박테리아의 응용

폐수 처리 시 박테리아의 응용

 

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1. 소개

산업은 모든 환경에서 주요 오염원입니다. 양조장은 에티오피아에서 폐수를 하천, 지하수, 토양으로 방류하여 오염을 일으키는 것으로 알려져 있다[1]. 양조장 폐수와 관련될 수 있는 환경 문제에는 생화학적 산소 요구량(BOD), 화학적 산소 요구량(COD), 총 부유 물질(TSS), pH, 영양소(질소 및 인) 농도 및 온도가 포함됩니다[2]. 양조장 폐수에는 맥주 생산 공정 및 공정 중 물 소비량에 따라 오염 수준이 다른 유기 폐기물이 포함되어 있습니다[3].

처리되지 않은 양조장 폐수는 일반적으로 10-60 mg/l 범위의 부유 고형물, 1,0001,500 mg/l 범위의 BOD, 1800-3000 mg/l 범위의 COD 및 30-100 mg/l 범위의 질소를 포함합니다. 엘 [4]. 유출수의 pH는 산성 및 알칼리성 세척제의 사용에 따라 3에서 12까지 변동될 수 있으며 평균 온도는 약 30°C[5]가 됩니다.

현재 에티오피아에는 10개의 양조장이 있습니다. 에티오피아의 대부분의 양조장 산업은 사전 처리가 거의 또는 전혀 없이 폐수를 인근 수역과 노지로 배출하는 것으로 보고되었습니다[1]. 농촌 양조장의 폐수는 관개 목적으로 사용됩니다. 그러나 도시 지역의 양조장 방류수는 사전 처리 없이 하천으로 직접 방류되고 있습니다.

Bedele Brewery Share Company 4.2(5)양조장

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개요

리뷰

경제적으로 실현 가능하고 환경적으로 건전한 폐수 처리 시스템 중 하나는 미생물을 이용한 생물학적 처리이다[6]. 이 시스템은 분자 [O2]의 도움으로 유기 화합물을 CO2, 물 및 새로운 세포로 산화시키기 위해 미생물 활동을 사용합니다[7]. 최근 몇 년 동안 양조장 폐수를 처리하기 위해 폐기물 안정화 연못의 사용에 대한 관심이 높아지고 있습니다[8]. 양조장 폐수의 효과적인 처리를 위해 권장되는 또 다른 방법은 인공 습지를 사용하는 것입니다[9].

 

양조장 및 기타 산업이 에티오피아에서 번창하고 있습니다. 그 결과 환경 오염이 증가하고 있습니다. 따라서 효과적인 미생물의 분리 및 식별은 현재의 환경 문제를 최소화하기 위한 새로운 접근 방식입니다. 본 연구의 목적은 비트 뿌리(Beta vulgaris)의 종자에 대한 발아 시험을 실시하여 양조장 폐수 처리에서 박테리아 분리물의 가능성을 평가하고 오염 물질 제거를 확인하는 것입니다.

2. 재료 및 방법

2.1. 연구 영역에 대한 설명. 이 연구는 Bedele Brewery 미생물학 및 폐수 처리 실험실에서 수행되었습니다. 이 산업은 1993년에 설립되었으며, 오로미아 지역 주의 부노 베델 지역에 있는 아디스 아바바에서 남서쪽으로 483km 떨어진 곳에 위치하고 있습니다. 베델 타운은 위도 8[도]27'N36[도]21'E에 위치하며 해발 고도는 2,012-2,162미터(6,601-7,093피트)입니다.

2.2. 샘플링 및 샘플 수집. 양조장 폐기물 샘플은 세 곳에서 수집되었습니다. 이들은 양조장 폐수, 폐기물 슬러지, 양조장 폐수로 오염된 토양이었습니다. 폐수 1리터, 슬러지 2kg 및 토양 샘플을 멸균 유리병을 사용하여 무균 상태로 수집했습니다. 토양, 슬러지 및 폐수 샘플에 라벨을 지정하고 별도로 분석했습니다. 샘플은 서로 다른 세균 분리물을 얻기 위해 15일 간격으로 세 가지 소스에서 세 번(3x) 수집되었습니다. 샘플은 추가 분석까지 4°C에서 보관되었습니다.

2.3. 폐기물 분해세균의 분리 및 정제. 샘플을 생리 식염수(0.9% NaCl w/v 용액)로 연속 희석하고 적절한 희석액으로부터 0.1ml의 분취량을 영양 한천(NA)(Hi-Media, Mumbai, India)에 도말했습니다. 모든 플레이트를 48-72시간 동안 30℃에서 호기적으로 배양하였다. 박테리아 성장에 대해 플레이트를 관찰하였다. 셀 수 있는 콜로니가 있는 플레이트에서 형태학적으로 다른 콜로니를 선택하고 영양액 배지(NB)(Hi-media, Mumbai, India)로 옮기고 NA 플레이트에 반복적으로 줄무늬를 그려 순도를 확인했습니다. 순수한 분리물은 토양(SO), 유출물(EF) 및 슬러지(SL)에서 분리된 소스에 따라 지정되었으며 그 뒤에 번호 코드가 붙었습니다. 추가 연구를 위해 순수 배양물을 4℃에서 NA 사면 및 -10℃에서 50% 글리세롤에서 이중으로 보존하였다. 매일의 실험은 플레이트와 경사면에서 유지되는 배양으로 수행되었습니다. 분리된 균주의 순도를 주기적으로 확인했습니다.

