가 필요하다.

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표제어: PCR

동의어: Packet Collision Rate

용어 설명 출처 목록 (6)

용어 설명: PCR은 세균 특이성이 있는 primer를 이용하여 적은 수의 세균이 있을지라도 쉽게 검출할 수 있는 유용한 방법이며, 이를 이용하여 구강 내 치면세균막이나 타액에서 직접 세균을 검출할 수 있게 되었다[8].

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