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1 기존하수처리장고도처리공정개선방안 연세대학교보건환경대학원 환경공학전공 박혜진

2 기존하수처리장고도처리공정개선방안 지도정형근교수 이논문을석사학위논문으로제출함 2009 년 1 월일 연세대학교보건환경대학원 환경공학전공 박혜진

3 박혜진의석사학위논문을인준함 심사위원 인 심사위원 인 심사위원 인 연세대학교보건환경대학원 2009 년 1 월

4 차례 그림차례 iv 표차례 vi 국문요약 viii 제1장서론 연구의배경및목적 연구의범위와방법 2 제2장이론적고찰 질소제거 물리화학적제거방법 생물학적제거방법 5 ( 가 ) 질산화 6 (1) 질산화의원리및관련미생물 6 (2) 질산화영향인자 7 ( 나 ) 탈질소화 11 (1) 탈질의원리및관련미생물 11 (2) 탈질에미치는영향인자들 인제거 물리화학적제거방법 생물학적제거방법 16 ( 가 ) 이론적배경 17 ( 나 ) 인제거에관련된미생물 18 ( 다 ) 인제거에미치는영향인자들 생물학적영양염류제거공정 질소제거공정 24 ( 가 ) Wuhrmann 공정 24 - i -

5 ( 나 ) MLE 공정 24 ( 다 ) Bardenpho 공정 인제거공정 25 ( 가 ) A/O 공정 26 ( 나 ) Phostrip 공정 질소ㆍ인동시제거공정 27 ( 가 ) A 2/O 공정 28 ( 나 ) Modified Bardenpho 공정 28 ( 다 ) UCT 공정, 수정UCT 공정 29 ( 라 ) VIP 공정 30 ( 마 ) DNR 공정 31 ( 바 ) SBR 공정 32 ( 사 ) NPR 공정 33 ( 아 ) HBR-Ⅱ 공정 33 ( 자 ) MS-BNR 공정 34 ( 차 ) CNR 공정 34 제3장국내하수처리시설현황 서론 국내하수처리시설운영현황 국내하수처리시설현황 유입및방류수질현황 오염부하량 하수슬러지발생및처리현황 하수처리공정현황 기존하수처리공정 하수고도처리공정 52 제4장결과및고찰 기존활성슬러지법의운영사례 54 - ii -

6 4.2 고도처리공법의운영사례 성남하수처리장의운영현황 남지하수처리장의운영현황 가평하수처리장의운영현황 청평하수처리장의운영현황 담양하수처리장의운영현황 음성하수처리장의운영현황 횡성하수처리장의운영현황 기존하수처리장과고도처리시설의비교 기존하수처리장의고도처리시설화 고도처리시설선정시고려사항 고도처리시설개선시고려사항 86 ( 가 ) 질소제거 86 ( 나 ) 인제거 오염물질의처리특성별고려사항 90 제5장결론 92 참고문헌 94 영문요약 95 - iii -

7 그림차례 < 그림 1-1> SRT와 N/C비가비질산화율에미치는영향 9 < 그림 1-2> F/M비와비탈질소화율의관계 15 < 그림 1-3> 혐기와호기상태에서인의방출및흡수 18 < 그림 1-4> 기질에따른인의방출과섭취량 20 < 그림 1-5> Wuhrmann Process 24 < 그림 1-6> MLE Process 25 < 그림 1-7> A 2 O Process 28 < 그림 1-8> Modified Bardenpho process 29 < 그림 1-9> MUCT Process 30 < 그림 1-10> VIP Process 30 < 그림 1-11> DNR Process 31 < 그림 1-12> SBR Process 33 < 그림 1-13> HBR-Ⅱ Process 34 < 그림 1-14> MS-BNR Process 34 < 그림 1-15> CNR Process 35 < 그림 1-16> 시설용량대비실제유입하수비율 41 < 그림 1-17> 국내하수처리장의연도별처리효율 44 < 그림 1-18> 일반적인하수처리공정도 49 < 그림 1-19> 속초하수처리장의처리공정도 55 < 그림 1-20> 성남하수처리장의처리공정도 57 < 그림 1-21> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 성남하수처리장 ) 59 < 그림 1-22> 남지하수처리장의처리공정도 61 < 그림 1-23> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 남지하수처리장 ) 63 < 그림 1-24> 가평하수처리장의처리공정도 65 < 그림 1-25> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 가평하수처리장 ) 67 - iv -

8 < 그림 1-26> 청평하수처리장의처리공정도 69 < 그림 1-27> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 청평하수처리장 ) 71 < 그림 1-28> 담양하수처리장의처리공정도 73 < 그림 1-29> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 담양하수처리장 ) 75 < 그림 1-30> 음성하수처리장의처리공정도 77 < 그림 1-31> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 음성하수처리장 ) 79 < 그림 1-32> 횡성하수처리장의처리공정도 81 < 그림 1-33> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 음성하수처리장 ) 82 - v -

9 표차례 < 표 2-1> 질소의변환과정 6 < 표 2-2> 질산화독성유발유기화합물 11 < 표 2-3> 질소ㆍ인동시제거 BNR공정의운전인자비교 31 < 표 2-4> 방류수수질기준 36 < 표 2-5> 시도별하수처리시설현황 38 < 표 2-6> 연도별하수처리시설현황 38 < 표 2-7> 처리공정별하수처리시설현황 39 < 표 2-8> 고도처리공정별하수처리시설현황 39 < 표 2-9> 시설용량별하수처리시설현황 40 < 표 2-10> 시설용량대비실제유입하수량비율 41 < 표 2-11> 국내하수처리장의항목별평균유입수질 42 < 표 2-12> 국내하수처리장의계획수질대비평균유입수질 42 < 표 2-13> 국내하수처리장의오염물질별평균방류수질 44 < 표 2-14> 국내하수처리장의계획대비유입오염부하량 45 < 표 2-15> 국내하수처리장의계획대비유출오염부하량 45 < 표 2-16> 국내하수처리장의 BOD, SS 평균제거율 46 < 표 2-17> 국내하수처리장의하수슬러지발생량 47 < 표 2-18> 국내하수처리장의하수슬러지처리량 47 < 표 2-19> 기존하수처리공정의구성비 49 < 표 2-20> 속초하수처리장의개요 54 < 표 2-21> 속초하수처리장의수질현황 55 < 표 2-22> 성남하수처리장의개요 56 < 표 2-23> 성남하수처리장의수질현황 58 < 표 2-24> 남지하수처리장의개요 60 < 표 2-25> 남지하수처리장의수질현황 62 - vi -

10 < 표 2-26> 가평하수처리장의개요 64 < 표 2-27> 가평하수처리장의수질현황 66 < 표 2-28> 청평하수처리장의개요 68 < 표 2-29> 청평하수처리장의수질현황 70 < 표 2-30> 담양하수처리장의개요 72 < 표 2-31> 담양하수처리장의수질현황 74 < 표 2-32> 음성하수처리장의개요 76 < 표 2-33> 음성하수처리장의수질현황 78 < 표 2-34> 횡성하수처리장의개요 80 < 표 2-35> 횡성하수처리장의수질현황 81 < 표 2-36> 하수처리공정별처리효율비교 83 < 표 2-37> 신기술검증결과처리효율과실제운영처리효율의비교 83 - vii -

11 국문요약 기존하수처리장고도처리공정개선방안 본연구에서는기존하수처리장의개선공사를통해고도처리시설을갖추어운영중에있는주요하수처리시설을대상으로고도처리공정도입전ㆍ후의수질현황및처리효율을비교ㆍ분석함으로써이에대한평가및개선방안을제시하였다. 본연구에서살펴본 A 2 O, MS-BNR, DNR, HBR-Ⅱ, BSTS-Ⅱ, CNR, NPR 등의 공정은기존의활성슬러지법보다개선된처리효율을보였다. 그중 DNR 공법은 T-N, T-P에서는다른공법에비해각각최대 71.0 %, 80.8 % 의제거율을보였다. 이는다른공법에비해국내에더맞는공법이라는것을의미한다고판단한다. A 2 O 공정운영사례에서 T-N 처리효율이 68.5 %, T-P 방류수농도가 0.9 mg/l 로이론적처리효율의수준을만족하고있다. 그러나 MS-BNR, HBR-Ⅱ, BSTS-Ⅱ 의공정의운영사례에서는신기술검증결과시처리효율과실제운영시처리효율간차이가있다는것을고찰하였다. A 2O 공정에비해 MS-BNR, HBR-Ⅱ, BSTS-Ⅱ의공정은개발년도가길지않고다양한경험을가지고있지않기때문에설계인자가획일화되어있는경우가많다. 따라서현장적용에있어서다양한성상에대한 Pilot test로설계인자의신뢰성을확보하고공정이최적의효율을얻을수있도록하는지원시스템등의설치를개선방안으로제시하였다. 또한개발된공정들은대개처음으로적용되는경우가많아적용공법의특성에맞는운영자의교육프로그램개발도요구된다. 총량규제및처리수의재이용등의수자원으로가치가대두되고있는실정에서장기적으로하수의방류수수질기준도 T-N 20 mg/l, T-P 2 mg/l에서향후각각 10 mg/l, 1 mg/l로강화될수있다. 따라서현재의고도처리공정으로는 T-N의처리효율을 10 mg/l로맞추기는불가능할것으로판단하는바, 보다높은고효율의수처리기술이요구된다. 예를들어, 정수처리에많이사용하고있는이온교환 - viii -

12 법이나 Membrane Process 를하수처리에적용하는방안도고려할필요가있다. 다 른방안으로는자연친화적이고생태계복원의한방법인인공습지를이용하는방법 이있다. 국내하수처리장에인공습지등을최종방류수지점에설치하여제거효율 을높이는방안이필요하다. 핵심되는말 : 기존하수처리장, 고도처리공정, 처리효율, 개선방안, T-N, T-P - ix -

