혐기성 소화는 음식물 쓰레기와 같은 폐기물로부터 재생 가능한 에너지원으로 메탄을 생성하는 공정이다. 본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하는 3단계 메탄생산 공정을 이용한 혐기성 소화공정의 bacteria와 archaea 군집 변화를 조사하였다. 3단계 메탄생산 공정은 음식물 쓰레기 및 폐수를 메탄과 이산화탄소로 전환하는 반혐기성 가수분해/산생성, 혐기성 산생성과 혐기성 메탄생성조로 구성되어있으며, 16 rRNA 유전자 라이브러리의 염기서열 분석과 정량 PCR 등의 분자생물학적 방법으로 주요 미생물 군집을 조사하였다. 메탄생산 공정의 주요 미생물 군집은 VFA-산화 박테리아와 Methanoculleus 속에 속하는 hydrogenotrophic methanogen의 두 종(species)이었다. 또한, 소수의 Picrophilaceae 과(Thermoplasmatales 목)의 archaea도 확인하였다. 음식물을 이용한 3단계 메탄생산 공정은 acetogenesis를 기반으로 하는 고전적 메탄생성 공정과 달리 주로 hydrogenotrophic methanogen의 분해 경로에 의해 이루어 짐을 알 수 있다. 이들 균주의 우점은 중온 소화공정, 중성 pH, 높은 암모니아 농도, 짧은 HRT, Tepidanaerobacter 속 등과 같은 VFA 산화세균과의 상호작용 등에서 기인한 것으로 생각된다.
혐기성 소화는 음식물 쓰레기와 같은 폐기물로부터 재생 가능한 에너지원으로 메탄을 생성하는 공정이다. 본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하는 3단계 메탄생산 공정을 이용한 혐기성 소화공정의 bacteria와 archaea 군집 변화를 조사하였다. 3단계 메탄생산 공정은 음식물 쓰레기 및 폐수를 메탄과 이산화탄소로 전환하는 반혐기성 가수분해/산생성, 혐기성 산생성과 혐기성 메탄생성조로 구성되어있으며, 16 rRNA 유전자 라이브러리의 염기서열 분석과 정량 PCR 등의 분자생물학적 방법으로 주요 미생물 군집을 조사하였다. 메탄생산 공정의 주요 미생물 군집은 VFA-산화 박테리아와 Methanoculleus 속에 속하는 hydrogenotrophic methanogen의 두 종(species)이었다. 또한, 소수의 Picrophilaceae 과(Thermoplasmatales 목)의 archaea도 확인하였다. 음식물을 이용한 3단계 메탄생산 공정은 acetogenesis를 기반으로 하는 고전적 메탄생성 공정과 달리 주로 hydrogenotrophic methanogen의 분해 경로에 의해 이루어 짐을 알 수 있다. 이들 균주의 우점은 중온 소화공정, 중성 pH, 높은 암모니아 농도, 짧은 HRT, Tepidanaerobacter 속 등과 같은 VFA 산화세균과의 상호작용 등에서 기인한 것으로 생각된다.
Anaerobic digestion is an alternative method to digest food wastes and to produce methane that can be used as a renewable energy source. We investigated bacterial and archaeal community structures in a three-stage methane production process using food wastes with concomitant wastewater treatment. Th...
Anaerobic digestion is an alternative method to digest food wastes and to produce methane that can be used as a renewable energy source. We investigated bacterial and archaeal community structures in a three-stage methane production process using food wastes with concomitant wastewater treatment. The three-stage methane process is composed of semianaerobic hydrolysis/acidogenic, anaerobic acidogenic, and strictly anaerobic methane production steps in which food wastes are converted methane and carbon dioxide. The microbial diversity was determined by the nucleotide sequences of 16S rRNA gene library and quantitative real-time PCR. The major eubacterial population of the three-stage methane process was belonging to VFA-oxidizing bacteria. The archaeal community consisted mainly of two species of hydrogenotrophic methanogen (Methanoculleus). Family Picrophilaceae (Order Thermoplasmatales) was also observed as a minor population. The predominance of hydrogenotrophic methanogen suggests that the main degradation pathway of this process is different from the classical methane production systems that have the pathway based on acetogenesis. The domination of hydrogenotrophic methanogen (Methanoculleus) may be caused by mesophilic digestion, neutral pH, high concentration of ammonia, short HRT, and interaction with VFA-oxidizing bacteria (Tepidanaerobacter etc.).
