Online ISSN: 2288-7253 DOI: http://dx.doi.org/10.14579/MEMBRANE_JOURNAL.2014.24.1.20
막결합 연속회분식 반응기를 이용한 농촌마을 하수의 고도처리
김 승 건⋅이 호 원
† 제주대학교 생명화학공학과(2014년 1월 5일 접수, 2014년 1월 21일 수정, 2014년 1월 24일 채택)
Membrane-Coupled Sequencing Batch Reactor System for the Advanced Treatment of Rural Village Sewage
Seung-Geon Kim and Ho-Won Lee†
Department of Chemical and Biological Engineering, Jeju National University (Received January 5, 2014, Revised January 21, 2014, Accepted January 24, 2014)
요 약: C/N 비가 낮은 농촌마을 하수의 고도처리를 위하여 0.4 µm의 세공크기를 갖고 있는 평막이 침지된 연속회분식 반응기를 사용하였다. 분말활성탄의 투입, 폭기량 및 유입 유기물 농도가 처리효율과 여과 성능에 미치는 영향을 조사하였다.
54 일 이내의 조업 초기에서는 C/N 비가 증가할수록 COD, T-N 및 T-P의 제거율과 MLSS 농도는 증가하였다. 조업 89일 후 의 COD, T-N 및 T-P의 제거율은 각각 97.1%, 75.0% 및 48.3%이었다. 막여과에 의해 처리수에서 SS는 검출되지 않았으며,
T-P 의 제거율이 낮게 나온 이유는 과잉의 슬러지를 배출하지 않았기 때문이다. 분말활성탄을 투여한 경우 조업이 진행됨에
따라 분말활성탄의 혼합강도와 충돌빈도가 증가하여 슬러지의 입자크기가 감소하였으며, 이로 인해 분말활성탄을 투여하지 않은 경우에 비해 TMP 상승이 크게 나타났다.
Abstract: A membrane-coupled sequencing batch reactor (MSBR) was used for the advanced treatment of rural village sewage which is very low C/N ratio. The effect of powdered activated carbon, aeration rate, and external organic material loadings on the treatment efficiency and filtration performance were investigated in sequencing batch reactor, in which a flat-sheet type microfiltration membrane with a pore size of 0.4 µm was submerged. At the initial operation (within 54 days) MLSS concentration, and the removal efficiencies of COD, T-N, and T-P were increased with the increase of C/N ratio. After 89 days the removal efficiencies of COD, T-N, and T-P were 97.1%, 75.0%, and 48.3%, respectively.
Suspended solid-free effluent was obtained by membrane filtration. The T-P removal was relatively low because of depend- ing on the amount of excess sludge wasting. During the operation of MSBR with powdered activated carbon, the particle size of the sludge reduced by the increase of collision frequency and mixing intensity. In comparison with MSBR without powdered activated carbon, TMP of MSBR with that was significantly elevated.
Keywords: membrane-coupled sequencing batch reactor, rural village sewage, powdered activated carbon, external organic carbon
1. 서 론
1)
효과적인 수자원의 확보와 수질오염의 방지는 사회적 으로나 경제적으로 가장 시급한 과제중 하나이다. 수자 원 부족현상을 적극적으로 해결함과 동시에 하수처리능 력 부족으로 인한 심각한 수질오염문제를 효과적으로
†교신저자(e-mail: [email protected])
대처하기 위하여 여러 가지 중수도 방법이 제시되고 있
는데, 그 해결책 중의 하나로 대두되는 것이 소규모 처
리시설을 이용하여 오염배출원에서 고도처리하고 이를
재활용하는 것이다. 이 방법은 기존의 대규모 처리장을
이용하는 방법에서 야기되는 차집 체계에 대한 문제점
을 극복할 수 있고, 보다 궁극적으로는 수질오염방지와
수자원 확보를 동시에 해결할 수 있는 방법이다[1,2].
pre- cipitation
anaerobic reaction
aerobic reaction
pre- cipitation
effluent influent
(a) activated sludge process
reaction membrane (aerobic/anaerobic) filtration
(reactor 1) (reactor 2) (reactor 3) (reactor 4)
effluent influent
(b) sequencing batch reactor (reactor 1)
reaction precipitation (aerobic/anaerobic)
(reactor 1)
effluent influent
(c) membrane-coupled sequencing batch reactor
Fig. 1. Schematic diagram of activated sludge process, sequencing batch reactor, and membrane-coupled sequencing batch reactor.