13 제 1 장서론 1.1 연구의배경및목적 산업이고도화되고생활수준이향상됨에따라생활하수및산업폐수가급격히증가하고있는추세이다. 이에따라유기성오염물질뿐만아니라상당량의질소와인오염물질이발생되고있다. 특히, 가축분뇨, 퇴적물의침출수, 산림과농경지의유하수등에의해수역으로유입되는질소ㆍ인의양은더욱증가하고있다. 그러나기존에널리활용되고있는표준활성슬러지처리공정으로는방류수역의영양염류에대한수질개선이효과적으로이루어지지못하고있으며, 수자원부족으로처리수의재이용에대한필요성이대두되면서이러한영양염류의효과적인 처리방법이요구되고있다. 또한, 우리나라에서는하천의수질개선을위하여 2008년 1월 1일부터전국적으로 BOD 및 SS 10 mg/l, T-N 20 mg/l, T-P 2 mg/l로강화되었다. 국내에는 1976년청계천하수종말처리장의준공을시작으로 2007년말기준으로 357개소의하수처리장이건설되어수환경보전에크게기여하고있으며, 2006 년기준 85.6 % 의높은하수도보급률등하수관거사업을포함한하수도정책이 체계적으로진행되고있다. 초기의하수처리장은대규모처리시설이었으나하수 도사업진행과더불어소규모처리장으로전환되고있다. 처리대상도현재의 BOD, COD, SS 외에방류수역의수환경과하수도에대한질적욕구가높아져서질소ㆍ인등의영양물질처리까지요구되고있으며, 방류수수질기준도향후 T-N 20 mg/l, T-P 2 mg/l에서 T-N 10 mg/l, T-P 1 mg/l로더욱강화될것으로예고되고있다. 하수처리장의처리공정도활성슬러지법에의한시설이주된시설이었으나방류수수질기준강화로질소ㆍ인등의항목에대한처리로인하여 BNR (Biological Nutrient Removal) 등의고도처리가적용되고있다

14 최근국내에서신설되는하수처리장은계획단계에서부터 2차처리공정으로질소, 인등을함께제거할수있는처리공법의채택이적극적으로이루어지고있다. 또한, 기존의하수처리장에서도 2차처리공정에대한처리공정개선및추가시설설치등의고도처리시설이이루어지고있는실정이다. 외국과는달리국내경우에는질소및인제거에필요한유기물의비인 C/N 비가낮아개발공법의효율적운영에어려움이있다. 특히, 외국에서개발된기 술을국내에도입하여적용하는경우, 설계인자의변경등기술적인검토가사전 에충분히이루어지지않아방류수수질기준이강화된현재까지개선효과는미미 한실정이다. 따라서영향물질제거효율이낮은기존처리공정뿐만아니라고도처 리공정으로운영중인시설들도개선이절대적으로필요하다. 최근환경부자료에의하면 2007 년기준가동중인하수처리시설 357 개소중 고도처리공정을도입하여운영중인시설은 112 개소로 69 % 에달한다. 고도처 리공법의적용현황을검토해보면대규모하수처리장의경우에는주로연속흐름식 고도처리공법이적용되고있으며, 중소규모의경우에는유입유량의탄력적인대응 을목적으로 SBR 기술이많이적용되고있고, 접촉재를활용하는공법도많이적 용되고있는추세이다. A/O 나 A 2/O 와같은연속흐름식하수처리공법은처리하 고자하는대상물질에따라공법이차별화되어있으며, 우리나라에서는주로질소및인을동시에제거하는공법들이많이개발되어적용되는추세이다. 본연구에서는기존하수처리장의개선공사를통해고도처리시설을갖추어운영중에있는주요하수처리시설을대상으로고도처리공정도입전ㆍ후의수질현황및처리효율을비교ㆍ분석함으로써이에대한개선방안을마련하고자한다. 1.2 연구의범위와방법 본연구는질소및인제거메커니즘의이론적내용은문헌조사를하여체계 적으로정리하였으며, 최근국내ㆍ외에서개발되어적용되고있는질소ㆍ인제거 공정을소개하였다

15 2005 년에서 2007 년까지의환경부자료를바탕으로국내하수처리시설의처리 공정별현황, 유입및방류수질현황, 오염부하량, 하수슬러지발생및처리현황 등국내하수처리시설의운영현황을살펴보았다. 또한기존하수처리장의개선공 사를통해고도처리시설을갖추어운영중에있는주요하수처리시설을대상으로고도처리공정도입전ㆍ후의수질현황및처리효율을비교ㆍ분석하였다. 이러한결과를토대로기존하수처리장의고도처리시설화를위한개선방안을제시하였다

16 제 2 장이론적고찰 2.1 질소제거 하수로유입되는질소는암모니아와같은무기물형태와요소, 단백질등과같은유기물의형태로존재한다. 질소는자연계에과다하게방출될경우부영양화가진행되어조류의증식에의한수질오염을유발하므로수계의보존과부영양화방지를위한배출허용기준이강화되었고, 가용수자원의고갈에기인하여질소제거공정이발달하였다고볼수있다. 기존에개발된암모니아성질소제거방법으로는 Air Stripping of Ammonia, Selective Ion Exchange, Breakpoint Chlorination 등의물리화학적처리방법이있다. 단백질, 요소와같은유기질소는미생물에의해암모니아로분해되는데, 이때분해되는암모니아는미생물의증식에필요한영양소로흡수되거나에너지원과전자수용체로사용되어질소가스를생성할수있다. 이를이요한방법이생물학적처리방법이다 물리화학적제거방법 질소의물리화학적제거방법에는주로암모니아성질소를제거하는방법이다. 우선, Air Stripping of Ammonia법은폐수의 ph를 11이상으로높여암모늄이온을암모니아로유리시킨후 Air Stripping에서다량의공기와접촉시켜암모니아는대기중으로탈기시키는방법이다. 수중의암모니아성질소는암모늄이온 (NH + 4 ) 과자유암모니아 (NH 3 (aq)) 를말하는데, ph와온도변화에따라각각의존재비율이달라진다. ph 7이하에서는대부분암모늄이온으로물속에존재하지만 ph 11 이상에서는대기로이탈가능성이있는자유암모니아상태로존재한다. 이방법은 Air Stripping 탑내부에탄산칼슘의 Scale이발생할수있으며, 동절기 - 4 -

17 에는제거효율이저하되는단점이있다. Selective Ion Exchange 방법은양이온교환능력이우수한 zeolite를이용하는방법이다. Zeolite는하수중에다량존재하는 Ca 2+ 나 Mg 2+ 등에비해 NH + 4 에대 + 한선택성이높아 NH 4 이온을선택적으로제거할수있으며, zeolite의암모늄이온의이온교환용량은 5-10 mg NH + 4 -N/g 정도로알려져있다. 이방법은동절기에도사용이가능하다는장점이있다. Breakpoint Chlorination은충분한양의염소를가하여암모니아를질소가스및기타안정한화합물로산화시키는방법으로반응식은아래와같다. 3Cl 2 + 2NH 4 + N 2 + 6HCl + 2H + 이반응의최적 ph 의범위는 6-7 사이로서암모니아성질소를 100 % 가깝 게제거할수있고살균효과도얻을수있다. 그러나하수내에유기질소와질산 성질소가포함되어있을경우에는제거효과가미미한단점이있다 생물학적제거방법 자연계내수중에존재하는주목해야할질소의네가지형태는유기성질소, 암모니아성질소 (NH 4 + -N), 아질산성질소 (NO 2 - -N), 질산성질소 (NO 3 - -N) 등인 데환경의조건에따라여러가지반응이일어난다. 유기질소화합물은생물학적 분해에의해암모니아형태로전환되며, 계속되는호기성산화과정에의하여질산 화된다. 또한혐기성환경에는 Heterotrophic metabolism 에의해생화학적탈질 소화현상이발생하게된다. 이러한일련의반응을생물학적질산화 - 탈질소화과 정이라고한다. < 표 2-1> 은질소의변환과정을정리하여나타낸것이다

18 < 표 2-1> 질소의변환과정 화학변환과정 화학변환과정에해당하는반응식의개요 Decomposition Organic N NH 3 Nitrification NH 3 + O 2 NO 3 - Denitrification NO 3 - N 2 (gas) Photosynthesis Inorganic N + CO 2 Green Plants ( 가 ) 질산화 (1) 질산화의원리및관련미생물 질산화 (nitrificaition) 는암모니아성질소 (NH 4 + -N) 를기질로하여아질산성질 소 (NO 2 - -N) 를거쳐서질산성질소 (NO 3 - -N) 로산화되는것을말한다. 이들반 응에는화학합성독립영양박테리아 (chemo-autotrophic bacteria) 에속하는질산 화미생물들의작용을받으며, 주반응은다음과같이 2 단계로진행된다. NH O 2 NO H 2 O + 2H ~350KJ NO O 2 NO ~90KJ 위반응에서생성되는에너지는질산화미생물들이 CO 2, HCO 3 -, CO 3 2- 등과 같은무기탄소원으로부터자신에게필요한유기물질을합성하는데사용하기때문에질산화자체가질산화미생물의성장과매우밀접한관계를가지고있다. 위의반응중암모니아가아질산으로산화되는첫번째반응은주로 Nitrosomonas (N. Europaea, N. Monocella) 와 Nitrosococcus 속의미생물에의해이루어지며, 그밖에토양으로부터분리되는 Nitrosobulus multiformis와 Nitrosospira briensis 등도이 - 6 -

19 에포함된다. Nitrosomonas, 특히 N. Europaea는하수처리를위한환경에서가장쉽게찾을수있고현재까지상당히많은연구가진행된미생물로암모니아산화반응의대표미생물이라고할수있다. 두번째반응인아질산의산화반응은 Nitrobacter (N. Agilis, N. Winogradskyi) 와 Nitrosocystis 속으로분류되는미생물에의해수행된다. Nitrobacter도매우자세히연구된박테리아종의하나이며, 이중 N. Agilis 는하수처리분야에서쉽게발견되므로아질산산화의대표미생물로알려져있다. 질산화미생물의총괄합성-산화반응식은아래와같다. NH O HCO C 5 H 7 O 2 N H 2 O NO H 2 CO 3 위반응식은하수처리공정에서질산화반응에영향을주는중요한인자들에대하여강조하고있다. 특히, 암모니아성질소산화량에대한 Nitrosomonas와 Nitrobacter의세포생성율을구하면각각 0.15 mg Cell/mg NH + 4 -N과 0.02 mg Cell/mg NO 2-N으로구해지며, 산소소비율은각각 3.22 mg O 2/mg NH + 4 -Noxidized와 1.11 mg O 2 / mg NO 2 -Noxidized로나타난다. 또한알칼리도 감소량은 7.14 mg as CaCO 3 /mgn 으로나타난다고 Barnes and Bliss (1983) 과 Benninger (1978) 이보고한바있다.. (2) 질산화영향인자 1993년미국의 EPA보고서에의하면하수처리과정에서질산화균은반응조의환경조건에민감하게반응하여, 영향인자의변화에의하여미생물의성장및활동에증대또는억제될수있으며, 특히온도, ph, 용존산소 (DO), SRT (sludge retention time), 일부유기물질과중금속성분등에의해서질산화정도에영향을미친다고보고되어있다. 온도는질산화균에두가지영향을미친다. 첫째는효소촉매반응이고, 둘째 - 7 -

