[논문]아산화질소 환원 세균 컨소시움의 특성

박형주; 권지현; 조경숙

doi:10.4014/mbl.1908.08004

[국내논문] 아산화질소 환원 세균 컨소시움의 특성
Characterization of a Nitrous Oxide-reducing Bacterial Consortium 원문보기

Microbiology and biotechnology letters = 한국미생물·생명공학회지, v.47 no.4, 2019년, pp.630 - 638

박형주 (이화여자대학교 환경공학과) , 권지현 (이화여자대학교 환경공학과) , 조경숙 (이화여자대학교 환경공학과)

초록
AI-Helper

아산화질소는 이산화탄소보다 약 310배 높은 지구온난화 지수를 갖는 주요 온실가스이다. 본 연구에서는 아산화질소 배출저감을 위해 고도처리슬러지를 접종원으로 이용하여 아산화질소 환원 컨소시움을 확보하였다. 이 컨소시움의 우점종은 Sulfurovum (17.95%), Geobacter (14.63%), Rectinema(11.45%)와 Chlorobium (8.24%)이었다. 아산화질소 환원 컨소시움의 활성에 미치는 C/N 비(mol·mol-1), 탄소원의 영향을 조사한 결과, C/N 비 6.3 및 아세트산을 탄소원으로 공급한 조건에서 최대 아산화질소 환원 활성을 나타냈다. 또한, 본 컨소시움의 3,000 ppm 이하의 아산화질소 농도 범위에서 아산화질소 농도가 증가할수록 환원속도도 증가하였다. 속도론적 해석 결과, 아산화질소 환원 컨소시움의 최대 아산화질소 환원 속도는 163.9 ㎍-N·g VSS^-1·h^-1이었다. 본 Consortium은 아산화질소를 N2로 환원하는데 관여를 nosZ 뿐만 아니라, 질산염을 아질산염으로 환원하는 narG, 아질산염을 일산화질소로 환원하는 nirK 유전자 및 일산화질소를 아산화질소를 환원하는 norB 유전자를 모두 보유하고 있었다. 이는 본 컨소시움은 아산화질소 제거 공정 뿐 만 아니라, 탈질공정에도 활용 가능한 유용한 미생물 자원임을 의미한다.

Abstract ▼ AI-Helper

Nitrous oxide (N2O) is a greenhouse gas with a global warming potential 310 times higher than that of carbon dioxide. In this study, an N2O-reducing consortium was obtained by enrichment culture using advanced treatment sludge as the inoculum. The dominant bacteria in the consortium were Sulfurovum (17.95%), Geobacter (14.63%), Rectinema (11.45%), and Chlorobium (8.24%). The consortium displayed optimal N2O reducing activity when acetate was supplied as the carbon source at a carbon/nitrogen ratio (mol·mol-1) of 6.3. The N2O reduction rate increased with increasing N2O concentration at less than 3,000 ppm. Kinetic analysis revealed that the maximum N2O reduction rate of the consortium was 163.9 ㎍-N·g-VSS-1·h-1. Genes present in the consortium included nosZ (reduction of nitrous oxide to N2), narG (reduction of nitrate to nitrite), nirK (reduction of nitrite to nitric oxide), and norB (reduction of nitric oxide to nitrous oxide). These results indicate that the N2O-reducing consortium is a promising bioresource that can be used in denitrification and N2O mitigation.

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AI 본문요약
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문제 정의

따라서 본 연구에서는 고도 처리 슬러지를 접종원으로 농화배양을 수행하여 아산화질소를 환원할 수 있는 세균 컨소시움을 확보하였다. Illumina Miseq 염기서열 분석법을 통해 본 컨소시움의 세균 군집 특성을 조사하였다.
본 연구에서는 고도 처리 슬러지를 접종원으로 활용하여 농화배양을 통해 아산화질소를 환원할 수 있는 세균 컨소시움을 확보하여, Illumina Miseq 염기서열 분석법을 통해 본 컨소시움의 세균 군집 구조와 특성을 조사하였다. 또한, 아산화질소 환원속도와 관련 기능성 유전자 거동에 미치는 아산화질소 농도, 탄소원 종류 및 C/N 비의 영향 평가를 통해 아산화질소 환원을 위한 최적조건을 도출하였다.