오염 배출원에서 배출되는 하·폐수를 재활용수로 사용하기 위해서는 가능한 설치 면적을 적게 차지하면 서 좋은 수질의 유출수를 안정적으로 얻을 수 있는 처 리시스템이 절대적으로 필요하다. 이와 같은 기능을 갖 고 있는 처리시스템으로서 기존의 생물학적 처리 방법 에 막분리 기술을 도입한 형태의 막결합 생물반응조를 회분연속식으로 운전하는 막결합 연속회분식 반응조 (membrane-coupled sequencing batch reactor, MSBR) 가 적합하다[3-5].
침지형 막결합 생물반응조는 분리막을 폭기조 내부 에 설치하여 펌프로 흡입 방식(suction type)의 여과를 통해 처리수를 생산하는 방식이다. 이때 사용되는 분리 막은 일반적으로 중공사막(hollow fiber)이 사용되어 왔 으나, 최근에는 막오염이 비교적 적게 일어나며, 막의 세정이 용이한 평막형(flat membrane type)이 보다 효 율적인 것으로 보고되고 있다[6].
침지형 막결합 생물반응조(submerged membrane-cou- pled bioreactor) 는 슬러지 벌킹(sludge bulking) 등의 운 전상의 문제에 상관없이 부유고형물이 없는 깨끗한 유 출수를 안정적으로 얻을 수 있다. 또한 기존의 활성슬 러지 시스템보다 미생물의 농도를 높게 유지할 수 있으 므로 처리효율을 높일 수 있고, 고액분리에 필요한 2차 침전지가 필요치 않으므로 부지면적도 줄일 수 있어 소 규모화할 수 있다. 그러나 막여과에서 필연적으로 발생 하는 막오염(membrane fouling)이라는 문제가 충분히
해결되지 못하고 있어 시스템의 효율과 경제성을 떨어 뜨리게 되는데, 이는 앞으로 계속해서 해결해야 할 과 제이다[7-9].
한편, 연속회분식 반응조(sequencing batch reactor, SBR) 는 유입(fill), 반응(react), 침전(settle), 처리수의 배 출(draw) 및 휴지(idle)의 5가지 단위공정이 폭기장치와 교반장치가 설치된 하나의 반응조에서 순차적으로 행 해지며, 이를 반복함으로써 처리조작을 계속하게 된다.
SBR 은 운전이 간단하고 유지관리비가 적게 소요되며, 슬러지 벌킹(sludge bulking)을 유발하는 사상성 미생물 의 성장을 방지할 수 있어 유량 변동이 심하고 수질 변 동이 큰 소도시, 농촌 및 관광단지 등에서 적합하며 미 국, 일본의 경우 중소도시의 하수처리에 적용되고 있다.
SBR 공정은 활성슬러지 공정에 비해 많은 장점을 가 지고 있다. SBR 공정은 단일 반응조에서 모든 반응이 순차적으로 일어나기 때문에 일반적인 활성슬러지 공 정보다 부지면적을 작게 차지하며 제어하기가 보다 쉽 다는 장점이 있다. 또한 처리 용량을 늘리는데 있어서 도 반응조를 추가하는 방식이므로 적은 비용으로 폐수 처리시설의 용량을 늘릴 수 있다. 그러나 SBR 공정에 서는 침전 후 배출하는 동안 미생물의 상태악화에 따른 슬러지 벌킹과 핀플럭 현상으로 슬러지의 일부분이 부 상되어 배출수와 함께 배출되므로 수질을 악화시킬 수 있다는 단점을 가지고 있다.
막결합 연속회분식 생물반응기(membrane-coupled se-
Feed tank
Balance
P
PLC
Computer
Feed pump Suction
pump
Air pump Pressure
transducer
Membrane module
Diffuser Reactor
Fig. 2. Schematic diagram of MSBR system.
quencing batch reactor, MSBR) 는 MBR의 한 종류로서 Fig. 1 에 나타낸 바와 같이 활성슬러지가 포함된 반응 조에 폐수를 유입, 반응, 침전, 배출, 휴지 등의 단계를 거쳐 처리하는 연속회분식 생물반응기 공정에서 침전 단계와 배출 단계를 분리막 여과로 대체한 공정이다.