20 는세포로의기질확산율이다. 이두가지영향은일정한온도범위에서는반응속 도와온도가서로비례하였으나, 저온및고온의조건에서는반응속도의변화에따라효소의활동이저해를받아촉매반응속도가감소하였다 (Boon, 1962). 일반적인반응조에서는온도가 21.3 o C에서의질산화율을기준으로 4 o C가증가함에따라질산화율은 50 % 가증가하였고, 1 o C가감소함에따라 30 % 의질산화율이감소한다고 Srma와 Baggaley (1975) 가보고한바있다. 또한 1966년 Dowing and Knowles의연구에의하면국내의경우는겨울철과같이반응조의온도가 15 o C 이하로유지될경우질산화미생물의질산화반응속도가저하되기때문에겨울철에는온도가중요한요인이되고있다. 따라서통상적인질산화반응의온도는 5-45 o C 범위에서가능하며최적의온도는 o C로확인되었다. 온도이외에영향을미치는조건으로 ph의경우는최적의조건이약염기성이고, 질산화균으로많이이용되는 Nitrosomonas의순수배양시최적 ph 범위는 이며, Nitrobacter의경우는 ph 이다. 최적범위로부터약간만벗어나도질산화에큰영향을줄수있다. 온도와마찬가지로 ph의경우에도 7.1 이하, 9.8 이상의범위에서는미생물의활성도가 50 % 이하로감소되는것으로나타나고있다. 이중에서 Nitrosomonas에의해 ph의범위가변하는경우도있다. 이경우는암모니아의산화시발생되는 H + 이온의증가로의해 ph의값이낮아질수있으며, 이에의해 ph 값이낮아지면활성이감소하기도한다. 또한질산화과정에서 ph를변화시키는요인에는알칼리도소모에의한변화가있다. 이는반응조내에서암모니아산화후에잔류하는알카리도가 50 mg/l (as CaCO 3 ) 보다작다면 ph 변화를막기위해알카리도의첨가가고려되어야한다. 이는알카리도를완충하지못하면알카리도가낮아질것이며, 이를위해서고려해야하는상황이다. 용존산소또한질산화과정에서중요한요인이다. 용존산소는일반적으로생물학적하수처리에서 Nitrifier 성장률과질산화율에중요한영향을준다. 1983년 WPCF의연구에의하면질산화율을낮추지않기위해서는일반적으로용존산소의농도가 1 mg/l 이하로떨어지지않게운영되어야한다고연구되었다. 또한 1976 년 Culp, et al., 의용존산소가질산화에영향을주는연구에의하면 Nitrosomonas - 8 -

21 가 mg/l, Nitrobacter가 mg/l범위에서각각의미생물이질산화에영향을주는것으로연구되었다또한질산화율은유입수의 N/C 비에따라 2차하수처리공정에서변화한다. < 그림 1-1> 에나타낸바와같이 1차처리를한경우와그렇지않은경우, 비질산화율 (SNR, Specific Nitrification Rate) 은 SRT 5-30일의범위에서각각 및 mg/gㆍhr의범위를나타내어유입수의 N/C (T-N/BOD) 비가높은경우에질산화율이높은것을알수있다. 이는이미 1982년 Randall 등에의한 연구에서 유입수내에유기물농도가고농도일수록질산화미생물의반응조체류시 간 (SRT) 이극히짧아지므로 MLSS 내에질산화미생물의분율이매우작아지며 이로인해비례관계가연구되었다. 2.0 SNR, mg/g/hr N/ C = 0.13 N/ C = 0.21 PRIMARY TRT NO PRIM ARY TRT SRT, days < 그림 1-1> SRT 와 N/C 비가비질산화율에미치는영향. 하수처리과정에서슬러지발생에따른질산화시 SRT에미치는영향을연구한결과잉여슬러지제거량과처리수를통하여유출되는슬러지제거량의양보다많은슬러지가발생되어야질산화가가능하며, 질산화미생물은일반미생물보다충분히빠른증식율을가져야만질산화가활발하게이루어진다. 이과정은연속적으 - 9 -

22 로이어진반응조에서긴 SRT는질산화미생물을충분히확보시켜준다. 또한일반적으로발생하는질산화는호기조에서질산화세균의성장율이종속영양세균의성장율보다클때발생하며, 이는 1980년 Benefield의연구에의하면종속영양세균이미생물의생장중내생호흡단계에있을때발생하며, 1964년 Dowing의연구에의하면완전한질산화를위해필요한최소 SRT는약 3일정도가소요되며, SRT가 3일에서 10일정도에이르면완벽한질산화가발생한다고하였 다. 그러나실제현장에서사용되는설계에서는 20 일이상으로설계하고 MLSS 는 1,500-2,000 mg/l이상을유지하게하고있다. 일반적으로미생물은독성에매우민감하게영향을받고있다. 이에 1993년미국 EPA의보고에서는질산화균은질산화과정에서일부의유기물질들과중금속에의해질산화균이독성을나타내는데, 독성효과가질산화균의성장에미치는동역학적관점을양적관계로나타내지는못하였으나생물학적관점에서독성을나타내는데영향을준다고알려지고있다. 실제반응조의처리공정에서독성이질산화에미치는영향은여러인자와의상관관계때문에정량화하는것이매우어렵 다. 그러므로독성을판정하는데에는회분식실험과 respirometer 를이용한방법 이주로사용된다. 질산화의독성을일으키는주요유기화합물과그농도를 < 표 2-2> 에나타내었 다 (Hockenbury, 1977)

23 < 표 2-2> 질산화독성유발유기화합물 ( 단위 : mg/l) Compound Concentration of compound giving at least 50% inhibition Acetone 2,000 Carbon disulfide 38 Chloroform 18 Ethanol 2,400 Phenol 5.6 Ethylenediamine 17 Hexamethylene diamine 85 Aniline < 1.0 Monoethanolamine < 200 (Hockenbury, 1977) ( 나 ) 탈질소화 (1) 탈질의원리및관련미생물탈질화과정은질산및아질산을기체질소화합물인 N 2 (gas), Nitrous oxide, Nitric oxide로기화시키는공정이다. 이과정은환원작용으로이루어지며이과정에서환원물질들은미생물의성장에이용되는형태가아니므로환경에직접적인영향을미치지않으며, 하수처리공정에서질소의최종적인제거수단으로사용되고있다. 이연구는최초로 1866년에미생물에의해질산의환원현상이연구된이후로 1902년에는혐기성상태에있는혐기성미생물에의해질산과아질산이환원되어기체질소화합물이생성된다고연구되었다. 미생물은산소에의한과정으로용존산소가풍부한호기성상태에서는용존산소를전자수용체 (electron acceptor) 로사용하여생장하는데에너지를얻게되지

24 만, 그렇지않은조건에서는, NO 나 NO 2 이온과같은이온형태의화합물이존재하는혐기성상태에서는산소대신 NO 나 NO 2 등을전자수용체로이용하게되며, 이러한경우에미생물들은먹이원으로이용하고있는유기물의산화시에질산성질소와산소를모두사용하게되므로임의성종속영양미생물 (facultative heterotrophic bacteria) 로분류되며, Pseudomonas, Micrococcus, Archromobacter, Bacillus 등의미생물들이이에속한다. 이들미생물은 Wuhrmann의연구에의해무산소상태에서필요한산소를질산염이나아질산염으로부터공급받는다고연구되었다. 종속영양미생물에속하는이미생물의반응기전은아래의반응식과같다. 에너지반응 1 단계 : NO CH 3 OH NO H 2 O 에너지반응 2 단계 : NO CH 3OH 0.5CO H 2O + 0.5N 2 총괄에너지반응 : NO CH 3 OH 0.833CO H 2 O + 0.5N 2 + OH - 에너지반응 1 단계에서는질산화과정을통하여생성된질산성질소가혐기성조건에서탈질균에의해전자수용체로사용되어아질산성질소로환원되는반응식을표현한것이다. 탈질화과정에서환원된아질산성질소는에너지반응 2 단계에서질소가스로방출한다. 위의두식의반응은질산화과정에서와마찬가지로단계별반응이아닌총에너지반응형태로이루어지며, 총괄적인반응관계는위에정리한바와같다. 이는크게동화와이화작용으로구분되며질산화반응이미생물의동화작용 (Bacterial assimilation), 탈질화반응은미생물의이화작용 (Bacterial dissimilation) 으로구분되어설명할수있다. 이러한공정은하수처리공정에서는 N 2 가스로의환원을위해서인위적으로

25 미생물에게전자공여체 (electron donor) 를제공한다. 탈질화를위한전자공여체로는 Acetic acid, Citric Acid, Aceton, Methanol 등을들수있으며, 경제적인이유에서메탄올이선호되고있으며, 1983년 Barnes의연구에서는폐수원수또한경제적이고확실한유기탄소원으로연구되었고, 같은연구에서메탄올을이용한탈질화의경우대부분의실험자료는 M/N (mg Methanol/mg Initial nitrogen concentration) 을이용하며, 반응조내에서완전한탈질화를얻기위한 M/N비는 사이이며, 일반적으로 M/N 비는 3.0을사용할경우 95 % 이상의탈질효율을얻을수있다고연구되었다. (2) 탈질에미치는영향인자들탈질과정에영향을미치는인자들은용존산소가가장큰영향을미치며, ph, 온도, 유기물질등이영향을미치는것으로알려졌다. 일반적으로가장큰영향을주는용존산소의경우는탈질소화미생물들이에너지를얻은과정에서발생한다. 에너지를얻는과정에서질산성질소의산소이온을전자수용체로사용하는것보다용존산소를전자수용체로이용하는것이에너지생성면에서더유리하기때문에탈질과정에서용존산소의존재는탈질소화반응을억제한다. 즉, 좀더효율적인탈질과정을위해서는용존산소가발생하지않고존재하지않는조건에서반응을하는것이가장확실한방법이다. 연구에의하면반응조내용존산소농도가 0.2 mg/l 정도이면탈질률이방해를받는다고하였다. 용존산소농도가 0.2 mg/l일때의탈질률은용존산소농도가 0 mg/l일때의 50 % 정도로낮아지고, 또용존산소농도가 2.0 mg/l일때의탈질률이용존산소농도가 0 mg/l일때의 10 % 정도 로낮아진다는보고가있다. 따라서용존산소농도가클수록탈질이방해를받으 므로무산소조의 DO 농도는 mg/l이하로유지하여야한다. 수소이온농도 (ph) 또한영향을주는인자이다. 이는탈질화반응에서발생하는산물인알칼리도 (alkalinity) 가생성되는과정에서기인한다. 일반적인탈질화반응에서 Nitrate가질소가스로탈질과정이이루어질때탄산 (carbonic acid) 은중탄산 (bicarbonate) 으로전환된다. 1989년 Eckenfelder의연구에서탈질화에의한알칼리도의생성량은 3.57 mg (as CaCO 3/mg-N) 인데실제로는반응조의운영에