제안 방법

따라서 본 연구에서는 고도 처리 슬러지를 접종원으로 농화배양을 수행하여 아산화질소를 환원할 수 있는 세균 컨소시움을 확보하였다. Illumina Miseq 염기서열 분석법을 통해 본 컨소시움의 세균 군집 특성을 조사하였다. 아산화질소 환원속도와 관련 기능성 유전자 거동에 미치는 아산화질소 농도, 탄소원 종류 및 C/N 비의 영향 평가를 통해 아산화질소 환원을 위한 최적조건을 도출하였다.
Illumina Miseq 염기서열 분석법을 통해 본 컨소시움의 세균 군집 특성을 조사하였다. 아산화질소 환원속도와 관련 기능성 유전자 거동에 미치는 아산화질소 농도, 탄소원 종류 및 C/N 비의 영향 평가를 통해 아산화질소 환원을 위한 최적조건을 도출하였다.
채취한 슬러지를 11,000×g로 10분동안 원심분리 하여 회수한 침전물을 인공폐수에 현탁하여 최종 농도 3,000 mg-MLVSS·l-1가 되도록 하였다.
초기 아산화질소 주입 농도는 400, 800, 1000, 2000 및 3000 ppm의 5가지 조건에서 탄소원은 포도당과 아세트산 혼합액을 200mg-COD·l-1 첨가하여 평가를 실시하였다.
아세트산, 프로피온산, 포도당, 에탄올 및 메탄올이었고, 주입 농도는 200 mg-COD·l-1가 되도록 하였다.
원심분리(11,000 ×g, 1분)를 통해 회수한 바이오매스로부터 NucleoSpin® DNA soil kit (Macherey-Nagel GmbH, Germany)를 이용하여 DNA를 추출하였다.
탄소원으로 포도당(C6H12O6) 0.09 g·l-1 (100 mg-COD·l-1)와 아세트산(CH3COONa·3H2O) 0.21 g·l-1 (100 mg-COD·l-1)을 각각 100배 높은 농도로 농축 제조한 후, 인공폐수에 주입하였다.
슬러지 현탁액 200 ml를 1.2 L 혈청병(serum bottle)에 담은 후 혐기적인 환경을 조성하기 위해 고순도 질소 가스로 3분간 치환하였고, 입구를 부틸고무마개로 밀봉하였다. 탄소원 농축액을 최종 농도 200 mg-COD·l^-1 (포도당 100 mgCOD·l^-1, 아세트산 100 mg-COD·l^-1)가 되도록 일회용 주사기로 첨가하였다.
배양액의 아산화질소가 5회 이상 완전히 고갈되는 것을 확인하였을 때, 농화배양액을 새로운 인공폐수 배지에 계대배양 하였다(농화배양액:인공폐수 = 2:8, v/v). 10차 계대배양을 통해 최종 아산화질소 환원 컨소시움을 확보하였다.
PCR 조건은 95℃에서 3분간의 initial denaturation, 95℃에서 30초 동안 denaturation, 30초 동안 55℃에서 annealing, 30초 동안 72℃ extension, 5분 동안 72℃에서 final extension으로 설정하였다. PCR 산물은 HiYield Gel/PCR DNA Kit (Real Biotech Corporation, Taiwan)을 사용하여 정제하였다. 정제 된 PCR 산물을 98℃에서 3분간의 initial denaturation, 30초 동안 97℃에서 denaturation, 30초 동안 52℃에서 annealing 30초 동안 72℃에서 extension, 5분 동안 72℃에서 final extension의 조건으로 index PCR을 수행하였다.
PCR 산물은 HiYield Gel/PCR DNA Kit (Real Biotech Corporation, Taiwan)을 사용하여 정제하였다. 정제 된 PCR 산물을 98℃에서 3분간의 initial denaturation, 30초 동안 97℃에서 denaturation, 30초 동안 52℃에서 annealing 30초 동안 72℃에서 extension, 5분 동안 72℃에서 final extension의 조건으로 index PCR을 수행하였다.
PCR 산물은 2% low-melting agarose gel에 loading하여 타겟 DNA 밴드가 포함 된 agarose gel을 QIAquick Gel Extraction Kit (Quigen, Venlo, The Netherlands)로 당사 매뉴얼에 따라 정제한 후, Illumina Miseq 염기서열 분석을 수행하였다(Macrogen, Korea). 염기서열 분석 결과는 NCBI Gene Bank에 등록하였다(SRP194148).
본 연구에서 확보한 세균 컨소시움의 아산화질소 제거 속도에 영향을 미치는 탄소원 종류, COD/N₂O-N 몰 비율(C/N molar ratio), 아산화질소의 농도의 영향을 관찰하였다. 조건별 아산화질소 환원 평가는 600 ml 혈청병 내 슬러지 현탁액 100 ml를 접종한 뒤 질소 가스로 치환하여 진행하였다.
O-N 몰 비율(C/N molar ratio), 아산화질소의 농도의 영향을 관찰하였다. 조건별 아산화질소 환원 평가는 600 ml 혈청병 내 슬러지 현탁액 100 ml를 접종한 뒤 질소 가스로 치환하여 진행하였다. 탄소원 종류는 포도당과 아세트산의 혼합액(COD 농도 기준 1:1).
이때 아산화질소의 주입량은 1000 ppm으로 하였다. C/N ratio는 아산화질소 농도를 1000 ppm으로 고정한 조건에서 탄소원(포도당과 아세트산의 혼합액)의 첨가량을 조절하여 C/N 3.1, 4.9, 6.3, 9.4, 12.5의 5가지 조건을 수행하였다. 초기 아산화질소 주입 농도는 400, 800, 1000, 2000 및 3000 ppm의 5가지 조건에서 탄소원은 포도당과 아세트산 혼합액을 200mg-COD·l^-1 첨가하여 평가를 실시하였다.
모든 조건에서 배양조건은 30℃, 120 rpm에서 교반하였으며, 주기적으로 혈청병 상부 가스를 채취하여 아산화질소 농도를 분석하였다. 가스상 아산화질소 농도(ppm)를 이용하여 용존 아산화질소 농도를 구하기 위해 헨리상수(H)를 이용하여 계산하였다(식 (1)).
DNA 농도(ng·µl-1)는 SpectraMax® QuickDropTM Micro-Volume Spectrophotometer (Molecular Devices, USA)을 이용해 측정하였다.
분석 method는 oven 온도 50℃, 주입구 온도 230℃, 검출기 온도 250℃, make-up gas (N2) 유량 60 ml·min-1, split ratio 5:1로 설정하였다.
아산화질소 농도는 전자포획검출기(μECD)가 장착된 가스 크로마토그래피(7890B, Agilent, USA)를 사용하여 분석하였다.
분석된 기능성 유전자는 nitrate, nitrite, nitric oxide 및 nitrous oxide의 환원에 관여하는 narG, nirK, norB, nosZ의 4가지 유전자이다. 또한, 각 배양액의 16S rDNA 양도 분석했다. 각 조건의 배양액 3 ml로부터 회수한 바이오매스로부터 DNA soil kit를 사용하여 DNA를 추출하였다.
또한, 각 배양액의 16S rDNA 양도 분석했다. 각 조건의 배양액 3 ml로부터 회수한 바이오매스로부터 DNA soil kit를 사용하여 DNA를 추출하였다. 추출 DNA 시료는 실험 사용 전까지 -25℃에 보관하였다.
본 연구에서는 고도 처리 슬러지를 접종원으로 활용하여 농화배양을 통해 아산화질소를 환원할 수 있는 세균 컨소시움을 확보하여, Illumina Miseq 염기서열 분석법을 통해 본 컨소시움의 세균 군집 구조와 특성을 조사하였다. 또한, 아산화질소 환원속도와 관련 기능성 유전자 거동에 미치는 아산화질소 농도, 탄소원 종류 및 C/N 비의 영향 평가를 통해 아산화질소 환원을 위한 최적조건을 도출하였다. 본 연구에서 확보한 아산화질소 환원 컨소시움은 아산화질소를 질소로 환원할 뿐만 아니라, 질산염, 아질산염, 일산화질소도 환원할 수 있는 기능성 유전자도 보유하고 있었다.
아산화질소는 이산화탄소보다 약 310배 높은 지구온난화 지수를 갖는 주요 온실가스이다. 본 연구에서는 아산화질소 배출저감을 위해 고도처리슬러지를 접종원으로 이용하여 아산화질소 환원 컨소시움을 확보하였다. 이 컨소시움의 우점종은 Sulfurovum (17.
탄소원 농축액을 최종 농도 200 mg-COD·l-1 (포도당 100 mgCOD·l-1, 아세트산 100 mg-COD·l-1)가 되도록 일회용 주사기로 첨가하였다.

