DEPHANOX 공정 내 알루미늄 첨가에 따른 질소 및 인 제거 효율 평가 Nitrogen and Phosphorus Removal Efficiency of Aluminum
Usage in DEPHANOX Process
이 범․박노백**․전동걸*․허태영***․전항배*,†
Beom Lee․Noh-Back Park**․Dong-Jie Tian*․Tae-Young Heo***․Hang-Bae Jun*,†
(주)선진엔지니어링․*충북대학교 환경공학과
**국립농업과학원 기후변화생태과 ․***충북대학교 정보통계학과
SunJin Engineering ＆ Architecture
*Department of Environmental Engineering, Chungbuk Natianal University
**Department of Climate charge ＆ Agroecology Division, National Academy of Agricultural Science
***Department of Information Statistics, Chungbuk National University
(2011년 10월 24일 접수, 2012년 5월 29일 채택)Abstract : Removal of total nitrogen (T-N) and total phosphorus (T-P) was evaluated in a DEPHANOX process by adding Al(III) to the separator to maintain T-P in the final effluent below 0.2 mg/L. pH in each reactor was maintained 7~8 after addition of Al(III) to the levels of 5, 10, 15 mg/L. The removal efficiency of COD and T-N decreased at higher Al(III) dose, but T-P removal efficiency increased from 76.28 to 84.02, 94.66% at Al(III) dose of 5, 10, 15 mg/L, respectively. T-P in effluent showed 0.17 mg/L at Al(III) dose of 15 mg/L. Minimum 15 mg/L of Al(III) was required to maitain T-P below 0.2 mg/L in the final effluent.
Key Words : DEPHANOX Process, Aluminum Coagulant, COD Removal, T-N Removal, T-P Removal
요약 : 본 연구는 DEPHANOX 공정내 분리조에 Al(III) (Al2(SO4)3·17H2O)를 주입하여 유출수의 T-P 농도를 0.2 mg/L 이하로 유지하기 위한 주입량을 도출하고 Al(III) 첨가에 따른 질소 및 인 제거 효율을 평가하였다. 반응조 내에 Al(III)을 5, 10, 15 mg/L주입하여도 pH와 알칼리도 저감에 대한 영향은 나타나지 않았으며 반응조 내의 pH는 7~8 사이로 유지하였다. 응집제의 주입량이 증가할수록 유기물과 T-N 제거효율은 감소하였으나, T-P 제거효율은 주입량이 5, 10, 15 mg/L로 증가할수록 76.28, 84.02, 94.66% 증가하였다. Al(III)주입량 15 mg/L에서 유출수의 T-P 농도는 0.17 mg/L로 관찰되어 유출수의 T-P 농도를 0.2 mg/L 이하로 유지하기 위한 Al(III)의 주입량은 최소 15 mg/L 이상임을 확인하였다.
주제어 : DEPHANOX공정, 알루미늄 응집, 유기물제거, T-N제거, T-P제거
1. 서 론
수역 및 하천의 부영양화는 조류성장의 제한 영양소인 질 소, 인 등의 무기영양염류가 증가하여 발생되는데,1,2) 수역 의 부영양화를 억제하기 위해 하수처리과정에서 질소와 인 을 제거하여 하수처리장 방류수내 영양염류를 관리하고 있 다. 그러나 김범철 등3)에 의하면 우리나라 대부분의 하천 및 호수와 같은 폐쇄성 수역의 부영양화 결정인자는 인이 며, 질소는 자연 배경농도가 높기 때문에 부영양호내 조류 의 억제에 기여하지 못하여 수계내 인의 유입 억제를 위해 환경기초시설에서 인 제거효율을 높이는 것이 효과적이라 고 보고하였다. 하수처리장 방류수의 인 농도 기준이 하수 처리 공법 선정에 중요한 인자로 알려져 있고, 이러한 인을 제거하기 위해 하․폐수처리에서 많은 기술들이 개발되어 왔다.4) 인을 제거하기 위한 대표적인 방법으로는 물리․화 학적 방법과 생물학적 방법으로 나눌 수 있는데, 물리․화 학적 처리공정은 처리 효율이 우수하여 많은 기술들이 정 립되어 있다.5,6) 그러나 생물학적 인 제거 공법은 운전 및 조
작이 어렵고, 처리수내 잔류 인 농도를 1.0 mg/L 이하로 유 지하기에 많은 어려움이 있는 것으로 알려져 있다.7) 또한 국내 고도처리 도입 시 인 제거 보다는 생물학적 질소제거에 초점이 맞추어져 있고, 처리 공법이 유입수의 특성을 반영 하지 못하기 때문에 인 제거 효율이 낮은 문제점을 가지고 있다.
