浸漬嫌気性動的膜バイオリアクターを使用した廃棄物活性汚泥消化の強化: 性能、汚泥の特性、微生物群集

Scientific Reports volume 6、記事番号: 20111 (2016) この記事を引用

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1 オルトメトリック

メトリクスの詳細

嫌気性消化 (AD) は廃棄物活性汚泥 (WAS) 処理において重要な役割を果たします。しかし、従来の AD (CAD) プロセスは、特に固形分が少なく嫌気性生分解性が低い WAS の処理には大幅な改善が必要です。ここでは、前処理なしでWASの濃厚化と消化を同時に行うための浸漬嫌気性動的膜バイオリアクター（AnDMBR）を提案します。長期運転中、AnDMBR は CAD プロセスと比較して、スラッジ削減の強化とメタン生成の改善を示しました。さらに、AnDMBR で生成されたバイオガスには、CAD プロセスよりも高いメタン含有量が含まれていました。安定な炭素同位体の特徴により、AnDMBR プロセスにおける複合メタン生成経路の発生が解明され、水素栄養栄養性メタン生成経路が総メタン生産に大きく寄与しました。また、AnDMBR では有機物の分解が促進され、微生物にとってより好ましい基質が提供されることもわかりました。パイロシーケンスにより、細菌群集にはプロテオバクテリアとバクテロイデスが、古細菌群集にはメタノサルシナとメタノサエタが豊富に存在し、これらがAnDMBRシステムで重要な役割を果たしていることが明らかになりました。この研究は、AnDMBR テクノロジーを使用した WAS の消化の強化に光を当てました。

廃棄物活性汚泥 (WAS) は廃水の生物学的処理プロセス中に生成され、適切に対処しないと二次汚染物質となる可能性があります。 WAS の処理と廃棄は、下水処理施設 (WWTP) の運営コストの最大 50% を占めており、世界中の都市下水管理の課題となっています 1,2。 WAS 処理では、汚泥量の削減、バイオガス生成、病原体破壊などの利点がある嫌気性消化 (AD) が魅力的です 2。しかし、従来の AD (CAD) プロセスにはいくつかの欠点があり、その広範なアプリケーションを妨げています。例えば、WAS の体積を減らすために、AD プロセスの前にスラッジの濃縮が必要です。さらに、水力滞留時間 (HRT) は固体滞留時間 (SRT) と同じであるため、蒸解釜の容積が大きくなり、CAD プロセスの運用が柔軟ではなくなります。一方、WAS は、特に長い SRT を備えた生物学的処理システムでは、細胞残留物や浮遊不活性物質の蓄積により、一次汚泥に比べて嫌気性生分解性が比較的低く 3,4、これも AD 性能に悪影響を及ぼします。

AD の性能を向上させるために、拡張顆粒スラッジブランケット (EGSB)5 や嫌気性膜バイオリアクター (AnMBR)1,6 などのいくつかの高速 AD プロセスが提案されています。 EGSB 技術の場合、汚泥の造粒は複雑かつ要求が厳しく、WAS は廃水とは異なり、嫌気性造粒体の性能に影響を与える可能性があります5。 MBR プロセスは、フットプリントの削減、同時の増粘と消化、および SRT1 からの HRT の分離という点で、CAD プロセスよりも優れています。膜の効率的な固体/液体分離により微生物が十分に保持されるため、汚染物質の分解が促進されます7。最近、精密濾過/限外濾過 (MF/UF) 膜を備えた AnMBR システムが WAS 消化に適用されています。 Dagnew ら 8 は、外部管状膜を使用してポリマーを添加した濃厚 WAS (総固形分 17.0 g/L) をパイロットスケールの嫌気性蒸解釜で処理し、HRT 15 日および SRT 30 日で揮発性固形分の約 48% の減少率を観察しました。同様の揮発性固体破壊率 (45 ～ 51%) は、膜流束 1.3 ～ 3.5 L/(m2 h) での濃厚 WAS の消化に外部 AnMBR システムを使用した Xu ら 9 によって報告されています。しかし、AnMBR プロセスの主な欠点は、MF/UF 膜の膜流束が低いことと膜ファウリング率が高いことです6。さらに、外部膜の構成は高い循環速度によってファウリングが制御されるため、エネルギー消費が大きくなり、激しいポンプせん断によりメタン生成活動も阻害される可能性があります6,10。