 

2.4. 실험을 위한 접종물의 준비. 접종물은 Krishnaswamy et al. [10]. 무균 영양액(10ml)을 준비하고 NA에서 분리된 박테리아의 24시간 된 선택된 콜로니 루프를 별도로 접종하고 실온에서 48시간 동안 배양했습니다. 세균 세포를 3500 rpm에서 15분 동안 원심분리하여 회수하고 세척하였다. 생성된 상청액을 버리고 펠렛을 0.9% NaCl 용액에 재현탁시켰다. 광학 밀도(OD)는 세포 현탁액을 0.9% NaCl로 660 nm 파장에서 희석하여 [OD0.5]로 조정하고 분광광도계(Cadas 200; Germany)를 사용하여 측정하였다.

현탁액의 OD를 OD05로 조정한 후; 0.1ml를 영양 한천에 도말하여 현탁액 ml당 생존 세포 수를 추정했습니다. 접종에 사용된 균체의 수는 표 1에 나타내었다. 또한 각 분리주의 OD를 조정한 후 멸균된 양조 폐수 250ml에 세포 현탁액 50ml를 첨가하여 총 부피 300ml를 준비하였다.

2.5. 연구 및 오염 물질 제거 실험의 설계. 세균 분리물의 오염물질 제거에 대한 실험은 150rpm에서 진탕하면서 병에서 실험실 규모 배치 배양으로 수행되었습니다. 양조장 폐기물은 별도로 오토클레이빙하여 멸균하였다. 분리된 박테리아는 서로 다른 병에 담긴 멸균된 폐기물에 무균적으로 3회 접종되었습니다. 병을 실온에서 150rpm으로 유지되는 진탕기에서 배양하였다. 양조장 폐기물(미생물 첨가 없음)만 있는 병을 대조군으로 사용했습니다. 이 연구에서는 세 가지 잠재적인 세균 분리주가 선택되었습니다. 잠재적 세균 분리주의 선별은 배양 12일 후의 오염물질 제거 효율을 기준으로 하였다. 이 3개의 분리주 EF-01(A), SL-10(C),

양조장 폐수 오염 프로파일의 제거 효율에서 최고의 성능을 보인 3개의 분리주를 저장 배양에서 부활시켜 계대 배양했습니다. NA에서 24시간 된 각각의 개별 분리주 한 루프를 무균 상태로 시험관의 멸균 영양 배지 배지(10ml)에 접종했습니다. 접종된 시험관을 30℃에서 48시간 동안 배양하였다. 세균 배양액은 [OD0.5]로 조절하였다. 그 후, 잘 혼합된 세포 현탁액을 멸균된 양조장 폐수에 첨가하였다. 폐수가 들어 있는 접종된 병을 배양했습니다.

본 연구에서는 분리균주의 오염물질 제거 활성을 측정하기 위하여 pH, EC, BOD, COD, TN, TP, TSS, TS, TDS를 선정하였다. 매개변수는 잠재적 세균 분리주의 접종 전과 후에 측정되었습니다. 측정은 모든 항목에 대해 0일, 3일, 6일, 9일 및 12일에 실시하였다. 선택된 양조장 폐수 매개변수를 측정한 후 분리된 박테리아(단독 또는 조합)의 오염 물질 저감 능력을 평가했습니다. 오염물질 제거율을 대조군(박테리아 접종 없음)과 비교했습니다.

2.6. 선별된 세균종의 적합성 시험. 조합 전 선별된 3종의 잠재균에 대하여 적합성 시험을 수행하였다. 선별된 3개의 균주 각각은 상온에서 성장한 후 30°C와 37°C에서 교차 줄무늬 방법으로 테스트하였다[11]. 분리물을 이중 영양 한천 플레이트에 걸쳐 직경 방향으로 1.5cm 너비의 줄무늬(1cm 대신)로 접종했습니다. 플레이트를 실온 또는 37℃에서 밤새 배양하였다. 선택된 균주는 와이어 루프(플레이트당 3개의 균주)를 사용하여 원래 접종물에 대해 직각으로 단일하게 줄무늬를 그렸습니다. 플레이트를 30°C 및 37°C에서 밤새 배양하고, 지표 균주가 원래 접종물을 가로지르는 곳에서 억제를 기록했습니다.

2.7. 선별된 세균 분리주의 특성화 및 동정. 선별된 잠재적 박테리아 분리주의 순수 콜로니는 형태학적 및 생화학적 테스트를 사용하여 특성화되었습니다. 크기, 모양, 색상, 경계 및 높이와 같은 식민지 특성은 생화학 테스트로 기록되었습니다.

2.7.1. 세균 분리주의 형태학적 및 생화학적 특성. 동정에 사용된 형태학적 특성은 군락의 크기, 표면(매끄럽고, 거칠고, 과립형, 유두상), 색(무색, 분홍색, 흑색, 적색, 청록색), 여백(전체, 물결모양, 열편모양, 실모양), 높이(평평한, 융기된, 낮은 볼록 및 돔 모양) 및 현미경으로 간균/간상체, 구균/구형 ​​및 나선형과 같은 모양. 또한, 선별된 분리주의 형태학적 특성을 알아보기 위해 세포배열(단일, 사슬, 쌍, 이배체, 사배체, 군집), 그람염색, 포자형성시험을 고려하였다. 본 연구에서 수행된 생화학적 시험은 KOH, 카탈라제, 산화효소 및 Oxidation Fermentation(O/F) 시험이었다.