2012년 1월 1일부터 적용되는 공공하수처리시설의 방류 수 수질기준이 현재 2.0 mg/L에서 0.2 mg/L로 대폭 강화되 어 현재 생물학적 처리 공정을 도입하고 있는 하수처리장 에서는 추가적인 인 제거 대안이 시급한 실정이다.8) 인의 농 도 기준이 낮은 선진국의 경우 인 제거효율을 증대하기 위해 화학적 처리공법을 선별적으로 채택하고 있는데,3) 생물학적 처리로는 인 처리에 한계가 있기 때문에 생물학적 처리의 중 간단계에 알루미늄염을 첨가하여 슬러지의 인 흡착력을 증 대하거나 고도처리 후 화학적 처리를 병행하고 있다.9) 따라 서 향후 강화된 인 기준을 만족하기 위한 고효율의 인 제거 는 생물학적 처리와 화학적 처리의 병행이 필요한데, 화학적 처리는 기존의 하수처리시설에 간단한 추가 설비로 고효율
Fig. 1. The schematic diagram of DEPHANOX process (The configuration of DEPHANOX process (① Anaerobic contact reactor;
② Sludge and settleable organic matter seperation; ③ Nitrification reactor packed with media; ④ Anoxic reactor (Denitrification);
⑤ Post-aeration tank; ⑥ Final settler).
의 인 제거가 가능하며 급격한 유입수질 변동에 능동적으로 대처할 수 있는 장점을 가지고 있다.8) 화학적 처리를 위한 응집제의 일반적인 주입 위치는 생물학적 처리 공정 전단 (pre-precipitation), 생물학적 처리 공정 내 주입(simultaneous precipitation) 그리고 처리 후 주입(post-precipitation)으로 구 분된다.10) 이 중 생물학적 처리 공정 내 응집제의 직접 주입 은 전단에 주입하여 인을 제거하는 것보다 적은 양의 응집 제가 주입되며, 후단에 주입하는 방법보다는 추가시설이나 부지사용 측면에서 경제적인 방법으로 알려져 있다. 박상민 등11)은 소규모 하수처리공정에서 전(前)응집, 후(後) 생물학 적 공정을 적용하고 동시 질소, 인을 제거하고자 하였는데, 하수원수에 화학적 처리를 도입하여 TP를 80% 이상 제거 하였고, 후속 생물학적공정에 영향을 미치지 않는 alum 주 입량은 40 mg/L라고 하였다. 또한 도시 하수내 화학적 인 제거를 위한 응집제 종류 및 최적 응집제 주입률, 공정 운 전방법 등12)이 제시되고 있으며, 공정내 생물학적 및 화학적 동시 인 제거를 위한 모델13~16) 및 온라인 공정제어를 통한 생물학적 및 화학적 인 제거 거동17) 등 공정내에서 인 제거 효율을 향상시키기 위한 연구와 화학약품 주입에 따른 생물 학적 인 제거 저해영향 및 화학적, 생물학적 인 제거의 경쟁 관계 등을 보고하였다.18,19)
한편, 생물학적 영양염류 처리공정인 DEPHANOX 공정20) 은 인과 질소제거를 위해 유기물 이용을 극대화할 수 있고, 흡착조로부터 유기물이 흡착되어 질산화조에서 질산화박테 리아가 종속영양미생물과의 경쟁에서 우위를 차지할 수 있 는 점에서 매우 효율적인 생물학적 처리 공정으로 알려져 있 다. DEPHANOX 공정은 혐기접촉조, 분리조, 질산화조, 탈 질조, 재폭기조, 무산소조, 재폭기조, 최종침전조로 구성되어 있는 2중 슬러지(two-sludge)공정으로서 외부질산화(external nitrification)조에서 유동성 담체(Linpor)나 부상여재를 사용 하여 질산화박테리아를 농축배양하기 때문에 겨울철 낮은 온도와 짧은 수리학적 체류시간에서도 암모니아성 질소제거 효율 저하가 거의 없으며 유입되는 독성물질에도 질산화반 응을 수행하는데 있어 다른 공정보다 영향을 덜 받는 장점
을 가지고 있지만 그동안 DEPHANOX 공정에서 질소제거 효 율향상에 관한 연구21)와 무산소 인 섭취(anoxic phosphorus uptake)에 관한 연구22,23)등 일부 연구가 진행되었다.