AnMBR プロセスでは、ケーキの形成が膜の汚れの主な原因となり、濾過性能に悪影響を及ぼします 11。ただし、膜表面でのケーキの形成は、動的膜 (DM) ろ過と呼ばれる反対側のろ過操作に有益な場合があります 12、13、14。その場で堆積したケーキ層、すなわち DM 層は、支持体材料ではなく固液分離を達成します。したがって、サポート材料は、高価な MF/UF 膜の代わりに、メッシュ、布地、その他の安価な材料で作ることができます13。さらに、物理的洗浄は DM の透過性を回復するのに十分であるため、長期の運転中に化学洗浄剤を使用する必要がありません 15。 DM 技術を組み合わせることで、嫌気性動的膜バイオリアクター (AnDMBR) プロセスは AnMBR システムの不足に対処できるようです。

DMBR は、都市廃水 16、高強度合成廃水 17、埋立地浸出水 18 の処理に適用され、成功しています。しかし、WAS 治療のための AnDMBR 技術に関する研究は非常に限られています。前回の出版物では、WAS 消化用の AnDMBR システムが正常に起動されました 19。廃水処理プロセスと比較して、WAS 消化システムははるかに高い固形物濃度の下で操作されるため、DM ろ過のパフォーマンスに課題が生じる可能性があります。現在まで、WAS 消化のための AnDMBR のパフォーマンスに関する体系的な研究が明らかに不足しています。

したがって、現在の研究では、WAS 治療のための AnDMBR システムの長期パフォーマンスを調査することを目的としました。この研究の目的は次のとおりです。(1) AnDMBR と CAD の間の消化パフォーマンスを比較すること。 (2) 消化汚泥の特性を特徴付ける。 (3) 生化学的および微生物の分析を通じてメカニズムを解明する。

飼料汚泥の嫌気性生分解性は、AD の性能に影響を与える重要な要素です。この研究では、WAS の嫌気性生分解性を特定するために生化学的メタンポテンシャル (BMP) 試験が実施されました 4,20。私たちの研究におけるWASの最大メタン生成は、199.5±6.4mL/gVSSaddedでした（補足図S1を参照）。入手可能な文献 4 に記載されている WAS の他の BMP (206 ～ 427 mL/gVSSadded) と比較して、本研究の BMP 値は低レベルであり、飼料 WAS の嫌気性生分解性が比較的低いことを示しています。

AnDMBR と CAD のパフォーマンスを 200 日間監視しました (図 1 および 2)。図 1A に示すように、AnDMBR 中の VSS 濃度は CAD プロセスの VSS 濃度の 4.0 倍であり、AnDMBR が汚泥濃縮の機能を持っていることを示唆しています。一方、AnDMBR では 50.8 ± 6.8% という揮発性懸濁物質 (VSS) の減少率が達成され、CAD よりも高く (図 1B)、システム内の VSS 破壊が改善されたことを示しています。結果は、AnDMBR プロセスが WAS の濃厚化と消化を同時に達成できることを実証しました 8。 AnDMBR 中の可溶性化学酸素要求量 (SCOD) 濃度は CAD の 1.7 倍であり (図 1C)、AnDMBR が汚泥の加水分解を促進する可能性があることを示しています 21。揮発性脂肪酸 (VFA) 分析により、酢酸塩が最も主要な成分であり、全 VFA の 90% 以上を占めていることが実証されました。しかし、両方の系の酢酸塩濃度は低く（図1D）、生成されたVFAがメタン生成に急速に利用されたことを示唆しています。汚泥の消化後、大量のアンモニアが生成されました（補足図S2を参照）。 AnDMBR のアンモニウム濃度は平均 172.7 mg/L で、CAD よりわずかに高かった。しかし、他の文献で報告されているように、AD プロセスを阻害する可能性がある閾値 200 mg/L よりはまだ低いです 22。

AnDMBR および CAD プロセスのパフォーマンス。

(A) 反応器内の VSS 濃度、(B) VSS 減少率、(C) 反応器内の SCOD 濃度、(D) 反応器内の酢酸濃度。エラーバーは標準偏差を表します (VSS、VSS 減少率、SCOD については n = 30、酢酸塩については n = 19)。