Anaerobic digestion is an alternative method to digest food wastes and to produce methane that can be used as a renewable energy source. We investigated bacterial and archaeal community structures in a three-stage methane production process using food wastes with concomitant wastewater treatment. The three-stage methane process is composed of semianaerobic hydrolysis/acidogenic, anaerobic acidogenic, and strictly anaerobic methane production steps in which food wastes are converted methane and carbon dioxide. The microbial diversity was determined by the nucleotide sequences of 16S rRNA gene library and quantitative real-time PCR. The major eubacterial population of the three-stage methane process was belonging to VFA-oxidizing bacteria. The archaeal community consisted mainly of two species of hydrogenotrophic methanogen (Methanoculleus). Family Picrophilaceae (Order Thermoplasmatales) was also observed as a minor population. The predominance of hydrogenotrophic methanogen suggests that the main degradation pathway of this process is different from the classical methane production systems that have the pathway based on acetogenesis. The domination of hydrogenotrophic methanogen (Methanoculleus) may be caused by mesophilic digestion, neutral pH, high concentration of ammonia, short HRT, and interaction with VFA-oxidizing bacteria (Tepidanaerobacter etc.).
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문제 정의
본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하고 가수분해와 산생성 단계, 메탄생성 단계가 분리된 3단계 메탄생성공정의 주요 미생물 군집을 분자생물학적 방법으로 분석함으로써 음식물 쓰레기의 자원화 및 에너지 생산 연구에 기여하고자한다
혐기성 소화는 음식물 쓰레기와 같은 폐기물로부터 재생 가능한 에너지원으로 메탄을 생성하는 공정이다. 본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하는 3단계 메탄생산 공정을 이용한 혐기성 소화공정의 bacteria와 archaea 군집 변화를 조사하였다. 3단계 메탄생산 공정은 음식물 쓰레기 및 폐수를 메탄과 이산화탄소로 전환하는 반혐기성 가수분해/산생성, 혐기성산생성과 혐기성 메탄생성조로 구성되어있으며, 16 rRNA 유전자 라이브러리의 염기서열 분석과 정량 PCR 등의 분자생물학적방법으로 주요 미생물 군집을 조사하였다.
제안 방법
본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하는 3단계 메탄생산 공정을 이용한 혐기성 소화공정의 bacteria와 archaea 군집 변화를 조사하였다. 3단계 메탄생산 공정은 음식물 쓰레기 및 폐수를 메탄과 이산화탄소로 전환하는 반혐기성 가수분해/산생성, 혐기성산생성과 혐기성 메탄생성조로 구성되어있으며, 16 rRNA 유전자 라이브러리의 염기서열 분석과 정량 PCR 등의 분자생물학적방법으로 주요 미생물 군집을 조사하였다. 메탄생산 공정의 주요 미생물 군집은 VFA-산화 박테리아와 Methanoculleus 속에 속하는 hydrogenotrophic methanogen의 두 종(species)이었다.
3단계 메탄생성 공정은 조선대학교 구내식당의 음식물 쓰레기를 사용하여 CSTR 형태의 반혐기 가수분해/산생성조(200 L)에서 1차 처리한 후 UASB 형태의 혐기성 산생성조(200 L)와 혐기성 메탄생성조(1200 L)에서 각각 2차와 3차 처리되도록 설계되었다(Fig. 1). 반응기의 운전은 반혐기 가수분해/산생성조 2일, 혐기성 산생성조 2일, 혐기성 메탄생성조 12일간의 수리학적 체류시간(hydraulic retention time: HRT)을 거치며 음식물 쓰레기를 처리하도록 운전하였다.
Eubacteria 및 archaea 군집의 16S rRNA 유전자를 증폭하기위하여 Table 2에 제시되어 있는 프라이머를 사용하였고, PCR반응물의 조성은 1× 반응용액(100 mM Tris-HCl, 400 mM KCl, 1.5 mM MgCl2, 500 μg/ml BSA, pH 8.3), 160 μM dNTPs, 0.3μM primer, 정제된 DNA (10-15 ng/μl)와 1 unit의 Taq polymerase (HanTaq, Genenmed)를 첨가하여 총 50 μl의 혼합물을 만들었다.