2.8. 양조장 폐수 분석. 각 처리 샘플의 오염물질 농도는 표준 방법[12]에 따라 선택된 오염물질 매개변수에 대해 분석되었습니다.

2.8.1. 전기 전도도 및 pH. 전기전도도(EC)는 전도도계(Oyster Conductivity meter)로 측정하였다. 시료의 pH는 휴대용 pH 측정기(Model HI9024, HANNA Instrument)로 측정하였다[12].

2.8.2. 생화학적 산소 요구량(BOD). BOD는 BOD Trak II[TM] 장비(HACH Company, Loveland, CO, USA)를 사용하여 호흡계 방법으로 측정했습니다[13]. 희석된 시료를 BOD병에 옮기고 5일 동안 20℃에서 시험병 내부의 외부 기압 변화를 방지하기 위해 기구를 밀봉하였다. 결과는 액정 디스플레이에 리터당 밀리그램(mg/l)으로 그래픽으로 표시되었습니다.

2.8.3. 화학적 산소 요구량(COD). 화학적 산소요구량은 강한 화학적 산화제를 사용하는 폐쇄환류법으로 측정하였다[14]. 본 연구에 사용된 산화제는 중크롬산칼륨(K[Cr2][O7])의 혼합물이었다. 마지막으로, COD는 HACH DR3900 분광광도계(HACH Company, Loveland, CO, USA)를 사용하는 비색법으로 측정하였다. 결과는 분광 광도계에 의해 mg/l COD로 표시되었습니다. 샘플 실제 COD가 범위보다 높으면 샘플을 희석했지만 실제 결과는 희석 배수로 곱했습니다.

2.8.4. 총 질소(TN). 총 질소는 모든 질소 화합물을 질산염으로 산화시켜 과황산염 분해 방법을 사용하여 측정했습니다[13]. 이것은 유기질소와 무기질소를 질산염으로 전환시키기 위해 105℃에서 알칼리성 산화에 의해 이루어졌다. 소화조의 질산염을 분석하여 총 질소를 결정했습니다. DR3900 분광광도계(HACH Company, Loveland, CO, USA)를 사용하여 mg/l N 단위로 측정하였다.

2.8.5. 총 인(TP). TP를 측정하기 위해 바나도몰리브-인산 비색 방법이 사용되었습니다[13]. 노란색의 강도는 인산염 농도에 비례합니다. 결과는 mg/l P[O4sup.3-] 단위로 DR3900 분광광도계(HACH Company, Loveland, CO, USA)로 읽었습니다. 총 P[O4-3]의 총 P로의 전환은 PO4-3에서 P의 분자량을 사용하여 계산하였다. 따라서 총(P[O4.sup.3-])(P[O4.sup.3-]으로서 mg/l) x 0.3263 = 총 P mg/l [15].

2.8.6. 총 고형물(TS), 총 부유 물질(TSS) 및 총 용존 고형물(TDS). 총 고형물, 총 부유 고형물 및 총 용해 고형물은 103-105℃의 온도에서 중량 측정 방법으로 측정되었습니다[13]. 전체 고형물의 경우, 깨끗한 도가니를 분석 저울(Kern PFP balance IBECOR, Germany)을 사용하여 칭량했습니다. 도가니 접시를 103℃의 오븐에서 1시간 동안 가열하고 식힌 다음 다시 무게를 쟀다. 이것을 초기 중량 B로 기록하였다. 각 샘플 50ml를 도가니에 넣고 수조를 사용하여 증발시켰다. 24시간 동안 증발시킨 도가니와 잔류물을 오븐에서 103℃에서 2시간 동안 건조시킨 후 데시케이터에서 냉각시키고 최종 중량 A를 취하였다. 총 고형분은 다음을 사용하여 추정하였다. 다음 공식:

TS (mg/L) = (AB)x100/시료의 부피(mL). (1)

TSS(Total Suspended Solid)는 사전 칭량된 여과지를 통해 샘플을 필터링하여 분석했습니다. 그런 다음 여과지를 103-105℃에서 건조했습니다. TSS는 다음 공식[13]을 사용하여 결정되었습니다.

TSS(mg/L) = (AB)x1000/샘플의 부피(mL), (2)

여기서 A 는 필터와 건조 잔류물의 무게이고 B는 여과지의 무게입니다.

총 용존 고형물(TDS)은 표준 유리 섬유 필터를 통해 여과된 잘 혼합된 샘플로 분석되었으며, 여액은 미리 계량된 접시(B) mg에서 증발 건조되었고 180[+ 또는 -] 2에서 일정한 무게로 건조되었습니다. 오븐에서 1시간 동안 [℃]로 가열한 다음 데시케이터에서 냉각하고 (A) mg을 칭량하였다. 접시 무게의 증가는 총 용해된 고형물을 나타냅니다. TDS는 다음 공식[14]을 사용하여 결정되었습니다.

TSS(mg/L) = (AB)x1000/시료의 부피(mL), (3)

여기서 A는 건조된 잔류물의 무게 + 접시, mg이고 B는 무게입니다. 접시, mg.