기존의 SBR 공정에서는 활성슬러지를 침전시키고 처리수를 배출할 때 필요한 시간(침전시간)이 SBR 공 정의 총시간에서 차지하는 비중이 상당히 크므로 분리 막을 이용하여 침전단계를 제거할 수 있다면 SBR의 조 업시간을 상당히 줄일 수 있다. 일반적인 SBR의 경우 방류된 처리수는 대부분 슬러지의 유출이 적다. 그러나 미생물의 상태 악화는 운전 조건에 따라 배출수로 슬러 지 유출이 발생할 수 있고, 그로 인해 SBR 공정에서 항상 원하는 수질과 일정한 농도의 현탁 고형물질을 반 응조 내에 유지하는데 어려움이 있다. 따라서 폐수를 재이용하기 위한 수질을 얻기 위해서는 추가적인 여과 장치가 필요하다. 그러나 MSBR은 분리막의 여과로 인 해 이런 SBR의 한계를 극복할 수 있고, SBR 유출수로 부터 고형물질과 병원성 미생물을 거의 완벽하게 제거 할 수 있다[10,11].
MSBR 에 대한 연구는 1990년 중반부터 시작되었으 나, 이와 관련된 운전 정보가 많이 부족하여 이 공정에 대한 연구가 활발히 진행 중이다. 그러나 현재까지 MSBR 에 대한 연구는 거의 대부분이 실관막을 사용하 였고, 실관막에 비해 막오염이 적게 발생하고 세정이
용이한 평막을 사용한 MSBR에 대한 연구는 거의 없는 실정이다.
본 연구에서는 평막을 사용한 MSBR 개발의 일환으 로서 평막결합형 연속회분식 반응기(flat membrane- coupled sequencing batch reactor) 를 사용하여 C/N 비 가 매우 낮은 제주도 J읍의 농촌마을 하수를 처리하였 다. 마을 하수를 대상으로 분말활성탄의 투입 유무, 폭 기량 및 외부탄소의 주입량 변화에 따른 3개월 이상의 운전을 실시하였으며, 이를 통하여 MLSS의 농도, COD, T-N 및 T-P 제거효율 및 TMP (transmembrane pres- sure) 를 상호 비교함으로써 평막결합형 연속회분식 반 응기의 최적 운전 조건 도출을 위한 기초자료를 제시하 였다.
2. 재료 및 방법
2.1. 실험장치
본 연구에 사용된 평막결합형 연속회분식 반응기 장
치의 모식도는 Fig. 2와 같다. 반응기는 아크릴판으로
제작하였으며, 크기는 가로 25 cm, 세로 10 cm, 높이
100 cm 로 직육면체 모양으로 제작하였으며, 반응기의
유효 부피(working volume)는 17.8 L로 하였다. 반응기
의 공기를 공급하기 위한 산기관은 분리막 표면에 생성
되는 케이크의 형성을 억제하기 위하여 분리막 모듈 아
래에 설치하였다. 또한, 폐수의 유입 펌프, 에어 펌프,
Membrane material PVC Membrane type Flat-sheet type
Pore size (µm) 0.4
pH 2~10
Temperature (°C) 2~38
Hydrophobicity or Hydrophilicity Hydrophilicity Total surface area (m2) 0.17
Table 1. Specification of Membrane
Operational step Mixing Aeration Time (min)
Filling ON OFF 5
Anoxic reaction ON OFF 55
Aerobic reaction OFF ON 20
Filtration OFF ON 20
Aerobic reaction OFF ON 20
Filtration OFF ON 20
Aerobic reaction OFF ON 20
Filtration OFF ON 20
Total cycle time 180
Table 2. Operation Mode of MSBR
Min. Max. Avg.
COD (mg/L) 60 150 86.1
T-N (mg/L) 28 65 47.6
T-P (mg/L) 2.5 5.9 5.0
NH3-N (mg/L) 23 59 43.8
Cl- (mg/L) 35 212 78.4
COD/T-N 1.2 3.1 1.8
COD/T-P 12.1 36.7 17.6
Table 3. Characteristics of Rural Sewage
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
Working volume (L) 17.8
SRT (hr) 15
Temperature (°C) 25 ± 2
Permeate flux
(L/m2․hr) 20
Aeration intensity
(L/min) 20 15 10 10 10 10
External organic material loading (mL methanol/20 L)
0 0 0 1 5 10
Table 4. Operating Condition of MSBR
교반기 및 흡입펌프의 ON/OFF 제어는 PLC (program- mable logic controller, SB-30S-B, COMFILE Techno- logy, Korea) 를 사용하여 자동으로 제어하였다.