따라서 본 연구에서는 DEPHANOX 공정내 화학적 처리를 도입하여 질소, 인 제거효율을 평가하고, Al(III)계 응집제인 alum (Al2(SO4)3·17H2O) 주입에 따른 생물반응의 영향을 관 찰하였다.
2. 실험재료 및 방법
2.1. 원수성상
본 연구에 사용된 원수는 C시에 위치한 하수종말처리장 에서 1차 침전지로 유입되는 도시하수를 채수하여 사용하 였으며, 부유물질의 영향을 최소화하기 위해 700 µm의 체 (sieve) 거름을 통하여 균일화하였다. 유입하수의 총화학적 산소요구량(TCODCr)은 평균 192 ± 20 mg/L이었고, 용존성 유기물(SCODCr)은 약 73 ± 18.3 mg/L로 나타났다. 총질소(T- N)와 암모니아성 질소(NH4+-N)는 각각 33.0 ± 1.4, 23.7 ± 0.71 mg/L이었으며, 유입원수의 C/N(TCOD/TN)비는 약 5.8 수준이었다. 원수내 인(T-P)은 3.3±0.3 mg/L이었고, 기타 성 상은 Table 1과 같다.
Table 1. Characteristics of the settled raw sewage (n=50)
Parameters Range Average
pH 7.2~7.7 7.5±0.16 (STDEV)
CODCr (mg/L) TCODCr 141.0~241.0 192.0±20.0
SCODCr 58.5~98.5 73±18.3
SS (mg/L) 116.0~168.0 147.0±27.8
T-N (mg/L) 29.9~35.5 33.0±1.4
NH4+-N (mg/L) 20.9~26.5 23.7±0.71
T-P (mg/L) 2.8~4.0 3.3±0.3
PO43-
-P (mg/L) 2.0~3.1 2.4±0.2
Table 2. Operation conditions of DEPHANOX process
Parameter Anaerobic Separator Oxic (media) Anoxic Reaeration Settling
① ② ③ ④ ⑤ ⑥
Q (L/day) 60
Volume (L) 1.94 4.6 5.47 5.63 1.46 9.77
HRT (hr) 5.8
SRT (day) 10
Temp. (℃) 20 ± 1
Return ratio (%) 30
DO (mg/L) - - 4.0~4.5 - 2.0~2.5 -
Al (III) dose (mg/L)
Run 1 Run 2 Run 3 Run 4
- 5 (0.18 mM) 10 (0.36 mM) 15 (0.54 mM)
2.2. 실험장치 및 운전조건
본 연구에서 실험실 규모(lab scale) DEPHANOX 공정을 구성하여 실험에 사용하였다. 사용된 반응조의 구성은 Fig.