AnDMBR および CAD プロセスにおけるメタン生成。

図 2 に示すように、AnDMBR のメタン生成量は 0.15 ± 0.05 L/(L 反応器 d) であり、CAD のメタン生成量よりもはるかに高かった。 AnDMBR の除去された VSS に基づく比メタン生成量は 0.27 ± 0.07 L/gVSSremoved であり、これも CAD でのメタン生成量 (0.02 ± 0.02 L/gVSSremoved) よりもはるかに高かった。 AnDMBR でメタン生成が増加した理由を説明するために、2 つのシステムで汚泥の比メタン生成活性 (SMA) 試験を実施しました。酢酸塩と H2/CO2 は、それぞれ酢酸破砕性メタン生成菌と水素栄養栄養性メタン生成菌の活性を評価するための SMA テストの基質として選択されました。補足表 S2 に示すように、AnDMBR の酢酸塩と H2/CO2 に基づく SMA 値は両方とも CAD の SMA 値よりも高かった。 SMA 値は、メタン生成菌の相対存在量に関連している可能性があります。これについては、「微生物分析」セクションで説明します。 AnDMBR プロセスにおけるバイオマスのより高いメタン生成活性により、AnDMBR のメタン生成の強化が実証されました。 AnDMBR では、SRT から HRT が分離されるため、高体積の固体負荷を実現できます。同じ SRT 操作において、短縮 HRT 下の AnDMBR システムの固体負荷は CAD プロセスの 5 倍でした (0.17 kgVSS/m3 d)。このようにして、システム内の消化に十分な基質が提供され、メタン生成の改善に貢献しました。さらに、AnDMBR でのバイオガス再循環は、膜ファウリングを制御するだけでなく (次のセクションで説明するように)、追加の混合効果 23 も提供し、飼料スラッジと活性バイオマス間の相互作用を促進し、物質移動を強化して WAS 消化性能をさらに向上させました。

AnDMBR では、総メタン生産量の増加に加えて、バイオガス中の高いメタン (CH4) 含有量も観察されました。このシステムでは、バイオガスには 72.0 ± 8.2% の CH4 が含まれており、これは文献 2 で報告されている AD プロセスよりも高かったです。したがって、AnDMBR システムからのバイオガス中の CH4 の割合が大きいほど、エネルギー回収の可能性が高いことを示しました。 AnDMBR のバイオガス中の高いメタン含有量は、メタン生成経路と密接に関連している可能性があります。それらを特定するために、私たちの研究では安定した炭素同位体の特徴を分析しました（表1）。メタン生成経路は、見かけの分別係数 αc によって推定でき、αc 値が高いほど、総メタン生産に対する水素栄養性メタン生成経路の寄与が大きいことを示します。通常、αc > 1.065、αc < 1.025、および αc 約 1.045 は、それぞれ水素栄養性メタン生成、酢酸砕菌性メタン生成、および 2 つの経路の組み合わせを表します 24,25。表 1 から、2 つの AD プロセスの両方に複合メタン生成が含まれているが、AnDMBR では水素栄養経路がより重要な役割を果たし、その結果、システム内の CH4 含有量が増加し、CO2 含有量が減少したことが推測できます。

動的層形成が AnDMBR の濾過性能の鍵を握っています 11、13。ただし、DM 層が過剰に成長すると、膜貫通圧 (TMP) が急速に増加します。 DM の急速な増殖を制御するために、今回の研究では、AnMBRs26 の典型的な範囲である 17.6 ～ 65 m3/m2 h に該当する 37.5 m3/(m2 h) のスパージング強度のバイオガススパージングが採用されました。私たちの予備研究では、継続的なバイオガスのスパージングが DM の形成に大きな影響を及ぼし、その結果、排水の質が低下する (排水の濁度 > 1000 NTU) ことが示されました。したがって、長期運転における DM 層の形成と制御を容易にするために、断続的なバイオガススパージングモードが選択されました。さらに、断続的なバイオガス再循環モード (120 分間オフ、20 分間オン) では、同じバイオガス散布速度での連続散布と比較して、バイオガス再循環エネルギー消費が 85.7% 節約されました。