26 서는 mg (as CaCO 3/mg-N) 범위에있다. 하지만 1983년 Barnes, Albertson의각각의연구에의하면알칼리도의생성은시스템의 ph를높이거나, 질산화와복합된시스템인경우는알칼리도손실을어느정도상쇄시킬수있다. 탈질화의최적 ph는존재하는미생물의종류나폐수내성분에따라달라지지만일반적으로 ph 7-8 범위에있다. 그러나이또한질산화처리공정이탈질화의최적 ph에가깝게운전되므로특별한조정은필요치않다. 탈질균은질산균과마찬가지로온도에영향을받는다. 온도는탈질균의성장률과질산염제거율에민감한영향을보이므로생물학적질소제거를위해서는처리공정내의온도를 20 o C 내외로유지하여야한다. 이는 Samuel 등이연구한바있는데 VIP공정을이용한 Pilot plant에서온도를각각 10, 15, 20 o C로변화시켰을경우 T-N제거율이각각 40, 56, 62 % 로확인되어온도가낮아질수록질소제거율이낮아짐을알수있었다. 유기물부하율인 F/M비또한성장에영향을준다. 이에따른실험결과 1982년 Burdick의연구에서 < 그림 1-2> 에나타낸바와같이탈질조의유기물부하율인 F/M 비 (g BOD/g MLSS d) 와비탈질화율 (specific denitrification rate, g NO3-N/g MLSS d) 은일정한비례관계를가지고있는것을알수있었다 아래 의식은이러한비례관계를보이고있으며, 이관계를통하여 F/M 비가증가할수 록탈질소화율은증가하는것을알수있다. SDNR = 0.03(F/M) F/M = 탈질조유입유기물 / 미생물비 (g BOD/g MLSS d) 그런데반응조에서탈질조를여러단 (stage) 으로나누고 BOD 부하를아주높게했을때는위의식에서예측되는탈질율보다높은탈질율을얻을수있다. 이는 1984년 Panzer가연구한결과에따르면고유기물부하로운전할경우탈질조를 4 단으로할때탈질조 1 단 (Stage) 의비탈질화율은 0.4 g NO 3 -N/g MLSS d이었고, 전탈질조를 1개의단으로운전하는경우에는비탈질화율이 0.05 g NO 3 -N/g MLSS d인것으로조사되었다

27 < 그림 1-2> F/M 비와비탈질소화율의관계 (Burdick, 1982). 유입폐수중의유기물질이탈질화를위한전자공여체로사용되기위해서는유입수의 BOD/TN 비가 3이상으로유지되어야한다고 Geinopolos (1971) 의연구에나타난다. 질산화공정으로부터의 2차슬러지내의탄소도유기탄소원으로사용될수있으나, 외부탄소원을따로공급하는공정에비해반응속도가늦어진다. 이슬러지는호기성으로부터무산소상태로의 Metabolism의전환을필요로하며, 슬러지내유기탄소량이적고때때로생물학적으로분해되기어려운것도있다. 이러한슬러지에의한탄소의공급은내생호흡 (endogenous respiration) 이라고한다. 2.2 인제거 인은탄소, 질소등과함께수역의일차생산자인식물성플랑크톤의주요영양 물질이고폐쇄성수역인강이나호소에서부영양화를일으키는제한영양물질이

28 다. 탄소나질소는대기중에많은양을차지하고있을뿐만아니라발생원이다 양하여제어가어렵기때문에인을제어하는것이보다효과적이다. 인의발생원 은생활하수, 산업폐수및분뇨등이며기타농경지유출수, 축산폐수와같은비점오염원에서도상당량의인이발생된다. 참고적으로 EPA에서는총인농도 0.02 mg/l 이상이면호소에서부영양화가시작되었다고보고있다. 인제거방법역시물리화학적방법과생물학적방법으로구분할수있으며그원리는다음과같다 물리화학적제거방법 인제거를위한물리화학적제거방법으로는금속염에의한응집침전, 석회첨가법등이있다. 금속염에의한응집침전법에대한원리를살펴보면알루미늄염, 철염등의응집제를가하여처리수중의인을불용성화합물로만들어침전ㆍ제거하는방법이 다. 알루미늄염으로는 Alum 등이있고철염으로는염화제 1 철, 염화제 2 철등이 많이사용된다. 이들금속염은하수의알칼리도를소모하여침전을형성하므로 알칼리도가낮은경우에는처리상문제점이있다. 석회 (Lime) 첨가법은최초침전지또는최종침전지의유출수에 Lime을첨가함으로써인을제거하는방법으로금속염에의한응집침전법과원리는비슷하다. ph 조건에따라 high lime법과 low lime법으로구분하는데 high lime법은 ph 정도, low lime법은 ph 10 이하가되도록 lime을주입해야인을제거할수 있다. Lime 의양이총알칼리도에의해결정되므로고가의처리비용과다량의슬 러지발생이문제가될수있다 생물학적제거방법 인의생물학적처리에관한연구는 1950 년대후반에미생물의세포성장에필 요한양이상으로인을섭취한다는것을발견한이래, 경제적이고화학적방법에

29 비해슬러지생산량이적다는장점을가지고있어꾸준한연구가진행되고있으 나아직까지미생물에의한인제거원리는완전히밝혀지지않고있다. ( 가 ) 이론적배경 인은생물학적처리세포합성을통해유기물과함께제거가가능하다. 미생물 의성장에필요한조건 ( 슬러지의구성상성분 ) BOD : N : P = 100 : 5 : 1 에서미생물내의인함량은 2-3 % 로서일반활성슬러지로인을제거하려는경우효율은 BOD/P 비, SRT 등에따라달라지나일반적으로 % 정도밖에안되는것으로알려져있다. 미생물의과잉인섭취는 1955년 Greenburg가처음발견하였으며그후 Srinath가 batch로활성슬러지를운전한결과, 과도하게포기시키는경우인이많이제거됨을발견하였다. 섭취된인은 Volutin이라고불리우는 Granullar Cluster에보관하며이현상은 DO 및 ph의영향을받고또반송슬러지의양이작을수록 Ortho-P섭취는증가된 다고하였다. 또한인은혐기성상태에서방출된다고하였는데무산소 (anoxic) 상태이고 Redox-potential이낮은침전지에서도 Ortho-P 가방출되며인방출과섭취는서로가역반응인것으로알려져있다. 최근의미국, 유럽, 남아프리카에서의연구결과에의하면혐기성상태에서인이방출되고호기성상태에서인이과잉섭취되는 Luxury uptake가일어난다고하였는데지금까지알려진생화학적경로는다음과같다. 혐기성상태에서임의성미생물은미생물에의해쉽게분해되는 SCVFA (Shorty Chain Volatile Fatty Acid) 를먹이로 acetate 및기타생성물을생성한다. 인제거미생물은이들을세포내로이동시켜 Acetyle-CoA를 Acetate로만들고이것을 PHB (Poly Hydroxyl Butyrate) 로전환시키며이때인은 Buli solution 상태로방출된다. 이때사용되는에너지는 Poly-P의분해에의해공급된다. 호기성상태에서 PHB는 acetyle-coa로산화되어미생물성장을위한 Energy 원으로사용되며 TCA cycle을거치면서 Bulk 상태의인을과잉섭취하게된다. 이와같은인제거원리를개략적으로도시하면 < 그림 1-3> 와같다

30 유기물 PHB 인방출 PHB TCA 인 CoA Acetyle- Acetyle-CoA 혐기상태 (Anaerobic State) 인제거박테리아 호기상태 (Aerobic State) < 그림 1-3> 혐기와호기상태에서인의방출및흡수. 일반적으로인제거미생물들은혐기성조건에서 Acetate 등을흡수할수있기때문에혐기성조건이인제거미생물을선택적으로증식시킬수있는결정적단계가된다고한다. 결론적으로인제거를위해서는혐기 / 호기의연속적조건이필요하다는것과유입수내의쉽게분해가능한물질이혐기성단계에결정적인영향을미친다는 사실에는거의일치를보이고있다. 이에관한연구로는 Hong (1982) 등이생물 학적인제거시스템의 SBOD 농도가혐기성상태에서감소하고용해성인의농 도는증가한다는것을보여주었다. ( 나 ) 인제거에관련된미생물 활성슬러지공정에서미생물은매우복잡하여환경조건에따라미생물의선택 이달라진다. 이러한환경조건은온도, ph 및 DO 외에도유입수내용존성, 쉽게 생분해가능한기질의조성비를들수있다. 여기에 EBPR 공정의경우에는호기, 혐기및무산소조건에따라우점종의미생물이선택된다. Fuhs와 Chen (1975) 의연구에의하면인제거효율이높은처리장에서인제거와관련성이높은미생물은 Acinetobacter종이라고하였다. 또한그들은

31 Acinetobacter 종을순수배양하여혐기 - 호기조건변화를계속하면서 Acetate 를주입 한결과과잉의인제거현상이이루어졌다고하였다. 이로써 EBPR 공정의미생 물내우점종은 Acinetobacter 종임을알수있다. Acinetobacter 종의특성을살펴보면, 그람음성균으로서완전호기성미생물이 며혐기-호기의조건에서인을제거할수있는미생물이다. Acinetobacter종의기질특성은많이연구되어왔는데, Abu-ghorarah (1991) 는 UCT공법을이용하여생물학적영양소제거기구에서유입되는유기화합물의영향을살펴보았는데 Formic acid를제외한다른유기화합물들은인의제거효율을증가시켰고특히, Isobutyric 및 Isovaleric과같은 Branched organic acid가 Nonbranched organic acid보다더좋은제거효율을보여주고있다고하였다. < 그림 1-4> 은기질에따른각 Stage에서의인의방출과섭취되는양을나타낸것으로 Acetic acid가생물학적영양소제거공정에서가장효과적인유기화합물임 을나타내고있다. 호기조에서의성장반응속도를측정하기위하여순수배양한 Acinetobacter 에 Acetate 와 Ethanol 을주입하였는데, 최대성장율 (μmax) 은 4-30/ 일의범위였고, 건조중량기준세포증식계수 (Cell yield(y)) 는약 0.4 gvss/gcod 이었으며, 내호흡계수 (Kd) 는 1-5 g/gvss/d 범위이다. 이러한성 장조건에서세포내인함량은 4-8 % 정도이며, 최대성장율 (μmax) 과내호흡계수 (Kd) 는실제 EBPR 활성슬러지공정의운전에서측정되는값보다매우높다. 1983년 Brodish and Joyner의연구에의하면 Acinetobacter종외에 EBPR공정의인제거에관련된미생물을발표하였는데, EBPR공정의미생물가운데 Acinetobacter종은단지 1-10 % 만으로구성되며, 다른종의미생물이인제거에관련된다고하였다. 또한 Lötter (1985) 는 Aeromonas와 Pseudomonas 가인제거능력이높다고하였다