1과 Table 2에 나타내었는데, 이 중 질산화 반응조(Fig. 1-③) 에 여재를 충진하여 부착성장미생물에 의한 질산화 반응을 유도하고자 하였다. 질산화 반응조의 여재는 직경 1.5 cm, 높이 1.7 cm의 stainless 재질로 밀도는 8.0 g/cm3, 표면적은 114 m2/m3이었고, 반응조내 94% 충진하였다. 질산화 반응조 (Fig. 1-③) 및 재폭기조(Fig. 1-⑤)는 송풍기를 이용하여 공 기를 주입하였는데 재폭기조의 용존산소(Dissolved Oxygen, DO) 농도는 2.0~2.5 mg/L, 질산화조의 용존산소농도는 4.0~
4.5 mg/L로 유지하였다. 분리조(Fig. 1-②) 및 최종 침전조 (Fig. 1-⑥)는 반송슬러지 농도를 일정하게 유지하기 위해 약 5 rpm으로 교반하였고, 분리조 침전슬러지 30% 정도는 무 산소조로 반송하였으며, 최종침전조의 침전슬러지 30%는 혐 기성 접촉조로 반송하였다. 무산소조(Fig. 1-④) 및 혐기성 접 촉조(Fig. 1-①)에서는 반송슬러지와 유입수의 접촉을 원활 하게하고 반응조내 사영역(dead space)을 방지하기 위해 교 반기를 설치하여 약 50 rpm으로 운전하였다. 반응조의 유입 유량은 60 L/day로 펌프를 이용하였고, 수리학적체류시간 (hydraulic retention time, HRT)은 5.8 시간, 고형물체류시간 (solid retention time, SRT)은 10일로 하였으며, 20℃ 상온에 서 운전하였다. 인 제거를 위해 사용된 응집제는 정수공정에 서 일반적으로 널리 사용되는 Al(III)계 황산알루미늄(Alum, Al2(SO4)3․17H2O)을 이용하였으며, 응집제 주입 위치는 분 리조(Fig. 1-②)내에 주입하였다. 반응조의 운전은 응집제를 주입하지 않은 Run 1과 응집제를 5, 10, 15 mg/L 단계적으 로 주입한 Run2~Run4로 운전하였으며, 기타 반응조 상태 및 운전조건은 Table 2와 같다.
2.3. 분석방법
질산염(NO3--N), 인산염(PO43--P) 등의 음이온 농도는 이 온크로마토그래피(Metrohm modular, Switzerland)를 이용하 여 측정하였으며, 용존산소 농도와 pH는 각각 DO meter (YSI 5000, USA), pH meter (Thermo orion model 420A+)를 사용하였다. CODCr은 standard methods24)의 closed reflux법
으로 측정하였고, 암모니아성 질소는 Nessler법(NH4+-N Dis- tillation method, HACH, USA)을 이용하여 측정하였으며, MLSS 등 기타 항목은 standard method24) 및 공정시험법을 이용하여 분석하였다. 그 외 각 응집제 주입량에 따른 생물 반응조에 대한 영향을 알아보기 위해 분산분석(Analysis of Variance, ANOVA)을 이용하였다. 평균 비교를 위한 분산 분석의 귀무가설(null hypothesis)은 각 응집제 주입량 0, 5, 10, 15 mg/L에 따라 생물반응조의 평균 차이가 존재하지 않다는 것이고, 대립가설(alternative hypothesis)은 평균 차 이가 통계적으로 유의하다는 것이다. 분산분석을 통해 계 산된 p-값이 유의수준(α = 0.05)보다 클 경우 귀무가설은 기 각되지 못하며, 반대로 작을 경우에는 귀무가설이 기각되어 평균의 차이가 존재함을 알 수 있다.
3. 결과 및 고찰
3.1. 유기물 및 pH 거동
Al(III) 주입량 변화에 따른(Run 1, 2, 3, 4) DEPHANOX 공정 내 TCODCr 변화 거동은 Fig. 2에 나타낸 바와 같다.
공정 내 유입 TCODCr의 농도는 192 ± 20 mg/L이었으며, 운
Fig. 2. CODCr concentration of influent, separator and effluent at different operation modes.
Fig. 3. pH range in each reaction step at different operation modes.
전온도 20℃, HRT 5.8 hr에서 Al(III)을 각각 0, 5, 10, 15 mg/L을 분리조 내에 주입한 결과 유기물 평균 농도는 각각 65 ± 8.2, 61 ± 8.1, 57 ± 7.8, 60 ± 6.3 mg/L로 유입수 대 비 제거효율 또한 각각 63.39, 70.50, 69.04, 70.24%로 나타 났다. 이는 분리조 내 응집제 주입 위치인 center well에서 응집을 위한 충분한 G·T값이 만족되지 않아 유기물 제거 거 동에 큰 영향을 미치지 않은 것으로 판단된다.
Table 3. Results of ANOVA for COD according to coagulant in- jection
Variable F-value P-value Reject?