대상 데이터

Multiplex PCR에 사용된 primer는 515F (5'-TCG TCG GCA GCG TCA GAT GTG TAT AAG AGA CAG GTG CCA GCM GC CGC GCG TAA-3 ') 및 806R (5'-GTC TCG TGG GCT CGC AGA TGT GTA TAA GAG ACA GGG ACT ACG VGG GTW TCT AAT-3 ') [17].
아산화질소 환원 미생물의 농화배양을 위한 접종원으로 중랑 물 재생 센터(서울 특별시)에서 채취한 고도 처리 슬러지를 사용하였다. 생물학적 질소 제거 공법인 MLB 공정에서 배출되는 잉여슬러지를 채취 하였다.
아산화질소 환원 미생물의 농화배양을 위한 접종원으로 중랑 물 재생 센터(서울 특별시)에서 채취한 고도 처리 슬러지를 사용하였다. 생물학적 질소 제거 공법인 MLB 공정에서 배출되는 잉여슬러지를 채취 하였다. 채취한 슬러지를 11,000×g로 10분동안 원심분리 하여 회수한 침전물을 인공폐수에 현탁하여 최종 농도 3,000 mg-MLVSS·l^-1가 되도록 하였다.
탄소원 농축액을 최종 농도 200 mg-COD·l^-1 (포도당 100 mgCOD·l^-1, 아세트산 100 mg-COD·l^-1)가 되도록 일회용 주사기로 첨가하였다. 아산화질소(99%, 동아산업가스, Korea)는 Gas-tight syringe를 이용해 최종 농도가 200 ppm_(v/v)이 되도록 주입하였다. 73일간 30℃에서 120 rpm으로 교반배양 (VS-8480SR, Vision Scientific Co.
접종원인 슬러지와 아산화질소 환원 컨소시움의 세균 군집 분석을 위해, 각각의 시료 3 ml씩 채취하였다. 원심분리(11,000 ×g, 1분)를 통해 회수한 바이오매스로부터 NucleoSpin^® DNA soil kit (Macherey-Nagel GmbH, Germany)를 이용하여 DNA를 추출하였다.
Miseq 분석은 16S 박테리아 DNA 유전자에 대한 V4region을 대상으로 하였다. Multiplex PCR에 사용된 primer는 515F (5'-TCG TCG GCA GCG TCA GAT GTG TAT AAG AGA CAG GTG CCA GCM GC CGC GCG TAA-3 ') 및 806R (5'-GTC TCG TGG GCT CGC AGA TGT GTA TAA GAG ACA GGG ACT ACG VGG GTW TCT AAT-3 ') [17].
세균 컨소시움의 아산화질소 환원에 미치는 조업인자 영향을 실험이 완료된 시점(아산화질소 농도가 5 ppm으로 감소)에서, 각각의 조건에서 탈질관련 기능성유전자의 정량분석을 real-time quantitative PCR (qPCR) 방법으로 수행하였다. 분석된 기능성 유전자는 nitrate, nitrite, nitric oxide 및 nitrous oxide의 환원에 관여하는 narG, nirK, norB, nosZ의 4가지 유전자이다. 또한, 각 배양액의 16S rDNA 양도 분석했다.
추출 DNA 시료는 실험 사용 전까지 -25℃에 보관하였다. 각 기능성 유전자 분석에 사용한 primer는 narG-F (TCG CCS ATY CCG GCS ATG TC), narG-R (GAG TTG TAC CAG TCR GCS GAY TCS G) [18, 19], nirK876F (ATY GGC GGV CAY GGC GA), nirK1040R (GCC TCG ATC AGR TTR TGG TT) [20], norB1-F (CGN GAR TTY CTS GAR CAR CC), norB6-R (TGC AKS ARR CCC CAB ACB CC) [21], nosZ2F (CGC RAC GGC AAS AAG GTS MSS GT), nosZ2R (CAK RTG CAK SGC RTG GCA GAA) [20]이다. 16S rDNA 분석을 위해 사용한 primer는 340F (TCC TAC GGG AGG CAG CAG)와 805R (GAC TAC HVG GGT ATC TAA TCC)이다[17].
각 기능성 유전자 분석에 사용한 primer는 narG-F (TCG CCS ATY CCG GCS ATG TC), narG-R (GAG TTG TAC CAG TCR GCS GAY TCS G) [18, 19], nirK876F (ATY GGC GGV CAY GGC GA), nirK1040R (GCC TCG ATC AGR TTR TGG TT) [20], norB1-F (CGN GAR TTY CTS GAR CAR CC), norB6-R (TGC AKS ARR CCC CAB ACB CC) [21], nosZ2F (CGC RAC GGC AAS AAG GTS MSS GT), nosZ2R (CAK RTG CAK SGC RTG GCA GAA) [20]이다. 16S rDNA 분석을 위해 사용한 primer는 340F (TCC TAC GGG AGG CAG CAG)와 805R (GAC TAC HVG GGT ATC TAA TCC)이다[17]. Table 1에 16S와 각 기능성 유전자 정량분석을 위한 qPCR 조건을 정리하였다.