2.9. 발아 테스트. 오염물질 제거는 개별균주와 조합균주를 처리한 폐수의 발아시험으로 확인하였다. 이 테스트를 위해 비트 뿌리(Beta vulgaris)의 씨앗을 Buno Bedele Seed Enterprise에서 구입했습니다. 사탕무의 종자는 70%v/v 에탄올로 5분 동안 멸균한 후 멸균된 이중 증류수를 사용하여 반복 세척하였다. 멸균 플라스틱 페트리 접시는 이중층 Whatman 여과지 no. 각 처리에서 2회 복제 중 1회. 페트리 접시당 균일한 크기의 10개의 건강하게 처리된 종자를 사용했습니다. 둥근 여과지가 깔린 각 페트리 접시에 씨앗을 같은 거리로 뿌렸습니다. 그런 다음 씨앗이 있는 라벨이 붙은 각 페트리 접시를 5ml의 다양한 폐수 처리액으로 관개한 다음 25[+ 또는 -] 2℃에서 배양했습니다[16].

발아율, 평균 발아 시간(MGT) 및 묘목 길이와 같은 다양한 매개변수가 식물 성장의 다양한 시간 간격으로 기록되었습니다. 첫 번째 기록은 배양 12시간 후에 이루어졌고, 후속 기록은 배양 6일째까지 하루 간격으로 이루어졌다. 인큐베이터 내 위치로 인한 체계적 영향을 방지하기 위해 페트리 접시를 매일 무작위로 재배열했습니다.

2.9.1. 발아(%). 각 실험 세트에서 발아를 기록하고 총 발아를 계산하여 백분율로 표시했습니다[17]:

발아% = [합계]n/N, (4)

반면 n은 발아된 종자의 수이고 N은 파종된 종자의 총 수입니다.

2.9.2. 평균 발아 시간(MGT). 평균 발아시간은 각 롯트의 일일 카운트를 사용하여 계산하였다[17].

MGT = [summation]nx D/[summation]n, (5)

여기서 n은 i번째 시간에 발아한 종자의 수(누적수가 아니라 i번째 관찰에 해당하는 수), D는 발아 시작부터 일수 발아시험이며, [summation]n은 발아종자의 총수이다.

2.9.3. 묘목 길이(cm). 신초의 길이는 1차 잎의 기부에서 하배축의 기부까지 측정하였고 평균 신초 길이는 센티미터로 표시하였다. 뿌리 길이는 1차 뿌리 끝에서 하배축 기부까지 측정하였으며 평균 뿌리 길이는 센티미터로 표시하였다. 뿌리 길이와 싹 길이를 더하여 묘목 길이를 계산하여 센티미터로 표시하였다.

2.10. 데이터 분석. 통계분석은 SPSS 프로그램(SPSS; Version 20.0)을 이용하였다. 데이터는 각 개별 및 복합 처리의 성능 효율성을 비교하기 위해 95% 신뢰 수준에서 일원 분산 분석(ANOVA)을 통해 분석되었습니다. 평균 분리는 Duncan의 테스트에 따라 수행되었습니다.

3. 결과 및 논의

양조장 폐수로 오염된 양조장 폐수, 슬러지, 토양에서 총 40종의 다양한 형태적 특징을 가진 세균 분리주를 회수하였다. 40개의 분리주 중에서 가장 우수한 3개의 박테리아가 폐기물 처리 기술을 위한 잠재적 유기체로 선택되었습니다.

3.1. 선별된 잠재적 박테리아의 형태학적 및 생화학적 검사. 배양 특성, 형태학적 검사 및 생화학적 검사(Table 2)를 바탕으로 선택된 세균 분리주를 Aeromonas sp. (EF-01), 슈도모나스 sp. (SL-10), 바실러스 sp. (SO-25).

3.2. 처리 전후 양조장 폐수 분석. 처리 전과 후 양조장 폐기물의 모습은 그림 1에 나와 있습니다. 연구 결과에 따르면 배양 12일 후 오염 물질에 대한 측정 매개변수가 감소하고 제거 효율(%)이 증가했습니다.

pH 및 EC 값이 약간 증가했습니다. 처리 전후의 오염물질 매개변수 값을 표 3에 나타내었다

. 이들 3개의 개별 분리주 및 이들의 조합에 대한 오염물질 제거 효율(%)을 표 4에 나타내었다. 개별 분리주로부터 Bacillus sp. TN을 제외한 모든 매개변수에서 오염물질 제거 효율이 높았다. 조합 처리에서 유사하게 가장 높은 제거 효율은 조합 2에서였습니다.

3.2.1. pH 및 EC에 대한 접종의 효과. 연구 결과는 모든 처리에서 pH 값이 증가했음을 입증했습니다(그림 2). pH 값은 모든 처리에서 6.81과 8.56 사이였습니다. 대조 처리의 값은 모든 처리보다 유의하게(p < 0.05) 낮았습니다. 개별 분리주 중에서 Pseudomonas (SL-10)를 접종한 유출수의 pH 값(pH = 8.22)이 모든 처리에 비해 가장 낮았다(p < 0.05). 그러나 가장 높은 값(p<0.05)은 Aeromonas sp.를 접종한 유출수에서 측정되었다. (EF-01) (pH = 8.48). 모든 조합 처리의 pH 값은 다른 모든 개별 분리 처리보다 상당히 높았습니다(p < 0.05)(표 3).