선별된 재조합 클론들은 T7 (5ʹ-TAATACGACTCACTATAGGG-3ʹ) 프라이머를 이용하여 ABI 3730XL DNA Analyzer(Applied Biosystems, USA)로 염기서열을 분석하였다. Eubacterial 16S rRNA clone library의 경우 1차 반혐기성 가수분해/산발효조와 2차 혐기성 산생성조, 3차 혐기성 메탄생성조에서 각각 48,50, 47 클론의 염기서열을 분석하였으며, archaeal 16S rRNA clone library의 경우 2차 혐기성 산생성조와 3차 혐기성 메탄생성조에서 각각 21, 58 클론의 염기서열을 분석하였다. 16S rRNA 유전자의 염기서열은 DDBJ (DNA Data Bank of Japan; http://www.
Eubacteria와 archaea의 16S rRNA 유전자의 정량 분석을 위한 qPCR (Quantitative real-time PCR)은 Table 2에 제시되어있는 프라이머와 Rotor-Gene Q (QIAGEN, Germany)를 이용하여 수행하였다. 반응액 20 μl는 iQ™ SYBR® Green SuperMix(Bio-Rad, USA), primer 세트(0.
Eubacteria와 archaea의 PCR 산물은 1.0% 아가로스젤에서 전기영동 한 후 Power Gel Extraction Kit (TaKaRa, Japan)로 정제하였으며, pGEM-T vector (Promega, USA)를 이용하여 16S rRNA clone library를 구축하고 시료 당 100개 이상의 재조합클론을 선별하였다. T-vector의 염기서열에 상보적인 prGTf (5ʹ-TACGACTCACTATAGGGCGA -3ʹ)와 16S rRNA의 1492R 및 Arch 958R 프라이머 쌍을 사용하여 direct amplified PCR을 수행하고(Chun et al.
3μM primer, 정제된 DNA (10-15 ng/μl)와 1 unit의 Taq polymerase (HanTaq, Genenmed)를 첨가하여 총 50 μl의 혼합물을 만들었다. PCR 반응조건은 95℃에서 3분간 초기 열처리한 후, 95℃에서 30초, eubacteria와 archaea는 각각 49℃와 55℃에서 30초, 72℃에서 1분씩 30회 반복하고, 마지막에는 72℃에서 10분간 처리한 후 반응을 중단시켰다.
Quant-iT™ PicoGreen® dsDNA Reagent and Kits(Invitrogen-Molecular Probes, USA)를 이용하여 정량 하였으며, genomic DNA는 -20℃에 보관하였다.
0% 아가로스젤에서 전기영동 한 후 Power Gel Extraction Kit (TaKaRa, Japan)로 정제하였으며, pGEM-T vector (Promega, USA)를 이용하여 16S rRNA clone library를 구축하고 시료 당 100개 이상의 재조합클론을 선별하였다. T-vector의 염기서열에 상보적인 prGTf (5ʹ-TACGACTCACTATAGGGCGA -3ʹ)와 16S rRNA의 1492R 및 Arch 958R 프라이머 쌍을 사용하여 direct amplified PCR을 수행하고(Chun et al., 1999), 전기영동으로 PCR 산물의 크기를 확인하여 5ʹ에서 3ʹ 방향으로 삽입된 재조합 클론을 2차 선별하였다. 선별된 재조합 클론들은 T7 (5ʹ-TAATACGACTCACTATAGGG-3ʹ) 프라이머를 이용하여 ABI 3730XL DNA Analyzer(Applied Biosystems, USA)로 염기서열을 분석하였다.
Archaea의 경우 95℃에서 15분간 초기 열처리 한 후, 95℃에서 10초, 50℃에서 15초, 72℃에서 20초씩 45회 반복하였다. qPCR의 검량선은 6단계로 10배씩 희석한 plasmid DNA를 이용하였으며, 유전자 copy number는 아래와 같은 식으로 구하였다.
미생물군집 분석을 위한 시료는 3년 이상 운전된 200 L의 가수분해/산생성조, 200 L의 혐기성 산생성조와 1200 L의 혐기성 메탄생성조에서 각각 채취하였으며, Miller 등(1999)의 bead beating 방법으로 시료 1 ml에서 핵산을 직접 추출하였다. 추출된 핵산은 QIAamp DNA Micro kit (QIAGEN, Germany)로 정제하였다.
1). 반응기의 운전은 반혐기 가수분해/산생성조 2일, 혐기성 산생성조 2일, 혐기성 메탄생성조 12일간의 수리학적 체류시간(hydraulic retention time: HRT)을 거치며 음식물 쓰레기를 처리하도록 운전하였다. 메탄생성 공정을 운전하기 위한 초기 식종원으로 소에서 바로 방출된 신선한 우분과 쓰레기매립장에서 메탄이 방출되는 토양을 사용하였으며 혐기적 조건에서 운반하여 메탄생성조에 주입하였다.