運転時間の関数としての膜間圧力（TMP）の変化を図3に示します。長期運転中、AnDMBRでは2つの透過モード、すなわち連続ろ過と間欠ろ過（10分間）が採用されました。吸引と 2 分間の一時停止)。どちらの濾過モードでも、TMP プロファイルは、初期のゆっくりとした TMP 増加とその後の短期間の急速な TMP 上昇を含む明らかな 2 段階の現象を示しました 18。 TMP 値の突然の増加は、特に廃水処理プロセスよりも汚泥消化システムの固形物濃度がはるかに高い場合、DM 層 16 の過剰成長と急速な圧縮が原因である可能性があります。 AnDMBRでは、混合液中のより大きな粒子は、両方の濾過モードでDM層によって効果的に拒否されました（補足図S3）。 2 つの濾過モードの流出液の濁度はそれぞれ 84.4 ± 60.8 NTU および 98.0 ± 66.6 NTU であり、流出液の濁度に有意差はありませんでした (t 検定で p = 0.40)。しかし、間欠濾過は連続濾過 (4.3 ± 1.3 日) と比較して長い運転サイクル (16.6 ± 8.0 日) を示し (図 3)、DM の急速な増殖を制御する利点を示しました。これは、間欠濾過モードでは、ポンプ吸引を一時停止したときの濃度勾配と表面せん断力により、膜汚染物質の一部が膜表面から拡散する可能性があるという事実に起因すると考えられます27。

AnDMBR の TMP と排水濁度の変動。

青い下向き矢印は、物理的な清掃が行われた場所を示します。

AD プロセスでは、汚泥の加水分解により細胞壁が破壊され、細胞外高分子物質 (EPS) が放出され、酸生成微生物に溶解有機物 (DOM) などの可溶性有機基質が提供されます2。したがって、汚泥フロック中の DOM および結合 EPS 含有量は、AD プロセスを特徴付ける重要な指標となります。 3 つの画分、つまり DOM、境界が緩い EPS (LB-EPS)、および境界が厳密な EPS (TB-EPS) の分布を図 4 に示します。さまざまな汚泥の LB-EPS と TB-EPS の含有量はいずれも、以下の順序に従いました。ＤＭＢＲスラッジ＜ＣＡＤスラッジ＜ＷＡＳである。 AnDMBR スラッジと WAS の EPS 含有量の差は、CAD スラッジと WAS の EPS 含有量の差よりも大きく、AnDMBR が強化された EPS 破壊を達成したことを示しています。一方、AnDMBR 汚泥中の DOM 含有量も CAD 汚泥よりも低く、電子供与体である EPS や細胞内高分子物質に由来する生成 DOM が原位置でバイオガス生成に効率的に利用されたことが示唆されました28。細胞外有機物の分解の改善は、AnDMBR プロセスにおける機能的な細菌の存在量の増加によって説明される可能性があります。これについては、「微生物分析」セクションで説明します。

汚泥サンプルの細胞外有機物分布。

(A) DOM。 (B) LB-EPS。 (C)TB-EPS。 PS、PN、HSはそれぞれ多糖類、タンパク質、フミン物質を表します。

DOM サンプルの蛍光特性も、励起発光マトリックス (EEM) と蛍光領域統合 (FRI) 分析を使用して調査されました (補足図 S4)。領域 II および IV の基質は高い生分解性を示しますが、領域 III および V の基質は低い生分解性を示します 29。 CAD と比較して、AnDMBR の DOM 画分では、領域 II および IV のより高いパーセンテージが領域 III および V のより低いパーセンテージとともに観察され、AnDMBR システムがその後の嫌気性微生物の代謝にとってより好ましい基質を提供したことを示しています。これは、AnDMBR でメタン生成が強化された理由も部分的に説明します。

WAS 処理では、通常、AD の次のステップは脱水です。本研究では、正規化毛細管吸引時間 (CSTn)30 に基づいて汚泥脱水特性を比較しました。補足図S5に示すように、AnDMBRとCADの汚泥サンプルのCSTn値は統計的な差を示さなかった（t検定でp = 0.65）。これは、AnDMBR汚泥がCAD汚泥と同様の脱水特性を示したことを意味します。さらに、DOM組成とCSTn値の関係を分析したところ、DOM中のタンパク質含有量がCSTn値と有意に関連していることがわかり（補足図S6）、これは汚泥の脱水性に及ぼすDOMタンパク質含有量の顕著な影響を示しています31。 2 つの AD システムの DOM 画分のタンパク質量が類似していること (t 検定で p = 0.95、図 4A) は、消化汚泥の CSTn 結果を説明できる可能性があります。