본 연구에 사용된 분리막은 국내 P사에서 제조한 침 지형 평막으로 재질은 PVC, 공극의 크기는 0.4 µm, 막 모듈의 표면적은 0.17 m
2이다. 자세한 분리막 모듈의 제원은 Table 1에 나타내었다.
2.2. 실험방법
본 연구에서 사용한 MSBR의 운전주기를 Table 2에 나타내었다. 1cycle당 180분을 운전주기로 하였으며, 마 을 하수의 유기물과 영양염류의 제거 특성 및 막간차압 (transmembrane pressure, TMP) 의 변화를 보았다. 운전 주기는 무산소 반응 60분, 호기성 반응 120분으로 구성 하였고, 무산소 반응에서 초기 5분에 유입수를 공급하 였다. 또한 호기성 반응에서는 비여과와 여과를 각각 20 분씩 120분 동안 간헐적 여과를 하였다.
본 연구에 사용된 하수는 제주도 J읍에 위치한 중산 간 지역의 마을하수 처리시설에 유입되는 유입수를 직 접 채수하여 사용하였다. COD, T-N, T-P, NH
3-N 및 Cl
-이온의 평균 농도는 각각 86.1 mg/L, 47.6 mg/L, 5.0 mg/L, 43.8 mg/L 및 78.4 mg/L이었으며, Table 3에 자 세한 하수의 수질 성상을 나타내었다.
본 연구에서 사용한 MSBR에서의 운전조건을 Table 4 에 나타내었다. 폭기량은 Run-1과 Run-2에서는 각각 20 L/min 및 15 L/min로 하였고, Run-3 이후로는 10 L/min 로 하였다. 외부탄소 주입원으로는 메탄올을 사용 하였다. Run-4 이전에는 메탄올을 주입하지 않았으며, Run-4, Run-5 및 Run-6에서의 하수 20 L당 메탄올 주 입량은 각각 1 mL, 5 mL 및 10 mL이었다. 모든 운전 (Run-1 부터 Run-6까지)에서의 운전주기는 모두 Table 2 와 같게 하였다.
한편 분말활성탄(powdered activated carbon)을 10 g/L
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
MLSS (mg/L)
1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(a) MLSS
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
MLVSS (mg/L)
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(b) MLVSS
Fig. 3. Variations of MLSS and MLVSS with operation time according to the dosage of activated carbon.
투여한 반응기와 분말활성탄을 투여하지 않은 반응기 를 동시에 조업하고 상호 비교함으로써 분말활성탄 투 입에 따른 하수처리효과를 살펴보았다. 이때 사용한 분 말활성탄은 표준체로 체질을 한 후, 크기가 75~150 µm 인 것만을 사용하였다.
2.3. 분석방법
부유 미생물의 농도는 MLSS (Mixed Liquor Sus- pended Solids) 와 MLVSS (Mixed Liquor Volatile Suspended Solids) 로 측정하였으며, 각 농도의 측정은 Standard Method[12] 에 준하여 수행하였다. 부유 미생 물 시료를 반응기에서 일정량 채취하여 glass fiber fil- ter (GS-25, Advantec, Japan) 로 여과한 후, 필터를 105°C 건조기에서 1 시간 동안 건조시킨 다음, 필터와 건조한 시료의 전체 질량에서 필터 질량을 감하여 반응 기 내의 MLSS의 농도를 측정하였다. 한편, MLVSS는 MLSS 를 측정한 필터를 다시 550°C 건조로에서 15 분 동안 건조하여 휘발성 성분을 휘발시킨 후, 남은 질량 으로부터 측정하였다.
COD, T-N, T-P, NH
3-N 및 Cl
-은 분광광도계인 DR-5000 (HACH, USA) 를 사용하여 Method 8000 (HACH), Method 10071 (HACH), Method 8190 (HACH), Method 8038 (HACH) 및 Method 8113 (HACH) 에 의해 분석하였다. COD는 크롬법에 의하여 측정하였다. 막의 표면은 FE-SEM (JSM-6700F, JEOL Ltd., Japan) 을 이용하여 분석하였고, 슬러지의 입자 크 기 및 분포는 입도분석기(Malvern Mastersizer E., Malvern, UK) 를 이용하여 측정하였다. 반응기 내부의 용존 산소 농도(dissolved oxygen, DO)는 DO meter (245D, istek,
Korea) 를 이용하여 측정하였다.