, 1999), 전기영동으로 PCR 산물의 크기를 확인하여 5ʹ에서 3ʹ 방향으로 삽입된 재조합 클론을 2차 선별하였다. 선별된 재조합 클론들은 T7 (5ʹ-TAATACGACTCACTATAGGG-3ʹ) 프라이머를 이용하여 ABI 3730XL DNA Analyzer(Applied Biosystems, USA)로 염기서열을 분석하였다. Eubacterial 16S rRNA clone library의 경우 1차 반혐기성 가수분해/산발효조와 2차 혐기성 산생성조, 3차 혐기성 메탄생성조에서 각각 48,50, 47 클론의 염기서열을 분석하였으며, archaeal 16S rRNA clone library의 경우 2차 혐기성 산생성조와 3차 혐기성 메탄생성조에서 각각 21, 58 클론의 염기서열을 분석하였다.
미생물군집 분석을 위한 시료는 3년 이상 운전된 200 L의 가수분해/산생성조, 200 L의 혐기성 산생성조와 1200 L의 혐기성 메탄생성조에서 각각 채취하였으며, Miller 등(1999)의 bead beating 방법으로 시료 1 ml에서 핵산을 직접 추출하였다. 추출된 핵산은 QIAamp DNA Micro kit (QIAGEN, Germany)로 정제하였다. Quant-iT™ PicoGreen® dsDNA Reagent and Kits(Invitrogen-Molecular Probes, USA)를 이용하여 정량 하였으며, genomic DNA는 -20℃에 보관하였다.
-N)를 Standard method (APHA, 1998)와 수질오염공정시험법(2001)에 따라 분석하였다. 혐기성 소화에서 발생한 VFA 분포 분석은 flame ionization detector (FID)가 부착된 Gas Chromatography (HP-5890, Agilent Technologies, USA)를 이용하였고, 바이오가스 중 메탄가스의 함량은 FID가 부착된 GC-14B gas chromatography (Shimadzu, Japan)를 이용하여 분석하였다.
대상 데이터
반응기의 운전은 반혐기 가수분해/산생성조 2일, 혐기성 산생성조 2일, 혐기성 메탄생성조 12일간의 수리학적 체류시간(hydraulic retention time: HRT)을 거치며 음식물 쓰레기를 처리하도록 운전하였다. 메탄생성 공정을 운전하기 위한 초기 식종원으로 소에서 바로 방출된 신선한 우분과 쓰레기매립장에서 메탄이 방출되는 토양을 사용하였으며 혐기적 조건에서 운반하여 메탄생성조에 주입하였다.
데이터처리
시료에서 확인된 16S rRNA 유전자의 염기서열과 Ribosomal Database Project (RDP; http://rdp.cme.msu.edu), GenBank(http://ncbi.nlm.nih.gov)의 database로부터 확인된 염기서열을 CLUSTAL X (version 1.83) 프로그램을 이용하여 정렬하였다(Thompson et al., 1997). 정렬된 염기서열은 PHYLIP package(version 3.
이론/모형
3단계 메탄생성 공정의 메탄생성효율을 조사하기 위해 각각 공정의 pH, total chemical oxygen demand (tCODcr), soluble chemical oxygen demand (sCODcr), biochemical oxygen demand(BOD), 총 질소(TN), 총 인(TP), 암모니아성 질소(NH3-N), 질산성 질소(NO3-N)를 Standard method (APHA, 1998)와 수질오염공정시험법(2001)에 따라 분석하였다. 혐기성 소화에서 발생한 VFA 분포 분석은 flame ionization detector (FID)가 부착된 Gas Chromatography (HP-5890, Agilent Technologies, USA)를 이용하였고, 바이오가스 중 메탄가스의 함량은 FID가 부착된 GC-14B gas chromatography (Shimadzu, Japan)를 이용하여 분석하였다.
Prefixes “2AC” and “3ME” in clone name represent the acid UASB reactor and methane UASB reactor, respectively. The tree was constructed by using the neighbor-joining method. The sequence of Sulfolobus acidocaldarius (D14053) was used as an outgroup.