Raw water 1.381 0.26 Do not reject Separator 2.533 0.0682 Do not reject
Effluent 11.89 <0.0001 Reject
하지만 최종유출수의 경우 유기물 제거효율은 각각 94.61, 94.54, 92.45, 91.65%로 응집제 주입률이 증가할수록 유기물 제거효율은 감소되는 것으로 나타났다. 이는 중금속인 Al(III) 의 독성작용에 의해 미생물 대사활동이 저해 받아 나타난 것 으로 판단된다. 신동희 등25)은 생물반응조 내 Alum 주입 시 Alum 주입률 증가에 따라 유출수 내 잔류 유기물 농도는 Alum 주입 전에 비해 1.6배 증가한다고 보고하였다. 본 연 구에서는 보다 과학적인 분석을 위해 분산분석을 이용하여 응집제 주입률이 각 반응조에 미치는 영향이 통계적으로 유의 한지를 확인하였다. 그 결과 원수 및 분리조 모두 P-value 가 0.05 이상으로 유의수준 α = 0.05에서 응집제 주입량이 유의 하지 않은 것으로 나타났으나, 유출수 경우에는 원수 및 분 리조와는 달리 통계학적으로 평균의 차이가 유의한 것으로 나타났다(Table 3).
Fig. 3은 연속 운전 기간 동안 운전조건에 따른 반응단계 별 pH 변화를 상자그림으로 나타낸 것이다. 상자그림(Box plot)은 변수의 관측값에 대한 분포를 확인하기 위해 사용되 며 상자그림의 사각형의 밑변과 윗변은 각각 자료의 1사분 위수(25%)와 3사분위수(75%)를 의미한다. 사각형 안의 선 은 자료의 중앙값(median)이며, 작은 원으로 표시된 자료들 은 이상치를 의미한다. 이와 같은 상자그림을 통해 각 운전 조건별 자료의 분포를 쉽게 확인하고 운전조건이의 변화에 따라 자료의 형태를 파악할 수 있다는 장점을 가지고 있다.
각 운전조건별(Run 1~4) 평균 pH는 각각 유입수(7.45, 7.47, 7.47, 7.43), 분리조(7.47, 7.53, 7.56, 7.49), 혐기성조(7.47, 7.53, 7.56, 7.49), 질산화조(7.06, 7.02, 7.06, 7.00), 무산소조 (7.31, 7.32, 7.37, 7.36), 유출수(7.47, 7.53, 7.56, 7.49)로 분석 되었다.
또한 pH에 따른 분산분석 결과에서는 유출수, 혐기성조, 질산화조 및 무산소조 모두 P-value가 0.05 이상으로 응집제 주입량이 pH의 변화에 유의하지 않는 것으로 나타났다. 그 러나 응집제가 주입되는 분리조과 유출수의 경우 P-value가 모두 0.05 보다 작아 유의수준 α = 0.05에서 응집제 주입량 증가가 통계학적으로 평균의 차이가 유의한 것으로 나타났 다(Table 4). 따라서 연속 운전 기간 동안 운전조건에 따른 반응단계별 pH 분석결과는 상기의 결과와 일치하며 최종 유 출수는 응집제 주입에 영향을 받는 것으로 응집제 주입량이
Table 4. Results of ANOVA for pH according to coagulant in- jection
Variable F-value P-value Reject?
Raw water 0.53 0.664 Do not reject Anaerobic 1.611 0.199 Do not reject
Separator 2.81 0.0495 Reject
Oxic (media) 3.26 0.0771 Do not reject
Anoxic 2.169 0.104 Do not reject
Reaeration 0.29 0.832 Do not reject
Effluent 4.814 0.00527 Reject
늘어날수록 pH는 감소하였다.
질산화 반응조의 경우 Nitroso-bacteria 및 Nitro-bacteria에 의한 질산화 반응식 (1)에 의한 H+이온 생성으로 인해 평균 pH는 응집제 주입량 증가에 따라 약간 감소되는 것으로 판 단되며, 무산소조의 경우 가장 일반적이고 가장 널리 분포된 Pseudomonas 종이 탈질 반응식 (2), (3) 과정에서 수중의 H+ 이온을 전자수용체로 사용함으로써 평균 pH는 7.31, 7.32, 7.37, 7.36으로 약간 증가된 것으로 판단된다. 또한 분리조 의 경우에는 Al(III)의 수화반응에 의해 pH가 감소될 것으 로 예상되었으나, 도시하수 내 알칼리도가 높고(170 mg/L as CaCO3) 주입된 응집제의 양(5~15)이 적어 공정 내 pH는 7 내외로 안정적으로 운전된 것으로 판단된다.
NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ +H2O (1) 0.20NO3- + 1.2H+ + e- → 0.1N2 + 0.6H2O (2) 0.33NO2- + 1.33H+ + e- → 0.67H2O + 0.17N2 (3)
3.2. 질소제거 거동
Fig. 4는 분리조에 Al(III)을 주입한 DEPHANOX 공정의 각 반응조별 유출수에서 NH4+-N 제거 거동을 통계적으로 분석하여 나타낸 것으로 각각의 조건(Run 1~4)에서 NH4+-N 의 평균 제거율은 94.09, 90.94, 87.66, 87.20%로 나타났다.
공정의 단계별로 media가 충진된 호기성 필터(filter) 형태로 운전되는 질산화 반응조의 암모니아성 질소의 농도가 가장 낮은 수준이었고, 후폭기조의 영향에도 불구하고 최종 유출 수의 암모니아성 질소의 농도는 약간 증가되어 배출되는 것 으로 나타났다. DEPHANOX 공정에 화학적 처리를 도입하 지 않은 Run 1은 응집제를 주입한 Run 2~4에 비해 질산화 효율이 가장 높은 것으로 나타났는데, 이는 응집제에 의한 질산화반응의 저해 현상으로 판단된다. 분산분석 결과에서 도 응집제 주입량이 많을수록 각 반응조에 크게 영향을 미치 는 것으로 나타났다(Table 5).
질산화반응조에 사용된 여재는 stainless 재질로 표면이 매 끄러운 형태로 과도한 미생물의 부착을 방지할 수 있어 기존 의 다공성 여재와는 달리 과도한 미생물 증식과 부착된 미 생물 내부의 혐기화에 의한 수질악화 문제를 유발시키지 않 을 것으로 판단된다. 여재의 내산(H2SO4 5%) 및 내알칼리 (NaOH 5%) 실험에서 여재의 갈라짐이나 부풀음 현상은 관 찰되지 않았다. 또한, 여재를 수중에 침지시킨 후 27개 항목 (Cr, P, Al, Cu, Pb, As, Fe, Sb, B, K, Si, Ba, Mg, Sn, Bi, Mn, Ti, Ca, Mo, Cd, Na, Zn, Co, Ni, Hg, Se)에 대한 무기원소 정 량분석 결과 각 항목별로 불검출 되어 하․폐수 처리시 여재 가 수중에 침지되어 있어도 무기원소의 용출에 따른 2차오염 의 영향은 발생되지 않았다.
Run Run
Run Run
Run Run
Run Run
Fig. 4. NH4+
-N profiles in each reaction step at different operation modes.
운전기간 동안 Run 1, Run 2, Run 3 및 Run 4의 원수, 분 리조 및 최종 유출수의 T-N농도와 제거율을 Fig. 5에 나타내 었다. 운전기간(Run 1~4) 동안 반응조 유입 T-N농도는 33.0 ± 1.4로 거의 일정하게 유입하였으며, 분리조 유출수내 운전조
건(Run 1~4)별 T-N 농도는 각각 20.1 ± 1.18, 19.96 ± 0.88, 20.78 ± 1.3, 20.58 ± 0.97 mg/L로 응집제 주입에 따른 영향 없이 거의 유사하게 유출되었다. 그러나 최종 유출수의 운 전조건별 T-N 농도는 8.0 ± 0.78 (Run 1), 8.58 ± 0.41(Run 2),
Table 5. Results of ANOVA for NH4+-N according to coagulant injection
Variable F-value P-value Reject?
Raw water 1.671 0.186 Do not reject
Anaerobic 4.721 0.00583 Reject
Separator 3.966 0.0134 Reject
Oxic(media) 32.2 <0.0001 Reject
Anoxic 23.93 <0.0001 Reject
Reaerator 48.69 <0.0001 Reject Effluent 95.83 <0.0001 Reject NH4+-N 99.41 <0.0001 Reject
Fig. 5. TN profules in influent, separator and effluent at different operation modes.
9.79 ± 0.53 (Run 3), 10.13 ± (Run 4)로 응집제 주입률이 증 가 할수록 최종유출수 내 T-N 농도는 증가되었는데, Run 1의 T-N 제거효율은 76%이었고, Run 2, Run 3, Run 4의 평균 T-N 제거효율은 73.88, 70.90, 68.52%로 나타났다.