Choudhary 등이 수행한 연구. [18]은 처리된 유출수의 pH 증가가 유기물을 분해하는 미생물의 활동이 있음을 시사한다는 것을 보여주었습니다. 유사하게, Paramita et al. [19]는 단백질과 유기 질소가 암모늄(N[H4])으로 분해되면 pH가 상승하고 알칼리성이 된다고 말했습니다. Anggraeni et al. [20]은 또한 Cronobacter sp. 균주, Pseudomonas fluorescens 및 Aeromonas sp. 양조장 폐수로 오염된 토양에서 분리한 세균은 오염물질을 감소시켰으나 미생물의 활동으로 pH값을 증가시켰다. Gaikwadet al. [21] 또한 Pseudomonas와 actinomycetes가 복잡한 폐수의 오염 매개변수를 감소시키지만 pH 값은 증가한다고 보고했습니다.

pH와 유사하게 모든 처리의 EC 값은 모든 분리주에서 약간 증가했습니다(그림 3). EC 값은 모든 처리에 대해 3.31~3.67mS/cm 범위였습니다. 처리 빗 2는 다른 모든 처리와 비교하여 유의미한(p < 0.05) 차이가 있는 3.67mS/cm의 값으로 높은 EC를 가졌습니다.

용액의 전도도는 존재하는 모든 이온의 농도에 따라 달라집니다. 농도가 높을수록 전도성이 커집니다. EC 값의 상승은 pH 값에서 관찰된 증가(즉, [OH-]/[H+] 이온의 증가)와 관련되어 궁극적으로 EC 값의 증가를 야기했습니다.

산성 용액의 경우 pH가 낮을수록, 즉 [H+] 농도가 높을수록 전도도가 커집니다. 따라서 강산성 또는 강염기성 용액은 높은 전도도를 갖게 됩니다[22]. 모든 처리에서 pH 값은 에티오피아 표준 한계(6-9) 값을 충족했지만 어느 것도 EC(20°C에서 1000μs/cm)를 충족하지 못했습니다.

3.2.2. BOD 및 COD 감소. 현재 연구의 결과는 3개의 개별 분리주와 이들의 2개의 혼합 조합에서 BOD 및 COD 값의 감소를 보여주었습니다(표 3). 배양 12일 후, 모든 처리는 BOD 및 COD 값이 각각 71 mg/l ~ 365 mg/l 및 219 mg/l ~ 753 mg/l 범위였습니다. BOD의 최소 감소는 Aeromonas sp. (EF-01) 그러나 조합 치료에서 최대 감소가 기록되었습니다(표 3). 바실러스 sp. (SO-25)는 각각 0일에서 12일까지 다른 모든 세균 분리주와 비교하여 BOD를 1380 mg/l에서 221 mg/l로, COD를 3243 mg/l에서 562 mg/l로 상당히 감소시켰습니다. COD의 최대(219 mg/l) 감소는 3개의 조합된 박테리아 분리물로 접종된 폐수에서 기록되었습니다.

양조장 폐기물의 BOD 및 COD 배출에 대한 에티오피아 표준 한도는 각각 60mg/l 및 250mg/l입니다. 모든 처리에서 세 가지 조합(콤 2)으로 처리된 샘플만이 COD 값에 대한 에티오피아 표준 한계를 충족했습니다. 이사회의 경우 모두 에티오피아 기준 한도를 충족하지 못했습니다. 그러나 제거 비율/효율은 허용 가능했습니다.

그림 4(a)와 4(b)는 각 개별 분리주의 평균 BOD 및 COD 제거 효율을 보여줍니다. 제거효율은 BOD의 경우 73.55%~94.85%, COD의 경우 76.78%~93.25%였다. 개별 분리주에서 Bacillus sp.로 접종한 처리에서 측정된 최대(84%) BOD 제거. 그러나 Aeromonas sp.에서는 최소(73.55%)입니다. 치료. BOD 제거의 경우 모든 개별 분리주와 이들의 조합이 대조군과 비교하여 통계적으로 유의한(p<0.05) 차이를 보였다. 마찬가지로 Bacillus sp.에 의해 엄청난 COD 제거가 기록되었습니다. (82.67%), 슈도모나스 sp. (SL-10)(79.61%) 및 Aeromonas sp. (76.78%) 각 개별 분리주와 대조군 간에 유의한 차이(p < 0.05)가 있습니다.

BOD와 COD 모두에서 최대 제거 효율은 각각 94.85%와 93.25%의 세 가지 혼합 조합에 의해 기록되었습니다. 연구 결과는 배양 기간이 연장됨에 따라 세균 ​​분리주로 접종된 유출수에서 BOD 및 COD의 감소가 증가함을 나타냅니다. 마찬가지로 Metcalf와 Eddy[23]는 폐수에 포함된 유기물이 BOD 및 COD 농도를 감소시킬 수 있는 호기성 미생물 대사의 기질 역할을 한다고 보고했습니다.

Hidayah와 Shovitri[24]에 따르면 미생물은 배지에 존재하는 영양소의 유형에 따라 다른 미생물과 영양분을 놓고 경쟁하는 능력을 기반으로 생존할 수 있습니다. Autochthonous 미생물은 기원에 따라 환경과 영양에 더 빨리 적응할 수 있습니다. 더 빨리 적응할 수 있는 미생물은 폐기물에 포함된 유기 물질을 효율적으로 분해할 수 있습니다[25]. Pseudomonas는 오염물질을 분해할 수 있는 흔한 세균이지만[20], 현재 연구에서는 다른 분리주와 비교할 때 그렇게 효율적이지는 않습니다. 슈도모나스(Pseudomonas) 종에 의한 양조장 폐수 처리에서 높은 COD 감소가 보고되었습니다[26].