, 1997). 정렬된 염기서열은 PHYLIP package(version 3.6a3)를 이용하여 Jukes and Cantor distance model(Jukes and Cantor, 1969)과 neighbor-joining method (Saitou and Nei, 1987)로 염기서열간의 진화적 거리와 계통도를 추론하였다(Felsenstein, 2002). 또한, bootstrap값은 1,000회의 resampled data로부터 계산하였다(Felsenstein, 1985).
성능/효과
속(genus) 수준에서 3단계 메탄생성 공정의 세균군집은 Clostridia의 Anaerobaculum 속과 Bacteroidia의 Proteiniphilum 속이 우점하였다. 1차 반혐기성 가수분해/산생성조의 경우 Anaerobaculum과 Proteiniphilum과 유연관계가 가까운 세균 군집으로 각각 33.3%를 차지하였고, 2차 혐기성 산생성조의 경우 Anaerobaculum과 Tepidanaerobacter (Clostridia), Proteiniphilum이 각각 20.0%, 16.0%, 14.0%를 차지하였다. 3차 혐기성 메탄생성조에서는 Proteiniphilum과 Anaerobaculum이 각각 55.
24 g/L 수준이었다. 3차 혐기성 메탄생성조의 tCOD와 sCOD는 각각 평균 4.23 g/L, 3.02g/L로 1차와 2차 공정에 비해 고형물의 분해가 대부분 이루어져 tCOD와 sCOD가 현저히 낮음을 확인하였다. 즉, 3단계 메탄생성 공정을 통해 음식물의 tCOD가 88%가 제거되었고, BOD의 경우 95% 제거되었다.
Clostridia 강의 Tepidanaerobacter 속은 2차 혐기성 산생성조에서만 확인되었으며, 16.0%로 우점하였다. 절대혐기성 고온세균으로 25–60℃, pH 4.
UASB 공정으로 메탄이 생성되는 2차 혐기성 산생성조와 3차 혐기성 메탄생성조 시료에서 각각 100%, 96.5%를 차지하며 가장 우점한 메탄생성 균주는 hydrogenotrophic methanogen에 속하는 Methanomicrobiales 목의 Methanomicrobiaceae 과, Methanoculleus 속으로 M. bourgensis (AF095269)와 95–97%의 유사도를 나타내었다(Fig. 3).
또한, propinate와 butyrate 등을 메탄생성균이 이용할 수 있는 acetate와 H2로 분해하는 산생성세균 중 propionate 산화세균과 공생하여 propionate의 분해를 가속화시키는 박테리아로 알려져 있다(Chen and Dong, 2005). 따라서, 3차 혐기성 메탄생성조에서 53%로 가장 우점한 Proteiniphilum 속은 20.3%를 차지한 Clostridia 강의 syntrophic bacteria들과 상호작용으로 2차 공정에서 생성된 710mg/L의 propionate 제거와 생성된 acetate와 H2로부터 메탄생성의 효율 증대에 기여했을 것으로 추정된다.
3). 또한 3차 혐기성 메탄생성조 시료에서 3.5%를 차지한 Thermoplasmatales 목의 Picrophilaceae과에 속하는 archaea와 유사한 균주들이 확인되었다.
유기산과 탄수화물을 이용하여 acetate와 H2, CO2를 생성하고 알라닌과 같은 아미노산을 산화하며, 전자수용체로 crotonate와 thiosulfate를 사용하나 sulfate, nitrate, acetate는 사용하지 못한다. 또한, 포도당과 tryptone으로부터 전자를 제공받아 crotonate를 butyrate로 환원하는 Anaerobaculum 속의 특징은 2차 혐기성 산생성조에서 butyrate의 농도가 1.19 g/L까지 증가하는 결과와도 일치한다. 메탄생성이 진행되는 2차와 3차 반응기의 Anaerobaculum 속 비율의 감소는 발효산물 H2에 의해 생장이 저해되기 때문으로 생각된다(Rees et al.
3단계 메탄생산 공정은 음식물 쓰레기 및 폐수를 메탄과 이산화탄소로 전환하는 반혐기성 가수분해/산생성, 혐기성산생성과 혐기성 메탄생성조로 구성되어있으며, 16 rRNA 유전자 라이브러리의 염기서열 분석과 정량 PCR 등의 분자생물학적방법으로 주요 미생물 군집을 조사하였다. 메탄생산 공정의 주요 미생물 군집은 VFA-산화 박테리아와 Methanoculleus 속에 속하는 hydrogenotrophic methanogen의 두 종(species)이었다. 또한, 소수의 Picrophilaceae 과(Thermoplasmatales 목)의 archaea도 확인하였다.