3. 결과 및 고찰
3.1. 활성슬러지 농도 변화
Fig. 3 에는 분말활성탄을 투여하지 않았을 때와 분말 활성탄을 투여했을 때, 조업 시간에 따른 MLSS 및 MLVSS 의 농도 변화를 나타내었다. 활성슬러지는 농도 분석을 위하여 샘플을 채취한 것을 제외하고는 배출되 지 않았다. 분말활성탄을 투여하지 않았을 때 초기 MLSS 농도는 2,450 mg/L이었으나, 약 17일 후에는 약 1,730 mg/L 까지 감소하였다. 반면에 분말활성탄을 투 여했을 때에는 초기 MLSS 농도는 1,570 mg/L이었으 나, 약 17일 후에는 약 2,070 mg/L로 서서히 증가하는 경향을 나타내었다. 따라서 MLSS 농도가 낮을 때에는 분말활성탄이 담체의 역할을 하여 미생물의 증식에 효 과가 있음을 알 수 있었다. 초기 MLSS가 너무 낮아 운 전 시작 후 17일 경과 후에 J 하수종말처리장에서 반송 슬러지를 채취하여 각 반응기에 각각 2 L의 활성슬러 지를 식종하였다.
Run-2 와 Run-3에서는 공급 공기유량을 15 L/min와 10 L/min 로 각각 낮추었으나, 공급 공기유량을 낮추었 음에도 불구하고 MLSS 농도는 증가하지 않았다. 공급 공기유량을 각각 15 L/min와 10 L/min로 하였을 때, 각 운전 싸이클에 따른 용존산소(DO) 농도의 변화를 Fig.
4 에 나타내었다. 그림에 나타난 바와 같이 비폭기시에
는 각 운전 싸이클 모두 DO 농도는 거의 0 mg/L에 근
접한 값을 나타내어 무산소 반응이 가능하였으며, 폭기
를 시작하자마자 DO 농도는 빠르게 상승하여 모든 싸
Run time (min)
0 100 200 300 400
DO (mg/L)
0 2 4 6 8 10
15 L/min 10 L/min
Fig. 4. Variations of DO during the operation of MSBR.
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
COD (mg/L)
0 200 400 600 800
Without AC 10 g AC/L Influent
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(a) concentration
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
Removal efficiency of COD (%)
0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(b) removal efficiency
Fig. 5. Variations of COD concentration and removal efficiency with operation time.
이클에서 7.9 mg/L 이상으로 유지되어 호기 반응을 바 로 유도할 수 있었고, 반대로 폭기를 중지하였을 때의 DO 농도는 급격히 감소하여 호기 반응과 무산소 반응 을 연속적으로 진행할 수 있었다. DO 농도는 공기유량 이 10 L/min인 경우, 15 L/min일 때에 비해 소폭 감소 하였으나, 모든 운전방식에서 7.9 mg/L 이상으로 유지 되었다.
Table 3 에 나타낸 바와 같이 마을 하수의 COD 값은 최소 60 mg/L에서 최대 150 mg/L로서(평균 86 mg/L) COD/T-N 및 COD/T-P 비가 매우 낮았다. COD 값을 높이기 위하여 Run-4, Run-5 및 Run-6에서는 하수 20 L 당 메탄올을 각각 1 mL, 5 mL 및 10 mL를 주입하였 다. Run-4, Run-5 및 Run-6에서의 COD 값은 각각 113 mg/L, 353 mg/L 및 630 mg/L이었다.
분말활성탄 첨가 유무에 관계없이 하수의 COD 값이 증가함에 따라 MLSS와 MLVSS 농도는 모두 증가하였 다. 분말활성탄을 첨가하지 않은 경우, 조업 후 56일에
서의 MLSS 및 MLVSS 농도는 각각 3,080 mg/L 및 2,400 mg/L 이였으며, 조업 후 91일에서의 MLSS 및 MLVSS 농도는 각각 5,860 mg/L 및 4,900 mg/L이었다.