데이터처리

아산화질소 환원속도와 qPCR 결과값의 유의차 분석은 Excel 프로그램(2016, Microsoft Co., USA)에서 제공한 ANOVA 분석방법을 이용하였다.

이론/모형

세균 컨소시움의 아산화질소 환원에 미치는 조업인자 영향을 실험이 완료된 시점(아산화질소 농도가 5 ppm으로 감소)에서, 각각의 조건에서 탈질관련 기능성유전자의 정량분석을 real-time quantitative PCR (qPCR) 방법으로 수행하였다. 분석된 기능성 유전자는 nitrate, nitrite, nitric oxide 및 nitrous oxide의 환원에 관여하는 narG, nirK, norB, nosZ의 4가지 유전자이다.

성능/효과

1에 정리하였다. 농화배양액의 OTUs 측정값은 control(접종원, 439 OTU) 대비 약 1/3로(158 OTU) 감소하였다. 종 풍부도를 나타내는 지표인 Chao 1과 Shannon index 값도 접종원에 비해 농화배양액에서 감소하였다(Table 2).
점유율이 1% 미만인 것은 others로 분류하였다. 문 수준에서 접종원 내 균주의 점유율은 Proteobacteria (24.37%), Bacteriodetes (13.10%), Acidobacteria (5.4%)인 반면, 아산화질소 환원 컨소시움의 문 수준 우점세균은 Proteobacteria (38.94%), Spirochaetes (11.45%), Chlorobi (8.24%) 순으로 확인되었다(Fig. 1A). 이 군집을 속 수준에서 비교해보면(Fig 1B), 접종원에서 우점세균은 Puia (5.
1A). 이 군집을 속 수준에서 비교해보면(Fig 1B), 접종원에서 우점세균은 Puia (5.72%), Simplicispira (5.55%), Phaeodactylibacter (3.98%), Luteimonas (3.47%), Paracoccus (3.45%) 이었다. 그러나 아산화질소 환원 컨소시움의 우점세균은 Sulfurovum (17.
2A). 컨소시움의 아산화질소 환원 속도는 아산화질소 농도가 높아질수록 증가하였다(Fig. 2B). 이 결과를 통해 본 연구에서 확보한 컨소시움은 3000 ppm의 고농도 아산화질소를 저해없이 환원할 수 있다는 것을 시사한다.
2B). 이 결과를 통해 본 연구에서 확보한 컨소시움은 3000 ppm의 고농도 아산화질소를 저해없이 환원할 수 있다는 것을 시사한다. Michaelis-Menten 식(식 2)을 이용하여 계산한 최대 아산화질소 환원속도(V_max)는 163.
3에 나타냈다. 6가지 탄소원 중에서 아세트산, 프로피온산, 에탄올 및 포도당과 아세트산 혼합액의 경우, 지연기 없이 아산화질소가 제거되었으나, 포도당과 메탄올은 각각 22시간과 60시간의 지연기 후에 아산화 질소 제거가 관찰되었다(Fig. 3A). 40시간 이내 아산화질소 환원이 확인된 4종의 탄소원 공급 조건에서 컨소시움의 아산화질소 환원속도를 상대 비교한 결과, 아세트산과 에탄올을 탄소원으로 공급하였을 때 아산화질소 환원속도가 가장 좋았다(Fig.
3A). 40시간 이내 아산화질소 환원이 확인된 4종의 탄소원 공급 조건에서 컨소시움의 아산화질소 환원속도를 상대 비교한 결과, 아세트산과 에탄올을 탄소원으로 공급하였을 때 아산화질소 환원속도가 가장 좋았다(Fig. 3B). 아세트산 혹은 에탄올을 탄소원으로 공급하였을 때 아세트산-포도당 혼합물보다 약 2배 높은 아산화질소 환원속도를 보였다.
3B). 아세트산 혹은 에탄올을 탄소원으로 공급하였을 때 아세트산-포도당 혼합물보다 약 2배 높은 아산화질소 환원속도를 보였다. 프로피온산을 탄소원으로 공급하였을 때 아세트산 및 에탄올 공급조건보다 약 2배 가량 많은 시간이 소요되었다.
아세트산, 에탄올, 메탄올 중 아세트산은 폐수의 탈질 효율을 즉각적으로 증가시키지만, 에탄올과 메탄올은 최대 탈질률을 달성하기 위해 더 긴 시간이 소요되었다[31−35]. 본 실험에서도 메탄올을 사용하였을 때 아산화질소를 완전히 환원시키기 위해 아세트산을 사용하였을 때보다 약 4배의 시간이 더 소요되었다. 본 연구결과와 유사하게 Ribera-Guardia et al.
3C에 도시하였다. 탄소원 종류에 무관하게 분석한 4종의 탈질 관련 기능성 유전자가 모두 검출되었다. 아산화질소 환원활성에 직접적으로 관여하는 기능성유전자 nosZ gene은 전체적으로 다른 기능성유전자들보다 낮은 수준으로 검출되었다.
탄소원 종류에 무관하게 분석한 4종의 탈질 관련 기능성 유전자가 모두 검출되었다. 아산화질소 환원활성에 직접적으로 관여하는 기능성유전자 nosZ gene은 전체적으로 다른 기능성유전자들보다 낮은 수준으로 검출되었다. 특히, 메탄올을 사용한 농화배양액에서 가장 낮게 나타났으며, Fig.