3단계 전체 메탄생성 공정의 운전 조건 및 발효효율은 Table 1에 표시하였다. 메탄생산공정의 유입수는 고형유기물의 오염부하가 큰 폐수였으며, tCOD와 sCOD는 1차 반혐기성 가수분해/산생성조에서 각각 평균 35.95 g/L와 22.97 g/L, 2차 혐기성 산생성조에서 각각 평균 34.63 g/L, 22.24 g/L 수준이었다. 3차 혐기성 메탄생성조의 tCOD와 sCOD는 각각 평균 4.
메탄생성 공정의 3단계 반응조는 Firmicute 문의 Clostridia 강, Bacteroidetes 문의 Bacteroidia 강에 속하는 세균의 염기서열이 각각 10.6–64.7%, 22.0–65.9%로 우점하였고, Proteobacteria와 Thermotogae 그리고 candidate division OP9의 세균 군집도 확인되었다(Table 3).
, 2010). 본 연구의 음식물을 이용한 3단계 메탄생성 공정의 주요 세균군집 구성은 96.5% 이상을 차지한 hydrogenotrophic methanogen의 Methanoculleus 속으로 Anaerobaculum, Proteiniphilum, Tepidanaerobacter, Pelotomaculum, Clostridium, Syntrophmonas 속 등의 VFA 산화세균과의 상호작용으로 메탄이 생성됨을 확인하였다. 음식물 쓰레기를 이용한 3단계 메탄생성공정의 syntrophic bacteria와 methanogen에 의한 메탄생성 과정을 Fig.
속(genus) 수준에서 3단계 메탄생성 공정의 세균군집은 Clostridia의 Anaerobaculum 속과 Bacteroidia의 Proteiniphilum 속이 우점하였다. 1차 반혐기성 가수분해/산생성조의 경우 Anaerobaculum과 Proteiniphilum과 유연관계가 가까운 세균 군집으로 각각 33.
안정화 단계의 1차 반혐기성 가수분해/산생성조(CSTR 공정), 2차 혐기성 산생성조와 3차 혐기성 메탄생성조(UASB 공정) 시료에서 eubacteria의 16S rRNA 유전자 copy는 ml당 각각 3.21×107, 8.74×107, 7.28×107으로 조사되었고, archaea의 16S rRNA 유전자 copy는 ml당 각각 2.04×107, 1.83×108, 1.98×108이었다(Fig. 2).
2)에서도 알 수 있다. 이를 통해 UASB 공정인 2차와 3차 반응조의 경우 syntrophic bacteria의 산물이 methanogen의 생장에 적합한 기질을 제공함으로써 archaea가 eubacteria보다 약 2배 이상 우점하고 있는 것으로 보이나 CSTR 공정인 1차 반응조의 경우 eubacteria (61.1%)가 archaea(38.91%) 보다 우점하므로 직접적으로 메탄산화가 이루어지지않는 것으로 생각된다(Fig. 2).
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
혐기성 소화란 무엇인가?
혐기성 소화는 음식물 쓰레기와 같은 폐기물로부터 재생 가능한 에너지원으로 메탄을 생성하는 공정이다. 본 연구에서는 음식물 쓰레기와 폐수를 동시에 처리하는 3단계 메탄생산 공정을 이용한 혐기성 소화공정의 bacteria와 archaea 군집 변화를 조사하였다.
3단계 전체 메탄생성 공정의 운전 조건 및 발효효율을 알아본 결과는 어떠한가?
3단계 전체 메탄생성 공정의 운전 조건 및 발효효율은 Table 1에 표시하였다. 메탄생산공정의 유입수는 고형유기물의 오염부하가 큰 폐수였으며, tCOD와 sCOD는 1차 반혐기성 가수분해/산생성조에서 각각 평균 35.95 g/L와 22.97 g/L, 2차 혐기성 산생성조에서 각각 평균 34.63 g/L, 22.24 g/L 수준이었다. 3차 혐기성 메탄생성조의 tCOD와 sCOD는 각각 평균 4.23 g/L, 3.02g/L로 1차와 2차 공정에 비해 고형물의 분해가 대부분 이루어져 tCOD와 sCOD가 현저히 낮음을 확인하였다. 즉, 3단계 메탄생성 공정을 통해 음식물의 tCOD가 88%가 제거되었고, BOD의 경우 95% 제거되었다.