WAS 消化のための微生物群集を解明するために、3 つの汚泥サンプルの細菌および古細菌ドメインについて合計 6 つのライブラリーを構築しました。補足表 S1 にリストされているように、汚泥サンプルのカバレッジ値は細菌群集と古細菌群集の両方で 0.98 より大きく、最も一般的な系統発生グループがライブラリーで検出されたことを意味します 32。チャオ指数とシャノン指数は、WAS 消化中に細菌の多様性の減少と古細菌の多様性の増加を示しました。

細菌群集では、プロテオバクテリアとバクテロイデスが消化汚泥サンプル中で最も優勢な 2 つの門であり (図 5A)、これらは他の AD システムでも報告されています 33,34。プロテオバクテリアは、広範囲の高分子を分解できます 33。タンパク質分解細菌として知られるバクテロイデスは、タンパク質の分解に関与し、アミノ酸を酢酸に発酵させることができます 32。 AnDMBRプロセスでは、プロテオバクテリアとバクテロイデス属がより大きな割合を占めており、これが有機物分解の改善を説明している可能性があります（図4）。これらの門の中で、プロテオバクテリアが最も高いランクにあり、5 つの下位区分 (すなわち、アルファ、ベータ、ガンマ、デルタ、およびイプシロン) の分布を図 5B に示します。ベータプロテオバクテリアは消化汚泥サンプル中で最も優勢なクラスであり、有機物分解の中核グループを構成すると報告されています 32。 AnDMBR 中のベータプロテオバクテリアの相対存在量が高いことは、その分解性能の向上を裏付ける可能性があります。さらに、ベータプロテオバクテリアはプロピオン酸塩、酪酸塩、酢酸塩を利用する微生物群集で優勢であることも報告されており 35、これは両方の AD システムにおける VFA 濃度の低さに関連している可能性があります (図 1D)。一方、アルファプロテオバクテリアに属するロドバクター属などのバイオ水素生成細菌 36 が本研究で観察され、水素栄養栄養性メタン生成などの多彩なメタン生成経路がアルツハイマー病の過程で起こる可能性が示唆された。

細菌コミュニティ。

(A) 門レベル。 (B) クラスレベルでのプロテオバクテリアの下位区分。相対存在量は、その分類群に属する配列の数をサンプルあたりの配列の総数 (%) で割ったものとして定義されます。相対存在量の 1% 未満を占める門はその他とみなされます。

さまざまな古細菌群集の類似性を説明するために、相違度 0.03 の OTU に基づいて 3 つの汚泥サンプルに対してベン分析を実施しました (図 6A)。観察された OTU の総数は 112 で、そのうち 26 OTU (23.2% を占める) が 3 つの汚泥サンプルで共通でした。 CAD スラッジと比較して、AnDMBR スラッジは多数の固有の OTU を示し、WAS と共有する OTU の数は少なくなりました。 AnDMBR システムでは古細菌群集がより大きく変化したようです。さらに、2 つの AD プロセス間のペアごとの統計的比較が属レベルで実行されました (図 6B、C)。 AnDMBR の 2 つの主要なメタン生成属は、Methanosarcina と Methanosaeta でした。メタノサルシナは、AnDMBR の属レベルでの読み取り総数の 46.4% を占めました。 Methanosaeta は AnDMBR では 2 番目に多い属であり、CAD では最も多い属でした。比較すると、AnDMBR には、統計的に顕著な点で、CAD よりも豊富なメタノサルシナと、それほど豊富ではないメタノサエタが含まれていました。メタノサルシナは、高レベルのアンモニウムや塩、pH ショック、有機過負荷などのストレス要因に耐えることができる強力なメタン生成菌として報告されています 37。したがって、AnDMBR システムの長期運用中に、Methanosarcina が他の脆弱な属を圧倒する可能性があります。さらに、AnDMBR のメタノサルシナとメタノサエタの相対存在量の合計は CAD よりも高く、これは SMA の結果と一致しています (補足表 S2)。

古細菌のコミュニティ。

(A) OTU に基づくベン図 (距離 3%)。 (B) 系統属の相対存在量。 (C) 相対存在量間の差異の統計分析。相対存在量は、その分類群に属する配列の数をサンプルあたりの配列の総数 (%) で割ったものとして定義されます。

Methanosarcina 属と Methanosaeta 属は、メタン生成のために異なる種類の基質を消費します 38。メタノサルシナは、酢酸、H2、CO2、メタノール、ギ酸塩などのさまざまな有機基質を利用することができ37、これがAnDMBRにおける複合メタン生成経路（無酢酸分解性と水素栄養性）の発生を裏付けています。一方、Methanosaeta は酢酸破砕性メタン生成菌であり、その相対存在量が高いため、CAD における酢酸破砕性メタン生成が優勢になる可能性があります。 2 つの AD システムの古細菌群集 (図 6B、C) は、表 1 に示すメタン生成経路の同定に対応します。