아산화질소 환원 컨소시움의 활성에 미치는 C/N 비(mol·mol-1), 탄소원의 영향을 조사한 결과, C/N 비 6.3 및 아세트산을 탄소원으로 공급한 조건에서 최대 아산화질소 환원 활성을 나타냈다.
속도론적 해석 결과, 아산화질소 환원 컨소시움의 최대 아산화질소 환원 속도는 163.9 μg-N·g VSS-1·h-1이었다.
이는 활성 시험이 최대 약 30시간 이내에 수행되었기 때문에 유전자양이 변화하는 데에 영향을 미치지 않은 것으로 사료된다. 본 연구에서 확보한 아산화질소 환원 컨소시움은 아산화질소를 질소로 환원할 뿐만 아니라, 질산염, 아질산염, 일산화질소도 환원할 수 있는 기능성 유전자도 보유하고 있었다(Fig. 3C, 4C).
이는 활성 시험이 최대 약 30시간 이내에 수행되었기 때문에 유전자양이 변화하는 데에 영향을 미치지 않은 것으로 사료된다. 본 연구에서 확보한 아산화질소 환원 컨소시움은 아산화질소를 질소로 환원할 뿐만 아니라, 질산염, 아질산염, 일산화질소도 환원할 수 있는 기능성 유전자도 보유하고 있었다(Fig. 3C, 4C).
본 연구에서 확보한 아산화질소 환원 컨소시움은 아산화질소를 질소로 환원할 뿐만 아니라, 질산염, 아질산염, 일산화질소도 환원할 수 있는 기능성 유전자도 보유하고 있었다. 따라서, 본 컨소시움은 향후 아산화질소 제거 공정 뿐 만 아니라, 하 폐수의 탈질 공정에서 아산화질소 배출량을 최소화하는데 활용 가능한 유용한 미생물 자원임을 알 수 있었다.
3 및 아세트산을 탄소원으로 공급한 조건에서 최대 아산화질소 환원 활성을 나타냈다. 또한, 본 컨소시움의 3,000 ppm 이하의 아산화질소 농도 범위에서 아산화질소 농도가 증가할수록 환원속도도 증가하였다. 속도론적 해석 결과, 아산화질소 환원 컨소시움의 최대 아산화질소 환원 속도는 163.
9 μg-N·g VSS^-1·h^-1이었다. 본 Consortium은 아산화질소를 N2로 환원하는데 관여를 nosZ 뿐만 아니라, 질산염을 아질산염으로 환원하는 narG, 아질산염을 일산화질소로 환원하는 nirK 유전자 및 일산화질소를 아산화질소를 환원하는 norB 유전자를 모두 보유하고 있었다. 이는 본 컨소시움은 아산화질소 제거 공정 뿐 만 아니라, 탈질공정에도 활용 가능한 유용한 미생물 자원임을 의미한다.
아산화질소 환원활성에 직접적으로 관여하는 기능성유전자 nosZ gene은 전체적으로 다른 기능성유전자들보다 낮은 수준으로 검출되었다. 특히, 메탄올을 사용한 농화배양액에서 가장 낮게 나타났으며, Fig. 3A와 3B에서 제시한 바와 같이 아산화질소 환원속도와 상통하는 결과로 확인되었다. 기능성유전자 중 아질산염 환원에 관여하는 nirK gene은 가장 높은 log 값으로 검출되었다.
3A와 3B에서 제시한 바와 같이 아산화질소 환원속도와 상통하는 결과로 확인되었다. 기능성유전자 중 아질산염 환원에 관여하는 nirK gene은 가장 높은 log 값으로 검출되었다. 특히, nirK gene은 아세트산을 처리한 농화배양액에서 가장 높은 수준으로 확인되었으며, 메탄올을 사용하였을 때 가장 낮은 수준으로 검출되었다.
기능성유전자 중 아질산염 환원에 관여하는 nirK gene은 가장 높은 log 값으로 검출되었다. 특히, nirK gene은 아세트산을 처리한 농화배양액에서 가장 높은 수준으로 확인되었으며, 메탄올을 사용하였을 때 가장 낮은 수준으로 검출되었다. 이는, 컨소시움에 존재하는 아질산염 환원에 관여하는 균주는 메탄올보다는 다른 탄소원을 선호한다는 것을 시사한다.
C/N비 3.1, 4.9, 6.3, 9.4 및 12.5 총 5가지의 조건에서 아산화질소 제거 활성을 관찰한 결과, 아산화질소가 완전히 환원되는데 가장 빠른 속도를 보인 조건은 C/N비 6.3이었다 (Fig. 4). C/N비 6.
5일차까지 모든 조건이 유사한 속도의 환원속도를 보였지만, 이후 모든 조건이 시간경과에 따라 환원속도의 차이가 커졌다. 특히, C/N비 6.3 조건에서 가장 빠른 아산화질소 환원속도를 나타낸 반면, C/N비 6.3보다 높아질수록 아산화질소 환원속도가 점차 낮아지는 것을 확인할 수 있었다(Fig. 4B). 이는 일정 농도 이상의 탄소원이 공급될 시 미생물 생장을 억제 시킬 수 있다는 것을 알 수 있다.
전체적으로 조건 별 발현되는 탈질유전자는 서로 유사한 log 값을 나타냈다. 그러나 미생물이 기질로 사용하는 전자수용체는 아산화질소를 단독으로 제공하였지만, 아산화질소 환원에 직접적으로 관여하는 nosZ gene의 발현 정도가 가장 낮은 것이 확인되었다. 게다가 nosZ를 C/N ratio 조건별로 비교하였을 때, 유의한 차이를 얻을 수 없었다.