3.2. 유기물의 제거
Fig. 5 에는 분말활성탄을 투여하지 않은 경우와 분말 활성탄을 투여한 경우, 조업 시간에 따른 원수와 폐수 의 COD 농도 변화 및 제거율 변화를 나타내었다. 분말 활성탄을 투여하지 않았을 때 Run-1, Run-2 및 Run-3 에서의 COD 평균 농도는 각각 34.1 mg/L, 14.3 mg/L 및 16.5 mg/L이었으나, 분말활성탄을 투여했을 때에는 각각 0 mg/L, 2.5 mg/L 및 4.3 mg/L이었다. 매우 낮은 MLSS 농도임에도 불구하고 분말활성탄을 투여했을 때 에 97% 이상의 높은 제거율로 COD가 제거되는 것은 분말활성탄에 의해 COD 성분이 흡착되기 때문으로 판 단된다. 또한 분말활성탄을 투여했을 때 Run-1에서 Run-6 로 조업이 진행됨에 따라 처리수의 COD 농도가 점차적으로 증가하는 것은 분말활성탄의 활성점(active site) 이 점차 포화되었기 때문으로 판단된다.
분말활성탄을 투여하지 않은 경우 Run-1, Run-2,
Run-3, Run-4, Run-5 및 Run-6에서의 COD 평균 제거
율은 각각 53%, 82%, 84%, 87%, 94% 및 95%로서 도
입 원수의 COD 농도가 상승함에도 불구하고 COD 평
균 제거율이 점차적으로 증가하는 이유는 Fig. 3에 나
타낸 바와 같이 MLSS 농도가 증가하여 미생물에 의한
유기물 산화가 활발히 일어나기 때문으로 판단된다. 반
면에 분말활성탄을 투여한 경우, 조업 후 55일 이전
(Run-1, Run-2 및 Run-3)에는 분말활성탄에 의한 흡착
과 미생물에 의한 유기물 산화에 의해 COD가 제거되
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
T-N (mg/L)
0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L Influent
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(a) concentration
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
Removal efficiency of T-N (%)
0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(b) removal efficiency
Fig. 6. Variations of T-N concentration and removal efficiency with operation time.
며, Run-4 이후부터는 분말활성탄을 투여하지 않은 경 우와 제거율이 유사한 실험결과로부터 분말활성탄을 투여하지 않은 경우에서와 같이 주로 미생물에 의한 유 기물 산화에 의해 COD가 제거되는 것으로 판단된다.
분말활성탄을 투여하지 않은 경우에 조업 89일 후의 COD 제거율은 97.1%이었다.
활성슬러지법에 비해 이와 같이 유기물 제거율이 높 은 이유는 Fig. 4에 나타낸 바와 같이 미생물의 유실 없 이 다양한 미생물을 고농도로 유지할 수 있었고, 활성 슬러지법에서 제거할 수 없는 부유물질과 고분자량의 유기물도 동시에 배제할 수 있었기 때문으로 사료된다.
한편, 분말활성탄 투여 여부와 무관하게 모든 운전조 간에서 투과수의 부유물질 농도는 0 mg/L로서 100%
제거되었다.
3.3. 영양염류의 제거
하수 중의 유기 질소나 암모니아성 질소는 질산성 질 소로 산화(질산화 미생물에 의함)된 후, 질산성 질소를 질소가스로 환원(탈질미생물에 의함)하여 제거 된다.
단백질, 아미노산 등의 형태로 고정화된 질소가 암모 니아화작용(ammonification)에 의해 암모니아성 질소로 분해된 후, 식 (1) 및 식 (2)에 나타낸 바와 같이 질산화 미생물(Nitrosomonas, Nitrobacter)에 의해 각각 아질산 성 질소와 질산성 질소로 산화된다.
NH O NONitrosomonas H HO
(1)
NO O NONitrobacter
(2)
식 (1)과 식 (2)는 에너지를 생산하는 반응이다. 질산 화 미생물은 이 반응들에서 생산된 에너지를 세포성장 과 유지에 사용한다.
탈질(denitrification)반응에서는 질산성 질소와 아질산 성 질소가 무산소(anoxic) 상태에서 통성 혐기성균인 탈질균(Pseudomonas, Micrococcus, Achromobacter 등) 에 의해 질소가스로 환원되어 제거된다. 탈질균은 종속 영양(heterotrophic) 미생물이므로 에너지원과 세포물질 을 합성하기 위한 탄소원으로서 용존 유기물을 필요로 한다. 이때 탈질세균의 영양원으로 이용되는 유기물질 은 유입 하수중의 유기물질, 세포가 사멸하면서 분해된 유기물질이 이용되며, 유기물질이 부족할 때는 메탄올, 초산, 펩톤 및 당류(글루코스) 등의 유기물질을 외부로 부터 공급해야 한다. 본 연구에서는 외부 탄소원으로서 메탄올을 공급하였으며, 이때 질산성 질소는 식 (3)과 식 (4)와 같은 환원반응에 의해 탈질 된다.