今回の研究では、AnDMBR プロセスは CAD プロセスよりも強化された WAS 消化パフォーマンスを示しました。 2 つの AD システムのエネルギーバランス分析 (補足情報セクション 2 および図 S7) では、CAD プロセスと比較して、正味エネルギー需要の約 37.3% が削減され、AnDMBR システムのエネルギー効率が向上していることが示されました。たとえば、毎日 2000 kg (乾燥汚泥) の余剰汚泥が生成される本格的な下水処理プラントでは、CAD プロセスの代わりに AnDMBR テクノロジーを使用すると、汚泥の消化が大幅に改善され、約 6.6 × 105 kWh の汚泥を節約できる可能性があります。年間正味エネルギー消費量 (補足情報セクション 2)。ただし、AnDMBR テクノロジーの実用化の前には、次の点でさらなる改善が必要です。最大の課題は、正味エネルギー生産がマイナスであることです（補足図S7）。反応器と供給スラッジの間の温度差により、加熱が総エネルギー消費量の最大の割合を占めます。この課題に対処するために、熱として放出されるメタン燃焼によって回収されたエネルギーの 65% を暖房エネルギー消費を補うために利用できます。加熱エネルギー需要を削減するために、周囲温度条件下での AnDMBR 動作の最適化を試みることもできます。エネルギーの考慮とは別に、超音波などの AD 前処理方法を採用して、AnDMBR プロセスの前に飼料スラッジの嫌気性分解性を改善することができます 40。

要約すると、嫌気性生分解性が低い WAS を処理するための浸漬 AnDMBR システムの長期パフォーマンスを調査しました。ＶＳＳ削減率５０．８％、比メタン生成量０．２７Ｌ／ｇＶＳＳ除去量を達成した。 CH4 含有量 72.0% の高品質バイオガスがシステムから生成されました。これは、安定同位体特徴分析によって明らかになった水素栄養栄養性メタン生成経路の寄与が大きいためと考えられます。 AnDMBR システムは、断続的なバイオガススパージングと断続的な濾過モードを使用することにより、効果的な濾過性能を示しました。さらに、AnDMBR は細胞外有機物の分解を促進し、CAD よりも有利な基質を提供しました。 AnDMBR の消化汚泥は CAD の消化汚泥と同様の脱水性を示しました。パイロシーケンスにより、細菌群集におけるプロテオバクテリアとバクテロイデスのより高い相対存在量が AnDMBR プロセスで観察されることが明らかになりました。これは、その強化された有機物分解に関連している可能性があります。古細菌群集では、メタン生成経路の特定によれば、Methanosarcina と Methanosaeta が AnDMBR でのメタン生成に関与する主要な属でした。 AnDMBR における WAS 消化性能の向上は、SRT からの HRT の分離、バイオガス再循環、高い有機固形物負荷、および誘導された独特の微生物群集によるものである可能性があります。