또한, Mongkolthanaruk 및 Dharmsthiti [27]에 따르면 Pseudomonas aeruginosa, Bacillus sp. 및 Acinetobacter calcoaceticus를 포함하는 혼합 세균 배양이 지질이 풍부한 폐수 처리에 사용되었습니다. 마찬가지로 Surti [28]는 Pseudomonas aeruginosa, Bacillus subtilis, Enterobacter aerogenes의 박테리아 균주와 이들 세 박테리아 균주의 혼합 배양이 제약 산업 폐수의 COD 감소에 사용된다고 보고했습니다.

3.2.3. 총 질소 제거 효율. 이 연구에서 결과는 평균 TN이 36 mg/l에서 41 mg/l 범위이고 개별 분리주에 대해 48.1%에서 56.7%의 제거 효율을 보였다. 유사하게 조합 처리의 경우 TN 값은 60.76% ~ 77.21%의 제거 효율로 18 mg/l ~ 34 mg/l 범위였습니다(그림 5). 모든 분리주와 이들의 조합 처리의 질소 제거 효율은 대조군(박테리아 접종이 없는 경우)과 비교하여 유의한(p < 0.05) 차이를 보였다. 3개의 개별 분리주의 TN 제거 효율도 서로 유의미하게(p < 0.05) 상이하였다. 3개의 분리주 중에서 Pseudomonas sp. (SL-10)은 TN(56.7%)이 유의하게 제거되었고 Aeromonas sp.가 그 뒤를 이었습니다. (54.43%) 및 Bacillus sp. (48.1%).

TN의 가장 높은 제거 효율은 세 가지 조합의 분리주를 사용한 처리에서였습니다. 박테리아의 조합(컨소시엄)은 개별 분리주와 비교하여 처리된 폐수로부터의 총 질소 제거 효율에서 상당한(p < 0.05) 차이를 보였습니다. 이것은 오염 물질 제거에 대한 시너지 효과 때문일 수 있습니다.

양조장 폐기물의 TN 배출에 대한 에티오피아 표준 한도는 40mg/l입니다. 개별 분리주에 대한 TN 제거는 Aeromonas sp.의 양조장 폐수에 대한 국가 폐수 배출 기준 한도와 상대적으로 비슷합니다. (36 mg/l) 및 Pseudomonas sp. (SL-10)(35mg/l). 병용 치료의 경우 두 가지 모두 기준을 충족했습니다.

다른 오염물질 제거 매개변수와 비교할 때, 대부분의 탈질 종속영양세균은 불완전한 탈질소이기 때문에 모든 분리주의 TN 제거 효율은 다른 매개변수보다 낮았으며, 이는 생성된 아질산염의 추가 감소 없이 질산염을 아질산염으로만 환원시킬 수 있었습니다. 이는 불완전한 탈질 박테리아가 아질산염을 감소시키는 완전한 탈질제를 가능하게 하는 주요 아질산염 환원효소 효소가 부족하기 때문입니다[29]. 진정한 탈질 박테리아는 질산염과 아질산염을 모두 감소시킬 수 있었습니다. 슈도모나스 sp. 진정한 탈질제 중에서 우세합니다. Heterotrophic denitrifiers는 Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus 및 Thiobacillus와 같은 그램 음성 박테리아에서 일반적입니다.

유사하게, 그람 양성 박테리아(예: Bacillus) 중에서 소수의 호염성 고세균 미생물(예: Haloferax denitrificans)는 무산소 조건에서 대기 질소를 탈질화할 수 있습니다[30]. 또한, 기록된 종속영양 질산화가 가능한 박테리아의 순수 배양물은 Alcaligenes sp. 및 Pseudomonas putida[31]는 독립영양 탈질세균과 밀접한 관련이 있었다. 본 연구에서는 Bacillus sp., Aeromonas sp., Pseudomonas sp. 탈질 과정에 관여하는 지배적인 박테리아 종이었습니다.

또 다른 연구[32]에서도 Pseudomonas sp. 활성 슬러지 처리 중 탈질에 관여하는 우세한 종속 영양 박테리아입니다. 또한 Bhavan et al. [33]은 Bacillus sp. 및 슈도모나스 sp. 이 연구에서 지적한 바와 같이 폐기물 분해 능력을 보여주는 섬유 염료 유출물의 생물학적 정화 능력을 가지고 있습니다.

3.2.4. 총 인(TP) 제거 효율. TP의 제거 효율은 그림 6에 표시되어 있습니다. 세균 분리주를 접종한 처리의 TP 제거 효율은 42.17%에서 78.31% 사이였습니다. 최소 제거는 Aeromonas sp. (EF-01) 최대값은 조합 2에 기록되었습니다. TP 제거에서 세균 분리주와 대조군 사이에 통계적으로 유의한(p < 0.05) 차이가 있었습니다. 바실러스 sp. 유의한 차이(p < 0.05)로 다른 모든 개별 치료보다 제거율이 더 높았습니다.

모든 처리에서 가장 높은 TP 제거 효율은 TP 값이 12 mg/l인 조합 2에서 78.31%였습니다. 개별 분리주에 대한 TP의 농도와 폐수에서 이들의 조합은 TP에 대한 국가 폐수 배출 기준 한도(5mg/l)를 충족하지 못했습니다. 이것은 양조장 폐기물이 처리 전에 높은 TP 농도(55 mg/l)를 포함하기 때문입니다.