32 < 그림 1-4> 기질에따른인의방출과섭취량 (Abu-ghorarah, 1991). 이상에서통상인섭취-방출-저장에관련된미생물은모두인축적미생물 (PAO, Phosphorus Accumulating Organism) 또는 Bio-P 미생물이라고하며, Acinetobacter 종이 EBPR 공정의미생물내우점종이지만이외에여러종의미생물이있다는것을알수있으며, 이러한미생물들은혐기-호기순환조건에서성장하고용존유기물의저장과섭취에영향을미친다. ( 다 ) 인제거에미치는영향인자들 인제거처리공정에서영향을미치는인자로는유입하수특성, 처리공정설계 인자그리고운영방법등이관계된다. 이들영향인자를세분류하면용존산소와 온도, 그리고 ph 등과같은환경적인요소, SRT 및혐기, 호기성조체류시간등의 설계변수, 유입하수내의성상과질산성질소농도등이있다. 이들의영향을살 펴보면다음과같다. 인제거에영향을미치는인자중에우선용존산소를들수있다. 호기성상 태에서 Bio-P bacteria 들은세포내로흡수한산소를이용하여혐기성상태에서생 성한 PHB 또는외부의유기물과반응하여수용성인 (Soluble phosphorus) 을세

33 포내에폴리인산염 (Polyphosphate) 으로저장시키면서필요한에너지를생산하게 된다. 한편인의방출이일어나는혐기성조건에서는용존산소가존재하지않는 조건을조성함으로서효과적인인제거과정이이루어지게된다. Ekama 등의보 고에의하면생물학적질소 인제거공정에서호기성상태에서의용존산소농도는 mg/l의범위이며, 혐기성상태에서는용존산소가존재하지않는조건을유지해야방류수내 T-P를 1 mg/l이하로유지할수있다고하였다. 생물학적인제거시온도영향에관한연구결과에의하면 5 o C에서제거된인의총량은 15 o C에서제거된것보다 40 % 많다고 Sell 등 (1981) 이보고하였다. 또한 Sapiro 등 (1982) 도온도를 10 o C에서 30 o C까지증가시키면서활성슬러지의인제거효율을평가한결과, 저온에서더효과적인인제거효율을나타낸다고보고하였다. 이는인제거와관련된호냉성박테리아들이저온에서더많은세포를 생산함으로서인의제거기전에관여하기때문이다. 따라서인제거미생물은고 온보다는저온에서높은활성을유지하므로저온에서운영시제거효율을높일 수있을것이다. ph 효과에대한연구결과에따르면인제거효율이가장높은때는 ph 가 7.5 에서 8.0 사이일때이다. Acinetobacter 에대한순수배양연구에서 Groenestijin 과 Deineman (1985) 은최대성장률이 ph 7.0 과 ph 8.5 을비교하였을때 ph 8.5 에서 의최대성장율이 ph 7.0 에비해 42 % 정도증가하였으며, ph 6.0 이하에서는미생 물의성장이일어나지않는것으로나타났다. 또한, Tracy 와 Flammino (1985) 는 호기성상태에서인의섭취에관한 ph 의효과를연구했는데 ph 6.5 이하에서는 인의섭취가감소하고 ph 5.2 이하로떨어지면미생물의인섭취활성도가상실 된다고하였다. 생물학적인제거공정의중요한설계인자는 SRT, 혐기성체류시간그리고 호기성체류시간이다. Fukcase 등 (1982) 의연구결과에따르면처리공정설계시 유기물의제거, 질산화와탈질소화를고려한다면긴 SRT 가요구되지만, 인제거의 경우에는 SRT 를길게할경우슬러지발생량을감소시킨다는장점이있는반면에 과잉의인을섭취한슬러지의폐기를통해얻어지는인의제거효율을저하시키는 단점을유발시킨다고발표한바있다. 따라서인제거를위한 SRT 는짧을수록

34 잉여슬러지를통한인의제거효율을증진시킬수있다. 그러나인제거이외에 유기물제거, 질산화와탈질소화를고려할때적절한 SRT가 4.3에서 8.0으로변함에따라 BOD/P율이 19 % 에서 26 % 으로증가한반면같은조건에서활성슬러지의인성분은 5.4 % 에서 3.7 % 로감소한다고보고한바있다. Wentzel 등 (1988) 은 SRT 3일이하에서도효과적으로인을제거하였지만처리효율이안정적이지못 하였으며, 유출수도탁하게배출되었음을보고하였다. 일반적으로 MCRT 가 6 일 정도에서처리시설은안정적이다. 유기물저장율이증가함에따라서호기성조에서미생물의인섭취가증가한다 고 Comeau (1989) 가보고하였다. 그는실험에서 mgp/hr L 로변하는 인섭취율을관찰했다고보고하였는데용존성인의방출수준이혐기성상태에서 mg P/L 이기때문에 1-2 시간정도로호기성체류시간이너무길경우 인제거에문제가발생한다고발표하였다. 따라서처리공정의선정에따라서인 제거를위한적정슬러지체류시간 (SRT) 을선정해야하며아울러혐기성체류시 간및호기성체류시간을적절히조합해야한다. 생물학적인제거시하수내에 Acetate 나 Propionate 가다량함유되어있는경우 인제거율이높은것으로알려져있다. EPA (1987) 의보고에의하면미생물내로 흡수되는유기물의형태가 Acetate나 Propionate 같은경우미생물내부로의흡수가용이하게되어인의방출을증가시키기때문이라고하였다. 또한 Hong 등 (1982) 의연구에의하면비교적짧은 SRT에서낮은유출수인농도를얻기위해서는유입수의 SBOD/P 비가적어도 15:1 이상은유지되어야한다 고보고하였다. 이와같이유입수에포함된유기물의양과특성은인제거율에중 요한영향을미치게된다. 혐기성조내에 Nitrate가유입될경우정상적인인의방출과유기물의제거, PHB의축적이이루어지지않고오히려미생물들이탄소원과 Nitrate의산소이온을이용하여호기성조에서와같이인을섭취한다고 Hascoet 등 (1985) 이보고하였다. 따라서인의제거효율을높이기위해서는혐기성조내의유기물농도를높이고 Nitrate농도를낮춰서인방출량이많아야하며이를적절히응용하여야할것이다

35 2.3 생물학적영양염류제거공정 일반적으로 2차처리과정을거친후에도오염물질의완전한제거는실제적으로불가능하며, 여러종류의무기성이온들로부터중금속, 유기물질까지오염물질이유출되어환경생태계에악영향을미치는경우가많다. 고도처리공정선정또는조합은처리수의이용, 하수의성질, 여러조작및공정의적합성, 최종오염물질의가능한처분방법및여러가지조합의타당성등에따라서달라지며이에따라질소와인을제거하기위한여러가지공정이개발되어왔다. 생물학적탈질공정은 1960년 Wuhrman이후탈질공정으로제안한 Wuhrman process 가최초로개발되었다 (Wuhrman, 1963). 이후후탈질공정은외부로부터 전자공여체를주입해주어처리효율은높았지만주입하는외부전자공여체 ( 메탄 올등 ) 의비용이증가함에따라무산소조 (anoxic reactor), 호기조 (oxic reactor) 앞에두어하수중의유기물을탈질에이용할수있는전탈질공정인 Ludzack-Ettinger Process 가개발되었다. 메탄올대신하수중의유기물을사용하 는전탈질공정은암모니아호기반응조에서산화되고반송슬러지를통해무산소조로이송된다. 반송슬러지만으로는질소제거효율이매우낮았다. Barnard는이공정의단점을보완하기위해호기반응조에서 2-4 Q의포기조혼합액을무산소조로반송하여총질소제거율을 88 % 까지향상시켰고이후 Modified Ludzack-Ettinger Process개념을기본으로 A 2 O process, modified bardenpho, UCT, VIP 공정등이개발되어실용화되고있다. SBR (sequencing batch reactor) 공정은침전조의유무와상관없이하나의반응조에서일정시간간격으로질산화반응, 탈질반응, 침전및배출이순차적으로이루어지고주로소규모처리장에적용되고있다. 최근에는기존공정에서발생하는처리장부지문제, 처리수질안정성문제, 후속처리시스템의문제등을개선하기위한목적으로기존의처리시스템과분리막을결합하여포기조의 MLSS 농도를높게유지하며운영하는 MBR (membrane

36 bio-reactor) 공정이활발하게개발되고있는실정이다. 하수중제거대상물질에따라인제거, 질소제거, 그리고질소ㆍ인동시제거 공정으로분류하여살펴보겠다 질소제거공정질소 (Nitrogen) 제거공정에는암모니아 stripping, 불연속점염소주입, 선택적이온교환법등의물리화학적제거방법과미생물의질산화, 탈질반응을이용한생물학적제거공정이있다. ( 가 ) Wuhrmann 공정 wuhrmann 공정은후탈질공정 (post denitrification) 이라불리며외부의전자공여체 (electron donor) 없이 1차처리과정에서처리되지않은잔류유기물또는탈질을위해에너지공급원에서주어지는미생물의내생호흡에의해이루어진다. 특히질산화가이루어졌다면내생호흡은주요한에너지공급원이될것이다. Wuhrmann 공정의변법은무산소조에외부로부터전자공급자가전자를공급하도록변화시킨것인데유출수의일부를무산소조로 bypass하던지또는메탄올과같은적당한탄소원을무산소조로바로공급하도록되어있다. < 그림 1-5> 는 Wuhrmann Process이다. < 그림 1-5> Wuhrmann Process. ( 나 ) MLE 공정