또한 분산분석을 이용하여 응집제를 주입하지 않은 Run 1 과 Run 2~4를 서로 비교분석한 결과 응집제 주입 후 질소 제거효율은 점차 감소되는 것으로 응집제 주입이 T-N 제거효 율에 유의한 것으로 나타났다(Table 6). 평균 T-N 제거율로 보았을 경우 약 10% 정도 감소하는 것으로 나타났다. 그 뿐 만 아니라 응집제 주입에 따라 암모니아성 질소 및 질산성
Table 6. Results of ANOVA for TN according to coagulant in- jection
Variable F-value P-value Reject?
Raw water 1.078 0.368 Do not reject Separator 1.289 0.289 Do not reject TN removal 25.85 <0.0001 Reject
Ammonia
Removal 99.41 <0.0001 Reject
Nitrate Removal 67.04 <0.0001 Reject Effluent 29.66 <0.0001 Reject
질소의 제거효율도 저해를 받는 것으로 나타났는데, 이는 반응조 내 금속염의 농축이 질산화 미생물에게 제한인자로 작용한 결과로 판단된다. 최송휴 등26)의 연구결과에 의하 면 응집제를 생물반응조에 직접 투여할 경우 Al(III)의 농 도가 12.6 mg/L 이상에서 질산화 및 탈질 미생물에 독성으 로 작용한다고 보고되었으며, 김관엽 등27)은 생물반응조 내 Al(III) 주입량을 20 mg/L로 운전하였을 경우 Al(III)주입이 없는 조건에서 TN 제거율은 64.8%이었고, Al(III) 주입 후 58.8%로 낮아진다는 연구결과를 보고하였다. 이는 성장속 도가 느리고 외부 환경조건에 민감한 질산화 미생물이 응 집제 주입(금속염)으로 저해작용을 받아 나타나는 것으로 보 고되고 있다. 또한, 응집제 주입에 있어서 반응조 내의 pH 와 알칼리도가 낮아짐에 따라 질산화에 영향을 미치는 것 도 고려해 본다면, 본 연구에서 운전기간동안 질산화 반응 조 내의 평균 pH가 7.03 (6.86~7.18)으로 유지된 것으로 보아 pH와 알칼리도의 영향은 아닌 것으로 판단된다.
3.3 인(T-P)제거 거동
운전기간 동안 각 운전조건(Run 1~4)에서 유입수, 분리조, 최종 유출수의 T-P 거동은 Fig. 6에 나타낸 바와 같다. Run 1의 원수 및 분리조, 최종유출수의 T-P는 각각 3.37 ± 0.22, 6.72 ± 0.43, 1.20 ± 0.09 mg/L로 최종 제거효율은 약 64.71
%로 나타났다. Run 1의 분리조 T-P 농도는 Phosphorus Ac- cumulating Organisms (PAOs)의 인 방출에 의해 유입수 T-P
Fig. 6. TP profiles in influent, separator and effluent at different operation modes.
농도보다 2배정도 증가되었다. 운전조건 Run 2~4에서 유입 수 T-P 농도가 3.23 ± 0.22, 3.21 ± 0.35, 3.34 ± 0.31 mg/L일 때 분리조 유출수의 T-P 농도는 2.48 ± 0.48, 1.41 ± 0.14, 0.88
± 0.09 mg/L로 응집제 주입 후 생물학적 인 방출은 관찰되 지 않아 생물학적 인제거 보다 화학적 인 제거 반응이 우위 에 있는 것으로 판단된다. 그러나 최종 유출수의 T-P 농도는 0.77 ± 0.12, 0.52 ± 0.07, 0.17 ± 0.05 mg/L이며 운전조건별 T-P 제거효율은 76.28, 84.02, 94.66%로 응집제를 주입하지 않았을 경우보다 높은 수준의 인 제거효율을 나타내었다. 박 재로 등28)의 연구결과에 의하면 혐기성 반응조에 alum을 주 입하였을 시 주입량에 따라 90% 이상의 T-P 제거효율 보고 하였으며, 김현구29)는 응집제를 생물반응조에 주입하였을 때 최대 92.4%의 제거효율을 나타내어 본 연구와 유사하였다.