이 연구에서 Krishnaswamy et al. [10]은 Bacillus sp. 및 슈도모나스 sp. 합성 배지에서 인산염을 효율적으로 제거했습니다.

또 다른 연구[32]에서도 Pseudomonas sp. 및 Aeromonas sp. 활성 슬러지에서 폴리인산염으로 인을 축적할 수 있었습니다. 결과는 그람 음성균 중에서 Pseudomonas sp.와 같은 양조장 폐기물의 우세한 유기체임을 보여줍니다. 가장 높은 P[O.sub.4.sup.3-]를 축적합니다.

Brodisch와 Joyner의 연구[34]는 Streptococcus sp., Micrococcus sp. 및 Bacillus sp.와 같은 그람 양성 유기체를 제안했습니다. 상당히 높은 인산염 축적 능력을 보였다. Oumaima가 수행한 연구[15]에서 Pseudomonas aeruginosa, Moraxella lacunata 및 Alcaligenes denitrificans의 순수 균주는 폐수에서 인산염을 제거하는 데 놀라운 효율성을 보여주었고 혼합 박테리아 배양 균주가 폐수에서 인산염을 제거하는 데 성공적으로 사용될 수 있다고 결론지었습니다.

3.2.5. TSS, TS 및 TDS 제거 효율성. TSS, TS 및 TDS에 대한 각 개별 처리의 평균 폐수 제거 효율은 그림 7(a), 7(b) 및 7(c)에 나와 있습니다. 개별 분리주에서 Bacillus sp.로 처리한 샘플에서 더 나은 제거 효율이 기록되었습니다. TSS(80.5%), TS(70.18%) 및 TDS(68.81%)와 함께. 그러나 TSS 45.1%, TS(33.64%) 및 TDS(32.12%)의 무접종 처리에서 오염물질의 최소 제거가 관찰되었다. TSS, TS 및 TDS에 대한 선별된 세균 분리주의 제거 효율은 서로간에 그리고 대조군과 통계적으로 유의한(p < 0.05) 차이를 보였다.

결과는 3개의 혼합 박테리아 처리(콤 2)가 각각 90.3%, 88.5% 및 88.2%로 최대 TSS, TS 및 TDS 제거 효율을 가짐을 나타냅니다. 이는 세균 복합 처리의 시너지 효과가 효과적인 생분해를 위한 향상된 성능을 가져온다는 것을 보여줍니다. 이 연구에서 De Souza et al. [35]는 혼합 배양이 더 많은 역량을 갖고 독성 대사 산물에 대한 내성이 더 높기 때문에 서로 다른 속의 박테리아가 환경에서 함께 작동하고 대사 산물 상호 작용을 통해 생존할 수 있다고 보고했습니다.

슈도모나스와 바실러스는 양조장 폐기물 처리를 위해 흔히 알려진 박테리아입니다. Anggraeni 등이 수행한 연구. [20]은 Pseudomonas fluorescens와 Aeromonas sp. 맥주 폐수로 오염된 토양에서 분리하여 총 부유 물질(TSS)과 총 용존 고형물(TDS)을 줄입니다. 마찬가지로 Pseudomonas aeruginosa는 ​​폐수 처리, 총 부유 물질(TSS), 총 고체 물질(TS) 및 총 용해 물질(TDS) 분해에 사용할 수 있는 좋은 가능성을 보여줍니다[26]. 이것은 Pseudomonas sp.의 노폐물 분해능력을 보여준다. 이 연구에서 지적한 바와 같이.

마찬가지로 Pseudomonas sp.를 이용한 고무가공 유출수의 TSS, TS, TDS 감소. 증명되었다[36]. Gaikwad 등의 연구. [21]은 Pseudomonas, Bacillus, Staphylococcus 및 Streptomyces와 같은 다양한 박테리아 속의 미생물 컨소시엄을 사용하여 복합 폐수의 TSS, TDS, TS, BOD 및 COD를 최대로 감소시키는 것으로 나타났습니다. Safitri 등이 수행한 연구. [37]은 Bacillus pumilus, Bacillus subtilis, Bacillus coagulans, Pseudomonas putida, Bacillus licheniformis, Nitrosomonas sp.의 컨소시엄을 포함하는 처리에서 TSS 농도 감소가 가장 높은 것으로 나타났다.

3.3. 발아 테스트. 또 다른 흥미로운 관찰은 처리된 양조장 폐기물이 대조군에 비해 사탕무 종자의 발아를 향상시켰다는 것입니다. 사탕무 종자의 발아율, 유묘 길이(cm) 및 평균 발아 시간(MGT)의 평균 비교는 표 5에 나타내었다.

3.3.1. 발아율(%). 표 5는 비트 뿌리 종자의 발아율이 50%에서 100% 범위임을 보여줍니다. 그 결과 처리 전 폐수에 의한 종자의 발아율이 다른 것보다 유의하게 낮았다(p < 0.05). 최대 발아 퍼센트는 조합 처리에서였다.