37 Modified Ludzack-Ettinger (MLE) 공정 ( 그림 1-6) 은호기성조에서무산소조로 혼합액을내부반송하여탈질율과전반적인질소제거효율을증가시킨다. 이공 정은내부반송비의변화로질산염의제거효율을제어하는데생물학적분해가능 한 COD 를무산소조에공급하므로탈질효율을늘일수있으며, Wuhrmann 공정이 나 Ludzack-Ettinger 공정에비해무산소조의크기를작게할수있다. < 그림 1-6> MLE Process. ( 다 ) Bardenpho 공정 Bardenpho 공정은무산소조 2 개, 호기조 2 개로모두 4 개의조로이루어져있으며, 첫번째호기조에서첫번째무산소조로혼합액이유입수의 4-6 배로내부반송되고두번째와세번째조는보다완벽한질소제거를위해설치된것으로호기조의유출수일부분이무산소조로반송되지않을때는완벽한탈질효과를얻을수없다. 두번째무산소조에서는호기조에서생성된전자수용체인질산염과전자공여 체로서내생호흡되는유기탄소를이용하여추가적인탈질화가일어난다. 마지막 호기조에서는처리수로부터질소가스를추출하고용존산소농도를증가시켜최종 침전지에서인방출을최소화한다 인 (phosphorus) 제거공정 인을제거하는공정은인산이온을 Al, Fe, Ca, Mg 등의양이온과결합시켜불

38 용성인화합물로서하수내에서제거하는응집침전에의한화학적공정과미생물의인과잉섭취작용을이용하여비교적고농도의인을함유한잉여활성슬러지로인을제거하는생물학적탈인공정이있는데생물학적인제거공정은다음과같다. ( 가 ) A/O 공정 A/O 공정은처음에는탄소화합물과인제거를위해개발되었는데생물학적 인제거를위해특별히설계된것으로 2 개의반응조로이루어져있으며, 생물학적 인제거를위해호기조앞에혐기조를설치한 mainstream 공정이다. 반송슬러지가 유입하수와함께혼합되어혐기조에서미생물에의한유기물의흡수가일어나면 서인이방출되고다음단계의호기조에서포기되면서혐기조에서흡수한유기물 을대사함과동시에인의급격한흡수가일어난다. 여기서발생한잉여슬러지가 폐기되어인의제거가일어나며인제거율은과량의인을함유하는슬러지폐기 량에따라달라지므로 SRT 가중요한변수이다. 전형적으로혐기조와호기조는완전혼합반응조이며반송슬러지는유입수와 같이혐기조로반송된다. 이공정은반송슬러지와함께혐기조로반송된질산염 의제거를위한예비조가없기때문에질산화가일어나지않을때가장효율적이 다. 이공정에서탈질은호기조에서질산화를위한충분한체류시간을가질때 가능하다. 탈질은질산염의제거를위한무산소조가없기때문에충분한정도로 달성되기어렵다. ( 나 ) Phostrip 공정 Phostrip 공정은 G.V. Levin에의해 1965년제안된생물학적화학적인제거방법을조합한 sidestream 공정으로반송슬러지의일부를혐기성탈인조로보내슬러지로부터인을방출시켜인과잉상태로만들고인이과잉된탈인조의상징액 은석회로침전시켜슬러지는폭기조로반송된다. Phostrip 공정에서인은 2 가지 방법으로제거되는데, 인제거는탈인조의상징액으로부터화학적으로분리하고 슬러지속의인은잉여슬러지배출을통해제거한다. 다른생물학적인제거공

39 정과같이호기성상태와혐기성상태에서연속적으로미생물이접하게하면정상적인상태보다인의농도가높아진다. Phostrip 공정은생물학적공정에화학적공정을결합한것으로유입수의유기물부하에큰영향을받지않고유출수중의인의농도를 1 mg/l 이하로유지할수있으며많은양의인이석회슬러지로제거됨으로써인을과잉으로함유하는슬러지보다처리가용이할뿐만아니라탈인조상징수가총유입하수량에비해매우적으므로인을침전시키기위해소요되는석회의양이순수화학적처리보다적은장점이있다. 폭기조의 F/M 비, SRT 및반송슬러지비등의설계기준치는표준활성슬러지법과유사하나반송슬러지의 % 를탈인조로유입시켜 5-20 시간체류시킴으로써혐기성조건을유지시키고탈인조에서의인방출은대부분탈인조바닥부분으로부터일어나기때문에방출된인이고농도로폭기조에유입되는것을방지하기위해내부반송을실시하거나세정수를주입한다. 탈인조는통상질산화과정이없을때는 HRT가 시간, 질산화과정이있을때는 시간으로설계하는데, 탈인조에서수리학적유량부하는통상전체부하의 15 % 이다. Phostrip 공정에서인제거율은다른인제거공정에비해유입 BOD 농도의영향을덜받지만운전비는인침전제거를위한석회주입으로운전경비가많이든다 질소ㆍ인동시제거공정인과질소의동시제거공정은상기인제거공정과질소제거공정의 2개의공정을조합하여생물학적질소ㆍ인제거법의혐기ㆍ무산소ㆍ호기조합법과화학적인제거ㆍ생물학적질소제거법의응집제병용형생물학적질소제거법, 기타 side-stream 공정으로나누어진다

40 ( 가 ) A 2/O 공정 A 2 /O 공정 ( 그림 1-7) 은질소및인을동시에처리하는전탈질공정이라할수 있다. 반응조는혐기성조, 무산소조, 호기성조로구성되며질산성질소를제거하 기위한내부반송과침전지슬러지반송으로구성되어있다. 혐기성조에서는혐 기성조건에서인을방출시켜호기성조에서미생물이과잉섭취할수있도록하며, 무산소조는호기성조의내부반송수의질산염을탈질시키는역할을한다. 수처리장의고도처리공정으로변경시적용이용이한장점이있는반면, 기존하 유입수 의 C/N 비가낮을경우, 내부순화의효용성이떨어지며, 질소및인의효율적제 어가어렵다. Nitrified Recycle (100~200% Q) 유입 2 차침전지 방류 혐기성조 무산소조 호기성조 (Anaerobic) (Anoxic) (Aerobic) 폐슬러지 RAS (20~50% Q) < 그림 1-7> A 2/O Process. ( 나 ) Modified Bardenpho 공정 수정 Bardenpho 공정 ( 그림 1-8) 은질소와인을동시제거하기위해 Bardenpho 공정에혐기성반응단계를추가한변형공정이다. 처리는 5 단계의공 정으로구성되어있으며, 질소, 인및탄소제거를위하여혐기조, 무산소조, 호기 조로구성되어있다. 두번째의무산소조는여분의탈질화를위하여호기성단계에 서생성된질산성질소를전자수용체로, 내생호흡에의한유기탄소를전자공여체로 사용한다. 마지막호기조에서는하수내잔류질소가스를제거하고최종침전지의 인용출을최소화하기위해사용하며첫번째호기조의 MLSS 는무산소조로반송 된다. 이공정은긴 SRT 를사용하기때문에유기성탄소산화능력이증대된다

41 Nitrified Recycle (400% Q) 유입 2 차침전지 방류 혐기성조 (Anaerobic) 무산소조 (Anoxic) 호기성조 (Aerobic) 무산소조 (Anoxic) 호기성조 (Aerobic) RAS (100% Q) 폐슬러지 < 그림 1-8> Modified Bardenpho Process. ( 다 ) UCT 공정, 수정 UCT 공정 UCT 공정은반송슬러지를호기성지역대신무산소지역으로재순환하며내부 순환이무산소단계에서혐기성단계로되는특징이있다. 활성슬러지를무산소단 계로재순환시킴으로써혐기성지역으로의질산염의유입이제거되고내부순환이 혐기성지역으로이루어지므로유기물제거가증대됨에따라혐기성지역의인 방출 (release) 또한증대된다. 이공정은무산소단계의 MLSS 는상당량의용해 성 BOD 를함유하지만질산염은거의존재하지않기때문에혐기성지역으로의 MLSS 반송이발효에의한최적조건을제공한다. 따라서호기조에서질산염의농 도가높더라도인제거를안전하게제거할수있도록하였다. 수정 UCT 공정 ( 그림 1-9) 은 UCT 공정의무산소반응조를두부분으로나누어질소제거율을향상시켰으며혐기조로의내부반송은무산소반응조두부분에서모두가능하도록하였다

42 Anoxic Recycle (100~200% Q) Nitrified Recycle (100~200% Q) 유입 2 차침전지 방류 혐기성조 (Anaerobic) 무산소조 (Anoxic) 무산소조 (Anoxic) 호기성조 (Aerobic) 폐슬러지 RAS (50~100% Q) < 그림 1-9> MUCT Process. ( 라 ) VIP 공정 VIP 공정 ( 그림 1-10) 은 UCT, 수정 UCT 공정과유사하다. 즉반송슬러지가혐 기조로유입되면질산성질소의탈질반응으로인제거미생물과탈질미생물이쉽 게분해되는유기물을이용하기위하여경쟁하므로인방출율이저하된다. 이러 한단점을보완하기위해반송슬러지를무산소조로보내질산성질소을제거한후혐기조로다시반송시키는것은 UCT, 수정 UCT 공정과같다. UCT 공정과의차이점은혐기조, 무산소조, 호기조를한개의반응조를사용하지않고최소한 2개이상사용하며첫번째호기조에서유입유기물의농도를높게유지하여인의흡수속도를증가시키는것과고율로운전하여활성미생물량을증가시켜반응조의크기 ( 체류시간 ) 을감소시킨것이다. Anoxic Recycle (100~200% Q) Nitrified Recycle (100~200% Q) 유입 2 차침전지 방류 혐기성조 무산소조 호기성조 (Anaerobic) (Anoxic) (Aerobic) 폐슬러지 RAS (50~100% Q) < 그림 1-10> VIP Process

43 ( 마 ) DNR 공정 DNR 공정 ( 그림 1-11) 은포기조를혐기와무산소조조건을주어미생물의특 성을이용하여생물학적으로질소및인을동시에제거할수있는공정으로국내 에서개발되었다. 슬러지탈질조 (Pre-Anoxic Tank), 혐기성조 (Anaerovbic Tank), 무산소조 (Anoxic Tank), 호기성조 (Aerobic Tank) 및침전조로구성도매질산성질소을제거하기위한내부반송 (Nitrifier Recycle) 과침전지슬러지반송으로구성되어있다. VIP와 A 2O 공정과유사하나슬러지탈질조 ( 슬러지저장조 ) 가설치되어있어내생탈질에의한 Nitrate (NO 3 -N) 를제거함으로서혐기성조에서 Nitrate에의한인방출저해작용을억제할수있는특징이있다. 유입 내부반송 Nitrified Recycle (100% Q) 2 차침전지 방류 슬러지탈질조 혐기성조 무산소조 호기성조 (Anaerobic) (Anoxic) (Aerobic) 폐슬러지 반송슬러지 RAS (20~50% Q) < 그림 1-11> DNR Process. 대표적인질소, 인동시제거 BNR 공정의운전인자를 < 표 2-3> 에정리하였다. 혐기조는대략 1-2 시간정도이며, 슬러지반소은 Q 수준이며, 내부반송 은공정의특성에따라 1-6 Q 까지다양하게적용하고있다. < 표 2-3> 질소ㆍ인동시제거 BNR 공정의운전인자비교