그러나 분리조의 경우 alum 5 mg/L을 주입하였을 경우 T-P 농도가 50% 정도 감소하였고, alum을 10, 15 mg/L로 증가 하였을 경우 80% 정도 감소하는 것으로 나타났는데, 이는 응집제 주입 직 후 생물학적 인제거와 화학적 인제거의 경쟁 관계30)에서 화학적 처리가 우위에 있는 것으로 판단된다. 결 과적으로 생물학적 동시 질소, 인 제거 공정인 DEPHANOX 공정에서 인 제거 효율을 증가시키기 위해 화학적 처리를 도 입하였을 때, 응집제 주입 농도의 증가에 따라 높은 인 제거 효율을 기대할 수 있으나, 생물학적 인 제거 반응이 제한되 는 것을 관찰할 수 있었다.
상기의 결과를 토대로 DEPHANOX 공정에서 화학적 인 제거가 효과적으로 사용될 수 있다는 결과를 나타내고 있다.
그러나 화학 첨가에 따른 금속염의 흡착 및 농축에 따라 유기물 및 질소 제거에 있어서 미생물의 저해인자로 작용할 수 있고, 응집제 주입률의 증가로 무기슬러지 발생 등 총 슬러질 발생량이 증가될 수 있으며, 또한 생물학적 인 제거 반응이 제한적일 수 있기 때문에 응집제 주입효과에 대한 추 가 연구가 요구된다.
4. 결 론
본 연구에서는 담채를 사용하여 겨울철 낮은 온도와 짧은 수리학적 체류시간에도 처리효율이 우수하고 유입 하수의 C/N비에 큰 영향을 받지 않는 DEPHANOX 공정 내 분리조 에 Al(III)계 응집제인 황산알루미늄을 주입하여 하수의 유 기물, 질소 및 인의 제거 거동을 관찰하였으며, 이에 대한 결 론은 다음과 같다.
1) DEPHANOX 공정내 Al(III)을 0, 5, 10, 15 mg/L 주입 하여 연속 운전 실험 결과 질산화 반응에 의한 알칼리도 소 모에 의해 질산화조에서의 평균 pH는 운전조건별로 7.06, 7.02, 7.06, 7.00으로 나타났으며, 무산소조에서 탈질 반응이 일어나는 동안 알칼리도가 생성되기 때문에 각각의 운전조 건에서 7.31, 7.32, 7.37, 7.36로 응집제를 주입하여도 pH와 알칼리도 저감에 대한 영향은 크지 않았으며, 반응조 내의
pH는 7~8 사이로 유지가 가능하였다.
2) 연속실험에서 Al(III)을 주입하여 운전한 결과 Al(III) 을 주입하지 않은 조건에서는 94.61%의 유기물 제거효율을 나타내었지만, 주입량을 5, 10, 15 mg/L로 증가하였을 시 각 각 94.54, 92.45, 91.65%의 제거효율을 나타내어 응집제의 주입량이 증가할수록 유기물 제거효율은 감소하였다.
3) DEPHANOX 반응조 내 Al(III) 주입량을 0, 5, 10, 15 mg/L로 주입한 결과 최종 유출수의 총질소(T-N) 농도는 각 각 8.00, 8.58, 9.79, 10.13 mg/L, 제거효율은 76.00, 73.88, 70.90, 68.52%로 Al(III) 주입량을 5, 10, 15 mg/L로 증가할 수록 제거효율은 각각 2.12, 5.10, 7.48% 낮아졌으며, 질산 화율은 94.09, 90.94, 87.66, 87.20, 탈질률은 76.68, 72.15, 69.17, 63.73%로 감소함을 확인하였다.
4) DEPHANOX 반응조 내 Al(III) 주입량을 0, 5, 10, 15 mg/L으로 주입한 결과 유출수의 총인(T-P) 농도는 각각 1.20, 0.77, 0.52, 0.17 mg/L, 제거효율은 64.71, 76.28, 84.02, 94.66
%로 Al(III) 주입량을 5, 10, 15 mg/L로 증가할수록 제거효 율은 각각 10.80, 18.62, 29.88% 증가하였다. DEPHANOX 반응조에 유출수의 T-P농도를 0.2 mg/L 이하로 낮추는데 필 요한 Al(III)의 주입량은 최소 15 mg/L로 나타났다.
사 사
본 연구는 2010년도 충북대학교 학술연구지원사업의 연구 비 지원에 의해 수행되었습니다.
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