NO CHOH → NO CO HO
(3)
NO CHOH → N↑ CO HO OH
(4)
Fig. 6 에 분말활성탄을 투여하지 않은 경우와 분말활
성탄을 투여한 경우, 조업 시간에 따른 원수와 처리수
의 T-N 농도 변화 및 제거율 변화를 나타내었다. 조업
시간에 따라 T-N의 제거율은 점차 증가하였으며, 분말
활성탄을 투여하지 않은 경우와 분말활성탄을 투여한
경우의 T-N 제거율 차이는 Run-6를 제외하고 거의 차
이가 없었다.
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
NH3-N (mg/L)
0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L Influent
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(a) concentration
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
Removal efficiency of NH3-N (%) 0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(b) removal efficiency
Fig. 7. Variations of NH
3-N concentration and removal efficiency with operation time.
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
T-P (mg/L)
0 2 4 6 8 10
Without AC 10 g AC/L Influent
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(a) concentration
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
Removal efficiency of T-P (%)
0 20 40 60 80 100
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
(b) removal efficiency
Fig. 8. Variations of T-P concentration and removal efficiency with operation time.
Table 3 에 나타낸 바와 같이 하수의 COD/T-N의 비 는 최소 1.2에서 최대 3.1로서 (평균 1.8) 매우 낮다. 이 와 같이 낮은 COD/T-N의 비로 인하여 메탄올을 주입 하지 않은 기간(Run-1에서 Run-3까지)에서의 T-N의 평 균 제거율은 분말활성탄을 투여하지 않은 경우와 분말 활성탄을 투여한 경우 각각 10.8% 및 11.9%이었다.
COD/T-N 의 비를 높이기 위하여 Run-4, Run-5 및 Run-6 에서는 하수 20 L당 메탄올을 각각 1 mL, 5 mL 및 10 mL를 주입하였고, Run-4, Run-5 및 Run-6에서 의 COD/T-N의 비는 각각 3.09, 7.75 및 13.25이었다.
메탄올 주입에 의해 T-N의 제거율은 점차 상승하여 Run-6 에서의 평균 제거율은 분말활성탄을 투여하지 않 은 경우와 분말활성탄을 투여한 경우 각각 65.7% 및 41.3% 이였으며, 분말활성탄을 투여하지 않은 경우에 조업 89일 후의 T-N 제거율은 75.0%이었다.
Fig. 7 에는 조업시간에 따른 원수와 처리수의 NH
3-N 의 농도와 제거율 변화를 나타내었다. 조업 시간에 따 라 NH
3-N 의 제거율은 점차 증가하는 경향을 나타내었 으나, 분말활성탄을 투여하지 않은 경우 및 분말활성탄 을 투여한 경우의 NH
3-N 제거율 차이는 없었다. 또한 T-N 에 비해 NH
3-N 의 제거율이 상대적으로 높게 나타 나 질산화 과정은 빠르게 진행됨을 알 수 있었고, 본 실험조건에서 T-N 제거 반응에 대한 반응 율속 단계는 탈질과정임을 알 수 있었다.
조업시간에 따른 원수와 처리수의 T-P 농도 및 제거
율 변화를 Fig. 8에 나타내었다. 외부 탄소원(메탄올)
주입이 없는 기간(Run-1부터 Run-3까지)에서는 분말활
성탄을 투여하지 않은 경우 및 분말활성탄을 투여한 경
우의 T-P 평균 제거율은 각각 6.1% 및 12%이었다. 분
말활성탄을 투여한 경우가 투여하지 않은 경우에 비해
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
Cl- (mg/L)
0 50 100 150 200 250 300
Without AC 10 g AC/L Influent
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
Run time (day)
0 20 40 60 80 100
TMP (kPa)
0 5 10 15 20 25 30
Without AC 10 g AC/L
Run-1 Run-2 Run-3 Run-4 Run-5 Run-6
Fig. 9. Variations of Cl
-concentration with operation time. Fig. 10. Variations of TMP with operation time.