44 운영인자 F/M 비 단위 kgbod/ kgmvㆍd 질소ㆍ인동시제거공정 A 2 /O 수정 Bardenpho UCT VIP 0.15~ ~ ~ ~0.2 SRT 일 4~27 10~40 10~30 5~10 MLSS mg/l 3,000~5,000 2,000~4,000 2,000~4,000 1,500~3,000 HRT 혐기조 0.5~1.5 1~2 1~2 1~2 무산소-1 호기-1 hr 0.5~ ~6.0 2~4 4~12 2~4 4~12 1~2 2.5~4 무산소 -2-2~4 2~4 - 호기 ~1 - - 슬러지반송 % 20~50 50~100 20~100 50~100 내부반송 % 100~ ~ ~400 ( 바 ) SBR 공정 SBR 공정 ( 그림 1-12) 은 1900년도초활성슬러지법의최초실용공정으로개발되었으나복잡한조작을인력에의존해야하고간헐운전에따른산기관의폐색등기술적문제가많아그당시소규모처리장외에는그다지많이사용되지않 았다. 하지만 Pasveer (1969) 에의해슬러지의팽화방지및질소제거에매우효율 적이라는것과복수의반응조를이용하여연속운전이가능한것등이밝혀진이후최근에새롭게관심의대상이되고있다. 질소와인을동시에제거하기위해서는무산소조건과산소조건을반복해야하는데이때 1단계포기이전에대부분의유기물이산화됨과동시에인의방출과 과잉섭취를위한혐기조건이달성되어야한다. 뒤이은산소조건에서는암모니아

45 가질산화물로산화되고, 다음무산소조건에서는질산화물이탈질제거되며동시 에인의방출이이루어진다. 다음산소조건에서는인의과잉섭취가일어나며인 을과잉섭취한슬러지를잉여슬러지로인출함으로써인을제거할수있다 hrs F FM FMR R S D I BOD, SS 제거 F FM FMR R S D I BOD, SS 제거및질산화 F FM FMR R S D I BOD, SS, N 및 P 제거 공법에따라연속유입가능 F : Fill Only, FM : Fill Mixed, R : React, D : Decant FMR : Fill Mixed and Aerated, S : Settle, I : Idle 채움 Anaerobic Aerobic Anoxic 침전배출 < 그림 1-12> SBR Process. ( 사 ) NPR 공정 A 2 O 공법을변형한공법으로혐기조, 무산소조, 포기조, 침전조로구성되며유입수를혐기조와무산소조에분배주입하므로탈질에필요한유기탄소원을일부확보하고포기조내에다공질의 BioCube 담체를충진하여담체내질산화미생물고정으로 SRT가길어지고수온저하시에도높은처리효율을유지한다. ( 아 ) HBR-Ⅱ 공정 HBR-Ⅱ 공정 ( 그림 1-13) 은배양조 / 혐기조 / 간헐포기조로구성되며, 반송슬러지를일정량배양조로인발하여토양미생물로배양증식시켜혐기조로반송함으로전공정에토양미생물이우점종으로증식되도록하여악취발생을저감시키는공 정이다. 반송슬러지일부를유량조정조등의전처리시설로반송하여사전에악취 를저감시키고배양조고농도의 MLSS 가일정시간체류되므로유입부하의변동에 도안정적인수질을유지한다

46 유입 유량조정조 혐기조 간헐포기조 최종침전지 방류 < 그림 1-13> HBR-ⅡProcess. ( 자 ) MS-BNR 공정 < 그림 1-14> 는 MS-BNR 공정을나타낸것이다. 무산소조 / 호기조가연속 3단으로구성된수처리공정에하수를각무산소조로균등분배유입시키고, 각호기조에고정상담체를충전하여하수중의유기물및질소ㆍ인을제거하는기술이 다. 각단의유입수분배와고정상담체 (Bio-Ring) 의충전량을달리하여처리효 율을향상시킨다. 유입 스크린 제1단무산호기소조조 제2단무산호기소조조 제3단무산호기소조조 최종침전 방류지 < 그림 1-14> MS-BNR Process. ( 차 ) CNR 공정 CNR 공정 ( 그림 1-15) 은생물반응조를혐기조, 무산소조, 호기조로나누고유입수를혐기조와무산소조로분할유입하여유입수의유기물질이무산소조에서탈질에필요한탄소원으로이용되도록하며, 호기조에섬모상담체를충진함으로써담체의부착미생물과호기조내의부유미생물을동식에이용하여유기물및질소ㆍ인을제거하는기술이다

47 Nitrified Recycle (100~200% Q) 유입 2 차침전지 방류 혐기성조 무산소조 호기성조 (Anaerobic) (Anoxic) (Aerobic) 폐슬러지 RAS (30~50% Q) < 그림 1-15> CNR Process

48 제 3 장국내하수처리시설현황 3.1 서론 우리나라의연간 1인당강수량은약 3,000 톤으로세계평균인 22,000 톤에비해크게부족한실정이다. 특히, 연중강우량의 2/3가홍수기인 6-9월의장마와태풍기간에집중되고, 갈수기인 11월부터익년 4월까지 6개월은 1/5에불과하므로, 연중고른강수량을갖는외국과는다르게하천이나강을효율적으로관리하여야한다. 2006년말기준으로하수도보급률은 85.6 % 이며, 2007년말기준으로전국에가동중인 357 개하수처리시설의시설용량은 23,816천톤 / 일이다. 우리나라에서는 1996년 1월 1일부터총질소 (T-N) 와총인 (T-P) 의방류수수질기준을수질환경 보전법에서규제하기시작하였다. < 표 2-4> 는 2008 년 1 월 1 일부터전국적으로적 용되는방류수수질기준 ( 하수도법시행규칙제 3 조제 1 항관련 ) 을나타내었다. BOD 및 SS 10 mg/l, T-N 20 mg/l, T-P 2 mg/l 로강화되었다. < 표 2-4> 방류수수질기준 ( 하수도법시행규칙제 3 조제 1 항관련 ) 구분 1일하수처리용량 50m3이상 1일하수처리용량 50m3미만 생물화학적화학적부유물질산소요구량산소요구량 (SS) (BOD) (COD) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 총질소 총인 (T-N) (T-P) (mg/l) (mg/l) 10 이하 40 이하 10 이하 20 이하 2 이하 10 이하 40 이하 10 이하 40 이하 4 이하 총대장균군수 ( 개 /ml) 3,000 이하

49 비고 : 1. 공공하수처리시설의페놀류등오염물질의방류수수질기준은해당시설에서처리할수있는오염물질항목에한하여 수질및수생태계보전에관한법률시행규칙 별표 13 제2호나목페놀류등수질오염물질표중특례지역에적용되는배출허용기준이내에서그처리시설의설치사업시행자의요청에따라환경부장관이정하여고시한다. 2. 겨울철 (12월 1일~3월 31일까지 ) 의총질소와총인의방류수수질기준은 60mg/L 이하와 8mg/L 이하를각각적용한다. 3. 다음각지역에설치된공공하수처리시설의방류수수질기준은총대장균군수를 1,000개 /ml 이하로적용한다. 1) 수질및수생태계보전에관한법률시행규칙 별표 13에따른청정지역 2) 수도법 제7조에따른상수원보호구역및그경계구역으로부터상류로유하거리 ( 流下距離 ) 10km 이내의지역 3) 수도법 제3조제17호에따른취수시설로부터상류로유하거리 15km 이내의지역 4. 영제4조제3호에따른수변구역에설치된공공하수처리시설에대하여는 1일하수처리용량 50m3이상인방류수수질기준을적용한다. 2002년부터한강수계를시작으로부영양화의주요원인물질인질소와인의하수처리수의수질기준을강화한이래 4대강유역및기타지역으로점차적으로확대실시되는과정에서하수에대한고도처리가주요관심사로대두되어현재까지국내ㆍ외에서많은고도처리공법이개발및운영중에있다. 그러나국내하수처리장의하수성상등여러조건들을고려하지않고무작정해외에서개발된공법들을적용하다보니방류수수질기준이강화된현재까지개선효과는미미한실정이다. 따라서기존처리공정뿐만아니라고도처리공정으로운영중인시설들도영양물질제거효율이낮은시설의개선이절대적으로필요하다

50 3.2 국내하수처리장운영현황 국내하수처리시설현황 국내하수처리시설현황을 < 표 2-5> 와 < 표 2-6> 에각각나타내었다 년 말기준으로, 전국의가동중인하수처리시설은총 357 개소로시설용량은 23,816 천톤 / 일이다. 하수도보급율은 2006 년말기준으로 85.6 % 로점차증가추세에있다. < 표 2-5> 시도별하수처리시설현황 시도 서울 부산 대구 인천 광주 대전 울산 경기 시설수 시도 강원 충북 충남 전북 전남 경북 경남 제주 시설수 < 표 2-6> 연도별하수처리시설현황 구분 2004년말 2005년말 2006년말 2007년말 시설수 ( 개소 ) 시설용량 ( 천톤 / 일 ) 21,535 22,469 23,160 23,816 하수도보급율 81.4 % 83.5 % 85.6 % - < 표 2-7> 에서와같이처리공정별현황을살펴보면고도처리공정 (A 2 O, SBR 등 ) 이 245 개소로서 69 %, 전통적공정 ( 표준활성슬러지, 장기포기등 ) 은 31 % 인 112 개소이며, 시설확충 개선을통해고도처리공정으로전환추세에있다 년대비전통적공정은 13 개소가줄고고도처리공정은 26 개소가늘어났다

51 < 표 2-7> 처리공정별하수처리시설현황 연도별 구분계소계표준활성 장기포기 산화구 회전원판 접촉산화 고도처리공정 소계 A 20 SBR 기타 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 고도처리공정별시설현황및구성비를 < 표 2-8> 에나타내었다. 고도처리공정 으로가동중인시설은 245 개소이지만연중 6 개월이상가동중인시설 236 개소대상으로고도처리공정별현황을살펴보면전년도 194 개소에비하여 42 개소증가하였으며, A 2 O 공정이 87 개소 (36.92 %), SBR 공정이 86 개소 (36.4%) 로가장많은비중을차지하고있다. < 표 2-8> 고도처리공정별하수처리시설현황 연도별처리공법계 A 2 O 계열 SBR 계열 MEDIA 2007 특수미생물 개소 기타 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%)