후속연구

Cholorbium은 독립영양 미생물로써 질소고정을 수행하는 균주로 확인되었으며[24], Moorella는 아질산염을 전자 수용체로 이용한다고 보고되었다[25]. 향후 이들 우점균주를 순수 분리한 후 아산화질소 환원활성을 평가하는 연구가 필요하다.
또한, Okereke [26]은 아산화질소 환원 균주에서 아산화질소 환원효소가 발현되는 정도는 배양액의 환경을 이루고 있는 산소농도에 따라 달라 질 수 있다고 보고하였다. 그러나 본 연구에서는 아산화질소를 공급하기 전 질소가스로 배양기 내부를 치환하였지만 용존 산소까지 완전히 제거되었는지 확인하지 않았다. 따라서 향후 컨소시움을 이용하여 산소농도에 따른 아산화질소 환원능력을 평가하는 연구가 수행될 필요가 있다.
그러나 본 연구에서는 아산화질소를 공급하기 전 질소가스로 배양기 내부를 치환하였지만 용존 산소까지 완전히 제거되었는지 확인하지 않았다. 따라서 향후 컨소시움을 이용하여 산소농도에 따른 아산화질소 환원능력을 평가하는 연구가 수행될 필요가 있다. 또한, 컨소시움 내에서 아산화질소 환원을 활발히 수행하는 균주를 분리한다면 효과적인 아산화질소 배출저감에 기여할 수 있을 것이다.
따라서 향후 컨소시움을 이용하여 산소농도에 따른 아산화질소 환원능력을 평가하는 연구가 수행될 필요가 있다. 또한, 컨소시움 내에서 아산화질소 환원을 활발히 수행하는 균주를 분리한다면 효과적인 아산화질소 배출저감에 기여할 수 있을 것이다.
1의 결과를 비교하였을 때 탄소원의 공급량을 줄여도 더 빠른 아산화질소 환원속도를 갖기 때문에, 과잉의 탄소원을 공급해 주는 것보다 비용적인 관점에서 보았을 때 더 효율적이라고 볼 수 있다. 이를 토대로, 추후 연구는 C/N비 3.1 보다 더 낮은 탄소원을 공급하여, 비용과 환경을 고려한 종합적인 평가가 이루어져야 할 것이다.