높게 나타났으나, 두 경우 모두 제거율은 매우 낮게 나 타났다. 그러나 외부 탄소원의 주입량 증가에 따라 T-P 제거율은 증가하였다. Run-6에서 분말활성탄을 투여하 지 않은 경우 및 분말활성탄을 투여한 경우의 T-P 평균 제거율은 각각 47.6% 및 39.3%이였으며, 분말활성탄을 투여하지 않은 경우 조업 89일 후의 T-P 제거율은 48.3% 이었다.
3.4. Cl
-이온 농도 변화
조업시간에 따른 원수와 처리수의 Cl
-이온의 농도 변화를 Fig. 9에 나타내었다. 분말활성탄의 투입 유무, 원수의 Cl
-이온농도, 폭기량, 외부탄소의 주입량 및 운 전시간에 관계없이 원수와 투과수의 Cl
-농도 차이는 거의 없었다. 따라서 MSBR에 의한 Cl
-이온의 제거는 불가능함을 확인할 수 있었다.
3.5. TMP의 변화
MSBR 을 포함한 침지형 MBR에서는 운전조건과 방 식에 따라 차이는 있지만 막오염에 의한 여과저항의 증 가로 인하여 플럭스의 감소 현상이 야기된다. 따라서 정속여과에서 조업시간에 따라 TMP가 증가되면 분리 막을 반응조에서 분리하여 물리적 방법이나 화학적 방 법에 의해 세정하여야 한다[13,14]. 본 연구에서는 TMP 가 20 kPa~25 kPa에 도달하였을 때, 분리막을 반응기 에서 꺼내어 부드러운 스펀지로 막의 표면에 형성된 케 이크를 제거한 후, 0.5% NaOCl 용액으로 막을 세정하 였다.
운전 시간에 따른 TMP의 변화를 Fig. 10에 나타내었 다. 분말활성탄을 투여하지 않은 경우, 조업 후 65일까 지는 TMP가 서서히 증가하는 경향을 보였으나 65일
이후부터 TMP의 증가 속도가 크게 나타났다. 그리고 운전한 지 75일에 TMP가 21 kPa로 상승하여 막세정을 실시하였으며, 세정 후의 TMP는 7.55 kPa로서 운전을 처음 시작할 때의 TMP (6.02 kPa)로 거의 회복되었다.
분말활성탄을 투여한 경우에는 운전을 시작한 후 65 일까지 TMP는 매우 서서히 증가하나, 62일 이후에는 급격히 증가하여 71일에 TMP가 20.4 kPa까지 증가하 였으며, 이때 막세정을 실시하였다. 막세정을 실시한 후 반응기에 다시 장착했을 때의 TMP는 10.3 kPa로 운전 을 처음 시작할 때의 TMP (5.8 kPa)보다 높게 나타났 다. 첫 번째 세정을 실시한 후 운전 5일 만에 다시 23.9 kPa 까지 상승하여 두 번째 막 세정을 실시하였고, 두 번째 세정 후의 초기 TMP는 11.4 kPa이었다. 두 번째 막 세정 후에도 5일 만에 20.5 kPa까지 급격하게 상승 하였다. 이때 새로운 막모듈로 교체하였고, 교체한 직후 의 TMP는 9.3 kPa이었으나, 운전한지 7일 만에 다시 20.6 kPa 까지 TMP가 증가하였다.
조업 후 87일에 분말활성탄을 투여하지 않은 반응기
및 분말활성탄을 투여한 반응기의 입자크기와 입자분
포를 측정하여 이를 Fig. 11에 나타내었다. 분말활성탄
을 투여한 경우가 투여하지 않은 경우에 비해 입자크기
가 감소하며, 특히 분말활성탄을 투여한 반응조에서
1.0 µm 이하의 입자들이 상대적으로 많이 분포함을 알
수 있다. 분말활성탄을 투여한 경우의 평균입자크기는
37.64 µm 이었고, 분말활성탄을 투여하지 않은 경우의
평균입자크기는 51.22 µm이었다. Lim 등[15]과 Kim
등[16]은 입자크기가 작은 활성슬러지가 입자크기가 큰
활성슬러지에 비해 막오염이 크게 유발된다고 보고한
바 있고, Kim 등[17]은 담체 투여량이 증가함에 따라
혼합강도(mixing intensity)와 충돌빈도(collision fre-
Particle size (㎛)
0.1 1.0 10.0 100.0 1000.0
Volume (%)
0 2 4 6 8 10
Without AC 10 g AC/L
Fig. 11. Particle size distribution in MSBR.
(a) without AC
(b) 10 g AC/L