WAS を直接処理するための AnDMBR システムを図 7 に示します。曲陽下水処理場（中国、上海、北緯 31.3 度、東経 121.5 度）からの余剰汚泥をメッシュ（孔径 = 0.9 mm）を通過させた後、流入水として使用しました。。流入水 WAS の特性は次のとおりです: VSS 3.47 ± 0.82 g/L、SCOD 30 ± 17 mg/L、酢酸塩 3.5 ± 2.4 mg/L、アンモニウム 4.9 ± 5.2 mg/L、および CSTn 3.3 ± 0.5 s L/gTSS 。システム内の液面は、高架流入タンクを使用して制御されました。 AnDMBR システムは、完全に混合された嫌気性消化槽 (有効容量 67 L) と水中嫌気性動的膜反応器 (有効容量 2 L) で構成されています。この構成により、メイン蒸解釜を常に厳密に嫌気性に保ちながら、膜ゾーンでの膜の洗浄と交換が容易になりました。このシステムの HRT と SRT はそれぞれ 5 日と 20 日でした。ダクロンメッシュ（孔径＝３９μｍ）製の平板動的膜モジュールを膜ゾーンに取り付けた。蠕動ポンプを設置して、嫌気性消化槽からの汚泥を再循環率 300% で動的膜ゾーンに再循環し、別の蠕動ポンプを使用して動的膜モジュールから透過水を抜き取りました。流出流量は流量計によって制御された。膜貫通圧 (TMP) は圧力計を使用して毎日監視され、平均値が報告されました。バイオガス生成は、ガス圧力を 1 atm に維持した湿式ガスコレクター (LMF-1、Duoyuan Instrument Technology Co., Ltd.、中国) に収集されたバイオガスの量に従って測定されました。温度センサーによって制御される電気ヒーターを使用して、システムの温度を 35 ± 2 °C に維持しました。バイオガスは、汚れを制御するために膜表面を洗浄するために、間欠作動モード (120 分間オフ、20 分間オン) でダイヤフラムガスポンプ (KNF、ドイツ) を使用してリサイクルされ、ライザーゾーンの単位投影面積あたりのバイオガススパージング率は37.5 m3/(m2 h) に制御されます。動的膜モジュールは、約 15 L/(m2 h) の瞬間流量で動作しました。私たちの研究では、排水吸引ポンプの 2 つの動作モードが適用されました。 51 日から 117 日まで、膜面積 0.038 m2 で連続濾過を適用しました。 118 日から 200 日までは、断続的な濾過 (10 分間の吸引と 2 分間の休止) を採用しました。同じ HRT を維持するために、膜面積は 0.046 m2 に増加しました。 TMPが30kPaに上昇した時点で動的膜の物理洗浄を実施した。

AnDMBR プロセスの概略図。

一方、有効容積 5 L の実験室規模の従来の嫌気性消化 (CAD) リアクターを対照テストとして操作しました。 AnDMBR と同じ条件を保つために、撹拌速度と温度をそれぞれ 50 rpm と 35 ± 2 °C に設定しました。ＣＡＤの供給スラッジとしても上記のＷＡＳを使用した。 CAD プロセスでは、HRT と SRT は同一です1、2。したがって、AnDMBR の比較のために設定するには、5 日間と 20 日間の SRT (HRT) の両方が必要でした。しかし、5 日より短い保持時間では CAD での安定した消化には不十分であり、SRT が 20 日より短い場合、SRT の増加とともに消化性能が向上することが報告されています。したがって、より良い消化性能を達成するために、CAD の SRT (HRT) として 20 日を選択しました。この研究の実験の前に、2 つの反応器を 50 日間順応させました。

WAS の嫌気性生分解性を特徴付けるために、Angelidaki et al.20 によって報告されたプロトコールに従って BMP テストを実施しました。流入水の WAS および AnDMBR 汚泥サンプルをそれぞれ基質および接種材料として選択し、接種材料と基質の VSS 比は 141 でした。BMP 試験は 35 ± 2 °C で 3 回実施しました。一方、AnDMBRおよびCADにおけるバイオマスのメタン生成能力を評価するためにSMAを測定した。基質としてはそれぞれ酢酸塩と H2/CO2 を使用しました。 SMA 検査は、我々の以前の研究に従って 3 回実行されました 19。

細胞外有機物は、溶解有機物（DOM）画分と結合細胞外高分子物質（EPS）画分に分けられました。 DOM は以前の研究 42 に基づいて抽出されましたが、緩く結合した EPS (LB-EPS) および強結合 EPS (TB-EPS) を含む結合 EPS は Han ら 43 に従って抽出されました。 DOM と EPS の 3 つの主要成分、つまり多糖類、タンパク質、フミン物質 44 が測定され、汚泥サンプルの固形分含有量に正規化されました。多糖類はグルコースを標準基準とするアンスロン法により測定され45、タンパク質とフミン物質はそれぞれウシ血清アルブミンとフミン酸を標準基準とする改良ローリー法を用いて測定された44。

さらに、三次元励起発光マトリックス (EEM) 蛍光スペクトルは、発光分光分析 (F-4500 FL 分光光度計、日立、日本) を使用して取得しました。レイリー散乱とラマン散乱を部分的に除去した後、蛍光領域積分 (FRI) 法を適用して 5 つの励起 - 発光領域の割合を計算しました 46,47。