질의응답

핵심어	질문	논문에서 추출한 답변
	아산화질소는 무엇인가?	아산화질소는 이산화탄소보다 약 310배 높은 지구온난화 지수를 갖는 주요 온실가스이다. 본 연구에서는 아산화질소 배출저감을 위해 고도처리슬러지를 접종원으로 이용하여 아산화질소 환원 컨소시움을 확보하였다.
	최대 아산화질소 환원 활성을 나타내는 공급조건은 무엇인가?	24%)이었다. 아산화질소 환원 컨소시움의 활성에 미치는 C/N 비(mol·mol-1), 탄소원의 영향을 조사한 결과, C/N 비 6.3 및 아세트산을 탄소원으로 공급한 조건에서 최대 아산화질소 환원 활성을 나타냈다. 또한, 본 컨소시움의 3,000 ppm 이하의 아산화질소 농도 범위에서 아산화질소 농도가 증가할수록 환원속도도 증가하였다.
	아산화질소 배출저감을 위한 컨소시움의 우점종은 무엇인가?	본 연구에서는 아산화질소 배출저감을 위해 고도처리슬러지를 접종원으로 이용하여 아산화질소 환원 컨소시움을 확보하였다. 이 컨소시움의 우점종은 Sulfurovum (17.95%), Geobacter (14.63%), Rectinema(11.45%)와 Chlorobium (8.24%)이었다. 아산화질소 환원 컨소시움의 활성에 미치는 C/N 비(mol·mol-1), 탄소원의 영향을 조사한 결과, C/N 비 6.

참고문헌 (40)

IPCC. 2013. The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, pp. 465-570. Cambridge Univ Press.
Ravishankara AR, Daniel JS, Portmann RW. 2009. Nitrous oxide ( $N_2O$ ): the dominant ozone-depleting substance emitted in the 21st century. Science 326: 123-125.

상세보기
Caranto JD, Lancaster KM. 2017. Nitric oxide is an obligate bacterial nitrification intermediate produced by hydroxylamine oxidoreductase. Proc. Natl. Acad. Sci. USA 115: 8217-8222.
Terada A, Sugawara S, Hojo K, Takeuchi Y, Riya S, Harper WF, et al. 2017. Hybrid nitrous oxide production from a partial nitrifying bioreactor: hydroxylamine interactions with nitrite. Environ. Sci. Technol. 51: 2748-2756.

상세보기
Massara TM, Malamis S, Guisasola A, Baeza JA, Noutsopoulos C, Katsou E. 2017. A review on nitrous oxide ( $N_2O$ ) emissions during biological nutrient removal from municipal wastewater and sludge reject water. Sci. Total Environ. 596-597: 106-123.

상세보기
Law Y, Ye L, Pan Y, Yuan Z. 2012. Nitrous oxide emissions from wastewater treatment processes. Philos. Trans. R. Soc. Lond B Biol. Sci. 367: 1265-1277.

상세보기
Lee K. 2010. Biological removal of nitrogen oxides from combustion flue gases. Appl. Chem. Eng. 21: 243-251.
Rodriguez-CaballeroaI A, Aymericha Ricardo Marquesab I, Pochc M, Pijuan M. 2015. Minimizing $N_2O$ emissions and carbon footprint on a full-scale activated sludge sequencing batch reactor. Water Res. 71: 1-10.

상세보기
Kampschreur MJ, Temmink H, Kleerebezema R, Jetten MSM, Loosdrechta MCM. 2009. Nitrous oxide emission during wastewater treatment. Water Res. 43: 4093-4103.

상세보기
Song K, Suenaga T, Harper WF, Hori T, Riya S, Hosomi M, et al. 2015. Effects of aeration and internal recycle flow on nitrous oxide emissions from a modified Ludzak-Ettinger process fed with glycerol. Environ. Sci. Pollut. Res. 22: 19562-19570.

상세보기
Kinh CT, Suenaga T, Hori T, Riya S, Hosomi M, Smets BF, et al. 2017. Counter-diffusion biofilms have lower $N_2O$ emissions than co-diffusion biofilms during simultaneous nitrification and denitrification: Insights from depth-profile analysis. Water Res. 124: 363-371.

상세보기
Domingo-Felez C, Mutlu AG, Jensen MM, Smets BF. 2014. Aeration strategies to mitigate nitrous oxide emissions from singlestage nitritation/anammox reactors. Environ. Sci. Technol. 48: 8679-8687.

상세보기
Yoon H, Song MJ, Yoon S. 2017. Design and feasibility analysis of a self-sustaining biofiltration system for removal of low concentration $N_2O$ emitted from wastewater treatment plants. Environ. Sci. Technol. 51: 10736-10745.

상세보기
Wakako IO, Miyahara M, Kim SW, Yamada T, Matsuoka M, Watanabe A, et al. 2013. Bioaugmentation of a wastewater bioreactor system with the nitrous oxide-reducing denitrifier Pseudomonas stutzeri strain TR2. J. Biosci. Bioeng. 115: 37-42.

상세보기
Yokoyama K, Yumura M, Honda T, Ajitomi E. 2016. Characterization of denitrification and net $N_2O$ -reduction properties of novel aerobically $N_2O$ -reducing bacteria. Soil. Sci. Plant Nutr. 62: 230-239.

상세보기
Su Q, Ma C, Domingo-Felez C, Kiil AS, Thamdrup B, Jensen MM, et al. 2017. Low nitrous oxide production through nitrifierdenitrification in intermittent-feed high-rate nitritation reactors. Water Res. 123: 429-438.

상세보기
Kim TG, Yi T, Lee EH, Ryu HW, Cho KS. 2012. Characterization of a methane-oxidizing biofilm using microarray, and confocal microscopy with image and geostatic analyses. Appl. Microbiol. Biotechnol. 95: 1051-1059.