Table 1. Operational conditions and performance of the pilot scale three-stage methane production process
각 반응조에서 생성되는 유기산은 대부분 acetate와 propionic acid, butyric acid로 총 유기산의 농도는 1차 공정의 경우 3.33g/L, 2차 공정의 경우 7.46 g/L로 산생성 미생물들에 의해 1차 공정보다 2차 공정에서 많은 유기산을 생성하였다. 3차 혐기성 메탄생성조의 경우 1, 2차 공정에 의해 생성된 유기산을 이용하여 메탄을 생성하는 공정이므로 유기산의 양이 현저히 감소하였다. Song 등(2010)이 효율적 혐기성소화 공정이 운영되고 좋은 biogas가 생성될 때의 메탄생성 범위는 70–80%라고 보고한 것과 같이 3차 혐기성 메탄생성조에서 가스발생량 측정결과 평균 0.65–0.70 m3/kg·VS이며 발생가스 중 메탄함량이 72%로 나타났다.
음식물쓰레기란 무엇인가?
음식물쓰레기는 가용성 당, 전분질, 지방질, 단백질, 셀룰로오즈 등과 같은 고농도의 유기화합물을 함유하고 있는 유기성 폐기물이다. 음식물 쓰레기는 유용 자원임에도 불구하고 대부분 매립 또는 소각 방법으로 처리되기 때문에 부패로 발생하는 악취, 침출수에 의한 수질오염, 님비 현상에 따른 매립장 부족 등의 문제가 발생하고 있다.
참고문헌 (38)
Angenent, L.T., Sung, S.W., and Raskin, L. 2002. Methanogenic population dynamics during startup of a full-scale anaerobic sequencing batch reactor treating swine waste. Water Res. 36, 4648-4654.
APHA. 1998. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. American Public Health Association/American Water Works Association/Water Pollution Control Federation, Washington, D.C., USA.
Bialek, K., Kim, J., Lee, C., Collins, G., Mahony, T., and O'Flaherty, V. 2011. Quantitative and qualitative analyses of methanogenic community development in high-rate anaerobic bioreactors. Water Res. 45, 1298-1308.
Briones, A.M., Daugherty, B.J., Angenent, L.T., Rausch, K., Tumbleson, M., and Raskin, L. 2009. Characterization of microbial trophic structures of two anaerobic bioreactors processing sulfate-rich waste streams. Water Res. 43, 4451-4460.
Chen, S. and Dong, X. 2005. Proteiniphilum acetatigenes gen. nov., sp. nov., from a UASB reactor treating brewery wastewater. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 55, 2257-2261.
Chun, J., Huq, A., and Colwell, R.R. 1999. Analysis of 16S-23S rRNA intergenic Spacer Regions of Vibrio cholerae and Vibrio mimicus. Appl. Environ. Microbiol. 65, 2202-2208.
Demirel, B. and Yenigun, O. 2002. Article first published online: 18 Two-phase anaerobic digestion processes: a review. J. Chem. Technol. Biotechnol. 77, 743-755.
Felsenstein, J. 2002. PHYLIP (Phylogeny Inference Package) version 3.6a3. Distributed by the author, Department of Genome Sciences, University of Washington, Seattle, USA.
Hansen, K.H., Ahring, B.K., and Raskin, L. 1999. Quantification of syntrophic fatty acid- $\beta$ -oxidizing bacteria in a mesophilic biogas by oligonucleotide probe hybridization. Appl. Environ. Microbiol. 65, 4767-4774.
Hattori, S. 2008. Syntrophic acetate-oxidizing microbes in methanogenic environments. Microbes Environ. 23, 118-127.
Jukes, T.H. and Cantor, C.R. 1969. Evolution of protein molecules, pp. 21-132. In Munro, H.N. (ed.), Mammalian Protein Metabolism. Academic Press, New York, N.Y., USA.
Karakashev, D., Bastone, D.J., and Angelidaki, I. 2005. Influence of environmental conditions on methanogenic compositions in anaerobic biogas reactors. Appl. Environ. Microbiol. 71, 331-338.
Kim, J.K., Cho, J.H., Lee, J.S., Hahm, K.S., Park, D.H., and Kim, S.W. 2002. Mass production of methane from food wastes with concomitant wastewater treatment. Appl. Biochem. Biotechnol. 98-100, 753-764.