この研究では、さまざまなシステムの微生物群集構造を明らかにするために、454 のハイスループットパイロシーケンスが使用されました。流入水、AnDMBR および CAD の汚泥サンプルは、SRT を 3 回以上実行した後、反応器が定常状態の運転に達したとみなされる 180 日目に収集されました。微生物分析は、我々の以前の研究に従って実施されました19。パイロシーケンス手順は補足情報に記載されています。 2 つのサンプル間の分類のペアワイズ統計比較は、STAMP (アルファレベル 0.05 での両側ウェルチ t 検定) を使用して実行されました 48。

嫌気性消化では、安定炭素同位体分画によってメタン生成経路を定量化できます24。反応器が定常状態に達した後、AnDMBR と CAD のガスサンプルをガスサンプリングバッグで収集し、CH4 (δCH4) と CO2 (δCO2) の安定同位体特性を測定しました。同位体分析は、CP-poraplot Q カラム (25 m × 0.32 mm × 20 μm) を備えたガスクロマトグラフ (6890N、Agilent Technologies、米国) に接続された同位体比質量分析計 (Isoprime、GV、英国) を使用して実行されました。他の場所で報告されているプロトコルに準拠します49。

見かけの炭素分別係数 (αc) は、式 (1) 24 を使用して計算されました。

ここで、δCH4 とδCO2 は、総 CH4 と CO2 の 13C 同位体サインです。

可溶性化学的酸素要求量 (SCOD)、アンモニア態窒素 (NH4+-N)、全懸濁物質 (TSS)、および揮発性懸濁物質 (VSS) などの汚泥サンプルの分析パラメーターは、標準方法 50 に従って決定されました。流出液の濁度は、ポータブル濁度計 (2100Q、Hach Company、米国) によってテストされました。ガス組成（CH4 および CO2）は、熱伝導率検出器（TCD）を備えたガスクロマトグラフィー（6890N、Agilent、米国）を使用して測定しました。揮発性脂肪酸 (VFA) 組成 (本研究では主に酢酸塩) は、水素炎イオン化検出器 (FID) を備えたガスクロマトグラフィー (6890N、Agilent、米国) によって分析されました。毛細管吸引時間（CST）は、毛細管吸引タイマー（モデル 304M CST、Triton Electronics Ltd.、英国）によってテストされました。 CST 値はバイオマス濃度に関連しているため、公平に比較するために、CST 値を TSS 濃度で除算し、s L/gTSS31 の単位で正規化 CST (CSTn) として表しました。 SigmaPlot (バージョン 11.0、Systat Software, Inc.、米国) を使用して、対応のない両側 t 検定を適用して、アルファレベル 0.05 に関する 2 つのデータグループ (微生物データを除く) 間の差異を比較しました。

反応器の VSS 低減率は式 (2) に従って計算されました。

ここで、VSSRR は VSS 削減率 (%)、VSS0、VSS1、VSS2 はそれぞれ供給原料 WAS、消化汚泥、膜透過水の VSS 濃度 (g/L)、Q0、Q1、Q2 は供給原料の流量です。 WAS、消化汚泥、膜透過水それぞれ (L/d)。 CAD リアクトルの場合、VSS2 および Q2 の値はゼロに等しくなります。

この記事の引用方法: Yu, H. et al. 浸漬嫌気性動的膜バイオリアクターを使用した廃棄物活性汚泥消化の強化: 性能、汚泥の特性、微生物群集。科学。議員第6号、20111年。土井: 10.1038/srep20111 (2016)。

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この研究の財政的支援については、同済国家重点研究室資金（PCRRY14002）、上海ライジングスタープログラム（14QA1403800）、中央大学基礎研究基金に感謝します。

同済大学環境科学工学院、汚染制御と資源再利用の国家重点実験室、上海、200092、中国

ホングアン・ユー、ジウェイ・ワン、ジチャオ・ウー

中国環境科学研究院、北京、100012、中国

朱朝偉

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ZWW と ZCW が実験を考案し、設計しました。 HGY は実験を実施し、データを分析しました。 HGY、ZWW、CWZ が共同で原稿を執筆しました。

著者らは、競合する経済的利害関係を宣言していません。

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転載と許可

Yu、H.、Wang、Z.、Wu、Z. 他。浸漬嫌気性動的膜バイオリアクターを使用した廃棄物活性汚泥消化の強化: 性能、汚泥の特性、微生物群集。 Sci Rep 6、20111 (2016)。 https://doi.org/10.1038/srep20111

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受信日: 2015 年 11 月 11 日

受理日: 2015 年 12 月 24 日

公開日: 2016 年 2 月 1 日

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