처리되지 않은 폐기물과 처리된 폐기물의 종자 발아 차이는 처리되지 않은 폐수에 높은 수준의 독성 물질이 존재하기 때문에 처리된 폐수에 비해 처리된 폐수에 독성 화학 물질이 덜 존재하기 때문입니다[38]. 이 발견과 유사하게 Pandey et al. [39] 고농축 증류소 및 양조장 폐수는 종자 발아 및 옥수수와 벼 식물의 초기 성장에 억제 효과가 있음을 보여주었습니다. 유사하게, Ogunwenmo et al. [40] 처리된 양조장 폐수는 Amaranthus hybridus의 종자 발아를 향상시킨다고 보고했습니다. 또한, Yadav et al. [41]은 박테리아 컨소시엄으로 처리된 하수 폐기물이 이 연구에서 나타난 바와 같이 다양한 종자의 발아율과 묘목 성장을 증가시킨다는 것을 입증했습니다.

3.3.2. 평균 발아 시간(MGT). 모든 처리의 평균 발아 시간(MGT)은 3.1 내지 5.2일이었다(표 5). 최대 평균 발아 시간은 처리되지 않은 양조장 폐기물과 대조군에서 각각 5.2일과 5.0일이었습니다. 최소 평균 발아 시간은 콤 2로 처리한 폐기물에서 발아한 종자에서였다(3.1일). 유출수 농도가 증가함에 따라 식물의 평균 발아 시간 값이 증가하는 경향이 있는데, 이는 종자의 삼투압 관계를 방해하고 종자 발아를 지연시키는 유출수 내 총 고형물의 양이 많기 때문입니다.

Orhue 등이 실시한 연구. [42]는 처리된 양조장 폐수가 옥수수의 평균 발아 시간을 감소시킨다는 것을 보여주었습니다. Andleebet al. [43]는 제혁소 폐수가 엽록소 함량, 단백질, 탄수화물 함량 등과 같은 다른 매개변수와 함께 해바라기 매개변수의 성장을 감소시킨다는 사실을 발견했습니다. 유사한 관찰이 Manu et al. [38] 이 연구에서 지적한 바와 같이.

3.3.3. 묘목 길이(cm). 부화 6일 후 발아된 비트 종자의 묘 길이는 최소(2.3 cm) 및 최대(6.3 cm)였다. 최소 묘목 길이는 처리되지 않은 폐수에서 발아된 종자에 이어 대조 처리되었습니다. 최대 발아는 빗 2(ACD)를 분리한 다음 빗 1(CD)의 세 가지 조합에서 발생했습니다. 처리되지 않은 폐수에는 폐수의 총 고형물과 같은 많은 양의 독성 물질이 포함되어 있기 때문입니다. 그 결과 발아한 종자가 말라 버렸습니다[38].

현재 연구와 일치하여, 더 높은 농도에서 증가된 총 용존 고형물의 양으로 인한 묘목(뿌리 및 새싹) 길이의 감소는 다른 곳에서 입증되었습니다[44,45]. 이것은 폐수에 존재하는 일부 영양소가 필수적이지만 고농도에서는 위험하다는 사실과도 관련이 있을 수 있습니다. 따라서 처리된 폐수로 관개된 식물은 본 연구에서 나타난 바와 같이 더 높은 발아율, 묘목 길이 및 더 낮은 평균 발아 시간(MGT)을 나타냅니다.

4. 결론

양조장 폐수 생물 처리 실험으로 얻은 결과를 바탕으로 Aeromonas sp. (EF-01), 슈도모나스 sp. (S L-10) 및 Bacillus sp. (SO-25)는 양조장 폐기물에서 pH, EC, BOD, COD, TN, TP, TSS, TS 및 TDS와 같은 오염 매개변수를 감소시킬 수 있었습니다.

이 연구에서 최대 오염 물질 제거는 폐기물 분해에 대한 시너지 효과를 나타내는 모든 매개 변수에 대해 결합된 박테리아 분리주로 접종된 양조장 폐수에서 발생했습니다. 그 결과 Aeromonas sp.로 처리된 양조장 폐기물도 밝혀졌습니다. (EF-01), 슈도모나스 sp. (SL-10), 바실러스 sp. 그들의 혼합 컨소시엄은 향상된 발아 매개 변수를 보여주었습니다.

일반적으로, 본 실험의 처리 성능으로부터 본 연구로부터 생성된 데이터가 대체 폐수 처리 기술로서 강력한 박테리아 분리물의 사용에 대한 통찰력을 제공할 수 있다는 결론을 내릴 수 있다.

따라서 이 실험 시스템을 대규모 작업 단위로 개발하는 것은 폐기물 처리를 위한 매력적인 대체 기술을 제공합니다.

https://doi.org/10.1155/2018/9745198

이해 상충

저자는 이해 상충이 없음을 선언합니다.

감사

의 글 저자는 이 연구에 자금을 지원한 Heineken International Brewery SC와 Wollega University에 감사드립니다.

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Temesgen Oljira(ID), (1,2) Diriba Muleta(ID), (3) 및 Mulissa Jida(ID)(1,4)

(1) 에티오피아 네켐테에 있는 울레가 대학교 생물학과 미생물학 및 미생물 생명공학 대학원 프로그램

(2) 에티오피아 월카이트에 있는 월카이트 대학교 생명공학과 산업 생명공학 유닛

(3) 아디스아바바 대학교 생명공학 연구소 환경 생명공학 유닛 , Addis Ababa, Ethiopia

(4) Environmental Biotechnology Directorate, Ethiopian Biotechnology Institute, Addis Ababa, Ethiopia

서신은 Temesgen Oljira에게 보내야 합니다. galataaoljirraa@gmail.com

2017년 8월 26일 수신; 2017년 10월 26일 수락됨, 2018년 2월 11일 발행

학술 편집자: Yau Hung Chen