Kim, J.K., Han, G.H., Oh, B.R., Chun, Y.N., Eom, C.Y., and Kim, S.W. 2008. Volumetric scale-up of a three stage fermentation system for food waste treatment. Bioresour. Technol. 99, 4394-4399.
Kongjan, P., O-Thong, S., and Angelidaki, I. 2011. Performance and microbial community analysis of two-stage process with extreme thermophilic hydrogen and thermophilic methane production from hydrolysate in UASB reactors. Bioresour. Technol. 102, 4028-4035.
Lane, D.J. 1991. 16S/23S rRNA sequencing, pp. 115-175. In Stackebrandt, E. and Goodfellow, M. (eds.), Nucleic acid techniques in bacterial systematics. John Wiley & Sons, Chichester, England.
Lee, C., Kim, J., Shin, S.G., O'Flaherty, V., and Hwang, S. 2010. Quantitative and qualitative transition of methanogen community structure during the batch anaerobic digestion of cheese-processing wastewater. Appl. Microbiol. Biotechnol. 87, 1963-1973.
Maestrojuan, G.M., Boone, D.R., Xun, L., Mah, R.A., and Zhang, L. 1990. Transfer of Methanogenium bourgense, Methanogenium marisnigri, Methanogenium olentangyi, and Methanogenium thermophilicum to the Genus Methanoculleus gen. nov., emendation of Methanoculleus marisnigri and Methanogenium, and description of new strains of Methanoculleus bourgense and Methanoculleus marisnigri. Int. J. Syst. Bacteriol. 40, 117-122.
Menes, R.J. and Muxi, L. 2002. Anaerobaculum mobile sp. nov., a novel anaerobic, moderately thermophilic, peptide-fermenting bacterium that uses crotonate as an electron acceptor, and emended description of the genus Anaerobaculum. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 52, 157-164.
Miller, D.N., Bryant, J.E., Madsen, E.L., and Ghiorse, W.C. 1999. Evaluation and optimization of DNA extraction and purification procedures for soil and sediment samples. Appl. Environ. Microbiol. 65, 4715-4724.
Muyzer, G., De Waal, E.C., and Uitterlinden, A.G. 1993. Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol. 59, 695-700.
Ovreas, L., Forney, L., Daae, F.L., and Torsvik, V. 1997. Distribution of bacterioplankton in meromictic Lake Saelenvannet, as determined by denaturing gradient gel electrophoresis of PCR-amplified gene fragments coding for 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol. 63, 3367-3373.
Sawayama, S., Tada, C., Tsukahara, K., and Yagishita, T. 2004. Effect of ammonium addition on methanogenic community in a fluidized bed anaerobic digestion. J. Biosci. Bioeng. 97, 65-70.
Schnurer, A., Schink, B.G., and Svensson, B.H. 1996. Clostridium ultunense sp. nov., a mesophilic bacterium oxidizing acetate in syntrophic association with a hydrogenotrophic methanogenic bacterium. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 46, 1145-1152.
Schnurer, A., Zellner, G., and Svensson, B.H. 1999. Mesophilic syntrophic acetate oxidation during methane formation in biogas reactors. FEMS Microbiol. Ecol. 29, 249-261.
Sekiguchi, Y., Imachi, H., Susilorukmi, A., Muramatsu, M., Ohashi, A., Harada, H., Hanada, S., and Kamagata, Y. 2006. Tepidanaerobacter syntrophicus gen. nov., sp. nov., an anaerobic, moderately thermophilic, syntrophic alcohol- and lactate-degrading bacterium isolated from thermophilic digested sludges. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 56, 1621-1629.
Song, M., Shin, S.G., and Hwang, S. 2010. Methanogenic population dynamics assessed by real-timequantitativePCR in sludge granule in upflow anaerobic sludge blanket treating swine wastewater. Bioresour. Technol. 101, S23-S28.
Westerholm, M., Roos, S., and Schnurer, A. 2011. Tepidanaerobacter acetatoxydans sp. nov., an anaerobic, syntrophic acetate-oxidizing bacterium isolated from two ammonium-enriched mesophilic methanogenic processes. Syst. Appl. Microbiol. 34, 260-266.
Zellner, G., Messner, P., Winter, J., and Stackebrandt, E. 1998. Methanoculleus palmolei sp. nov., an irregularly coccoid methanogen from an anaerobic digester treating wastewater of a palm oil plant in north-Sumatra, Indonesia. Int. J. Syst. Bacteriol. 48, 1111-1117.
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