상세보기
Schreiber F, Wunderlin P, Udert KM, Wells GF. 2012. Nitric oxide and nitrous oxide turnover in natural and engineered microbial communities: Biological pathways, chemical reactions, and novel technologies. Front. Microbiol. 3: 372.

상세보기
Bru D, Sarr A, Philippot L. 2007. Relative abundances of proteobacterial membrane-bound and periplasmic nitrate reductases in selected environments. Appl. Environ. Microbiol. 73: 5971-5974.

상세보기
Song K, Suenaga T, Hamamoto A, Satou K, Riya S, Hosomi M. 2014. Abundance, transcription levels and phylogeny of bacteria capable of nitrous oxide reduction in a municipal wastewater treatment plant. J. Biosci. Bioeng. 118: 289-297.

상세보기
Casciotti KL, Ward BB. 2005. Phylogenetic analysis of nitric oxide reductase gene homologues from aerobic ammoniaoxidizing bacteria. FEMS Microbiol. Ecol. 52: 197-205.

상세보기
Giovannelli D, Chung M, Staley J, Starovoytov V, Bris NL, Vetriani C. 2016. Sulfurovum riftiae sp. nov., a mesophilic, thiosulfateoxidizing, nitrate-reducing chemolithoautotrophic epsilonproteobacterium isolated from the tube of the deep-sea hydrothermal vent polychaete Riftia pachyptila. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 66: 2697-2701.

상세보기
Regan HKM. 2017. No facultative nitrate reduction by electroderespiring Geobacter metallireducens biofilms as a competitive reaction to electrode reduction in a bioelectrochemical system title. Am. Chem. Soc. 49: 3195-3202.
Wahlund MTM. 1993. Nitrogen fixation by the thermophilic green sulfur bacterium Chlorobium tepidum. J. Bacteriol. 175: 474-478.

상세보기
Daniel CSLDL. 2003. Nitrite as an energy-conserving electron sink for the acetogenic bacterium Moorella thermoacetica. Curr. Microbiol. 46: 0329-0333.

상세보기
Okereke GU. 1993. Growth yield of denitrifiers using nitrous oxide as a terminal electron acceptor. J. Microbiol. Biotechnol. 9: 59-62.

상세보기
Luo YH, Chen R, Wen LL, Meng F, Zhang Y, Lai CY, et al. 2015. Complete perchlorate reduction using methane as the sole electron donor and carbon source. Environ. Sci. Technol. 49: 2341-2349.

상세보기
Ginige MP, Bowyer JC, Foley L, Keller J, Yuan Z. 2009. A comparative study of methanol as a supplementary carbon source for enhancing denitrification in primary and secondary anoxic zones. Biodegradation 20: 221-234.

상세보기
Baytshtok V, Lu H, Park H, Kim S, Yu R, Chandran K. 2009. Impact of varying electron donors on the molecular microbial ecology and biokinetics of methylotrophic denitrifying bacteria. Biotechnol. Bioeng. 102: 1527-1536.

상세보기
Mokhayeri Y, Riffat R, Murthy S, Bailey W, Takacs I, Bott C. 2009. Balancing yield, kinetics and cost for three external carbon sources used for suspended growth post-denitrification. Water Sci. Technol. 60: 2485-2491.

상세보기
Hallin S, Pell M. 1998. Metabolic properties of denitrifying bacteria adapting to methanol and ethanol in activated sludge. Water Res. 32: 13-18.

상세보기
Purtschert I, Siegrist WGH. 1996. Enhanced denitrification with methanol at WWTP Zurich-Werdholzli. Water Sci. Technol. 33: 117-126.

상세보기
Aravinthan.V, Mino T, Takizawa S, Satoh H, Matsuo T. 2001. Sludge hydrolysate as a carbon source for denitrification. Water Sci. Technol. 43: 191-199.

상세보기
Tam NFY, Leung GLW, Wong YS. 1994. The effects of external carbon loading on nitrogen removal in sequencing batch reactors. Water Sci. Technol. 30: 73-81.

상세보기
Aesoy A, Odegaard H, Bach K, Pujol R, Hamon M. 1998. Denitrification in a packed bed biofilm reactor (biofor)-experiments with different carbon sources. Water Res. 32: 1463-1470.

상세보기
Ribera-Guardia A, Kassotaki E, Gutierrez O, Pijuan M. 2014. Effect of carbon source and competition for electrons on nitrous oxide reduction in a mixed denitrifying microbial community. Process. Biochem. 49: 2228-2234.

상세보기
Rosenberg E, DeLong EF, Lory S, Stackebrandt E, Thompson F. 2013. The peokaryotes, pp. 1-635. 4th Ed. Springer, New York, Berlin Heidelberg.
Gottschalk G. 1986. Bacterial metabolism, pp. 1-341. 2nd Ed. Springer, New York, Berlin Heidelberg.
Dorokhov YL, Shindyapina AV, Sheshukova EV, Komarova TV. 2015. Metabolic methanol: molecular pathways and physiological roles. Physiol. Rev. 95: 603-644.

상세보기
Paul JW, Beauchamp EG, Trevors JT. 1989. Acetate, propionate, butyrate, glucose, and sucrose as carbon sources for denitrifying bacteria in soil. Can. J. Microbiol. 35: 754-759.

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표제어: PCR

동의어: Packet Collision Rate

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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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