52 국내공공하수처리시설의시설용량별개소및총시설용량을 < 표 2-9> 에나타 내었다. 시설용량별현황을살펴보면총시설용량은 23,816 천톤 / 일으로시설수 는다양하나 1 만톤 / 일미만처리장이 191 개소로 53.5 % 의높은비율을차지하 고있다. 반면, 10 만톤 / 일이상의처리장은 48 개소로 13.4 % 를차지하지만시 설용량은 19 만톤 / 일로 80.7 % 를차지한다. < 표 2-9> 시설용량별하수처리시설현황 ( 단위 : 천톤 / 일 ) 연도별구분계 1 미만 1~5 미만 5~10 미만 10~50 미만 50~100 미만 100~500 미만 500이상 개소 시설용량 23, ,952 2,010 7,087 12,129 개소 시설용량 23, , , , ,629.0 개소 시설용량 22, , , , ,095.0 국내하수처리시설의시설용량대비실제유입하수량비율별개소및구성비를 < 표 2-10> 및 < 그림 1-16> 에나타내었다. 2007년말기준으로시설규모 500 m 3 / 일이상의가동시설총 357 개중에서연중 6 개월이상가동시설 347 개대상으로시설용량대비처리용량을살펴보면유입하수량이시설용량을초과하는하수처리장은 49 개소로하수처리장대비 14.1 % 로상당한부분을차지하고있으며, 시설용량에대비 % 미만하수처리장은 231 개소, 50 % 미만하수처리장은 2006년보다 1 개소줄어든 67 개소로나타났다

53 < 표 2-10> 시설용량대비실제유입하수량비율 연도별구분계 20% 미만 20~50% 미만 50~100% 미만 100% 이상 개소 대비 (%) 개소 대비 (%) 개소 대비 (%) < 그림 1-16> 시설용량대비실제유입하수비율 59 개소 (18.5%) 7 개소 (2.2%) 20~50% 미만20% 미만 100% 이상 46 개소 (14.5%) 50~100% 미만 206 개소 (64.8%) 유입및방류수질현황 2007 년하수처리시설의항목별평균유입수질및계획수질대비실제유입수질현 황을각각 < 표 2-11> 와, < 표 2-12> 에나타내었다. 하수처리시설유입수의평균수질농 도는하수관거정비, 분뇨등의연계처리량증가등으로점차개선되고있으며, 2006년도와비교하여다소개선되고있는추세로나타났다. 2007년평균유입수질을살펴보면 BOD의경우 mg/l, SS mg/l, T-N 46.1 mg/l, T-P 4.9 mg/l로 2006 년도에비해다소개선된것을알수있다. 계획유입수질대비실제유입수질비

54 율은 BOD는 91.2 %, SS는 89.7 % 로전년도와비슷한수준을유지하고있는것으로나타났다. 유입수질이계획수질대비 50 % 미만인하수처리시설은 BOD 90 개소, SS 98 개소로비율은각각 26 %, 28.3 % 이며전년도와비슷한수준이다. < 표 2-11> 국내하수처리장의항목별평균유입수질 연도별구분 BOD SS T-N T-P 계획수질 년 유입수질 비율 (%) 계획수질 년 유입수질 비율 (%) 계획수질 년 유입수질 비율 (%) < 표 2-12> 국내하수처리장의계획수질대비평균유입수질

55 연도별항목 BOD 2007 SS BOD 2006 SS BOD 2005 SS 구분 계 20% 미만 계획수질대비실제유입수질 20~50% 미만 50~100% 미만 100% 이상 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) 개소 구성비 (%) < 표 2-13> 및 < 그림 1-17> 에서는오염물질별유입및방류수질, 제거율을나타내 었다. 방류수내 BOD 의평균농도는 2007 년도에 7.7 mg/l, 2006 년도에 8.9 mg/l 인것으로나타난다. T-N은 15.9 mg/l에서 14.9 mg/l로다소향상되었으며 T-P의경우도 1.3 mg/l에서 1.2 mg/l로다소향상된것으로나타났다. 방류수수질기준항목별제거율을살펴보면 BOD, SS가각각 90 % 이상의높은처리효율을나타내고있는것으로나타났으며 T-N, T-P는하수처리장의처리방법이유기물질만을처리할수있는 2차처리시설이주로설치되었던 2005년에비해제거율이각각 18.4 %, 13.5 % 로크게향상되었다

56 < 표 2-13> 국내하수처리장의오염물질별평균방류수질 연도별 구 분 BOD COD SS T-N T-P 유입수질 (A) 방류수질 (B) 제거율 (A-B/A) 유입수질 (A) 방류수질 (B) 제거율 (A-B/A) 유입수질 (A) 방류수질 (B) 제거율 (A-B/A) 처리효율 (%) BOD COD SS T-N T-P < 그림 1-17> 국내하수처리장의연도별처리효율 오염부하량 < 표 2-14>, < 표 2-15>, < 표 2-16> 에서하수처리시설의계획대비유입오염부하량, 계획대비유츌오염부하량, 오염물질 (BOS, SS) 제거율을각각나타내었다. 유입오염 부하량은 BOD 2,481 톤 / 일, SS 2,418 톤 / 일, 유출오염부하량은 BOD 142 톤 / 일, SS 97 톤 / 일로다소증가하였고제거오염부하량도 BOD 2,201 톤 / 일, SS 2,220 톤 / 일

57 로다소증가하였다. < 표 2-14> 국내하수처리장의계획대비유입오염부하량 연도별 2007 구분 유입하수량 ( 천톤 / 일 ) 유입수질 (mg/l) 유입오염부하량 ( 톤 / 일 ) BOD SS BOD SS 계획 (A) 23, ,494 3,462 운영 (B) 18, ,481 2,418 계획대비 (B/A) 계획 (A) 22, ,249 3, 운영 (B) 18, ,364 2,325 계획대비 (B/A) 계획 (A) 22, ,164 3, 운영 (B) 18, ,310 2,268 계획대비 (B/A) < 표 2-15> 국내하수처리장의계획대비유출오염부하량 연도별 구분 유입하수량 ( 천톤 / 일 ) 방류수질 (mg/l) 유출오염부하량 ( 톤 / 일 ) BOD SS BOD SS 계획 (A) 23, 운영 (B) 18, 계획대비 계획 (A) 22, 운영 (B) 18, 계획대비 계획 (A) 22, 운영 (B) 18, 계획대비

58 < 표 2-16> 국내하수처리장의 BOD, SS 평균제거율 ( 단위 : 톤 / 일 ) 연도별구분 유입오염부하량유출오염부하량제거오염부하량제거율 (%) BOD SS BOD SS BOD SS BOD SS 계획 3,494 3, ,150 3, 운영 2,481 2, ,339 2, 계획 3,249 3, ,893 2, 운영 2,364 2, ,201 2, 계획 3,164 3, ,809 2, 운영 2,310 2, ,150 2, 하수슬러지발생및처리현황 < 표 2-17> 에서는국내하수처리장의하수슬러지발생량과시설규모별발생현황을나타내었다. 하수슬러지는발생량은연간 2,780 천톤으로작년연간 2,692 천톤과비교했을때비슷한수준이다. 하수슬러지발생량의 88.6 % 가 5만톤 / 일이상시설에서발생되며, 1만톤 / 일미만시설의경우 183 개소로시설수는많으나발생량은 68천톤 / 년으로미미한실정이다. < 표 2-18> 에서하수슬러지처리현황을살펴보면해양투기가전체의 68.5 % 로 가장높으며, 재이용, 소각, 육상매립순이다. 매년하수슬러지의해양투기율은 감소하고재이용률은증가추세에있다

59 < 표 2-17> 국내하수처리장의하수슬러지발생량 슬러지발생량시설규모별발생현황 ( 천톤 / 일 ) 연도 1일 ( 톤 ) 연간 ( 천톤 ) 10미만 10~50 미만 50~100 미만 100~500 미만 500 이상 , ,631 ( 발생비 ) (2.5%) (8.9%) (8.7%) (31.6%) 1,43 (48.3%) - 347( 개소 ) , ,375 ( 발생비 ) (1.8%) (8.6%) (6.5%) (32.6%) 1,359 (50.5%) - 318( 개소 ) , ,967 ( 발생비 ) (1.6%) 4(8.0%) (6.3%) (35.4%) 1,238 (48.7%) - 287( 개소 ) < 표 2-18> 국내하수처리장의하수슬러지처리량 연도 하수슬러지처리량 ( 천톤 / 일 ), ( 구성비 %) 계해양투기재이용소각육상매립 ,780 (100%) 1,903 (68.4%) 515 (18.5%) 302 (10.9%) 60 (2.2%) ,692 (100%) 1,946 (72.3%) 370 (13.7%) 307 (11.4%) 69 (2.6%) ,543 (100%) 1,907 (75.0%) 281 (11.0%) 233 (9.25%) 122 (14.8%) 3.3 하수처리공정현황 도시와산업의발달에따라물사용량은날로증가하고있지만하ㆍ폐수발생

60 량의증가로수원은오염되고그로인하여사용가능한수자원은점차감소하고 있는실정이다. 따라서물의재이용과강화된환경기준을유지ㆍ달성하기위해서 는새로운처리법의정착이요구되는때이다. 상수원의보전과물의이용가치를향상시켜쾌적하고편리한생활환경을제공하기위하여수질환경기준이설정되었고 1996년부터하수처리장방류수수질기준항목에질소와인을추가하였다. 2008년부터는 BOD 및 SS 10 mg/l, T-N 20 mg/l, T-P 2 mg/l로전국적으로규제가강화되었다. 하수처리는도시기반시설의하나로가정이나공장에서배출되는생활하수나산업폐수를신속히제거하여생활환경을개선하고더나아가하천과마찬가지로우수배제의기능도갖고있는매우중요한시설이다. 국내에는 1976년청계천하수종말처리장의준공을시작으로 2007년말현재 357 개소의공공하수처리시설이건설되어수환경보전에크게기여하고있으며, 2006년에는하수도보급률이 85.6 % 로하수관거사업을포함한하수도정책이체 계적으로진행되고있다. 초기의하수종말처리장은대규모처리시설이었으나하 수도사업진행과더불어소규모처리장으로전환되고있다. 처리대상도 BOD, COD, SS 외에방류수역의수환경과하수도에대한질적욕구가높아져질소ㆍ인 등의영양물질처리까지요구되고있는실정이다 국내하수처리장의 2007 년말현재 357 개소가가동중이며이중고도처리시설 로가동중인처리시설은 245 개소이다. 이중 112 개소하수처리장은아직도유 기물제거에목적을둔활성슬러지법으로설계, 운영되고있다. 기존의활성슬러 지법은 BOD, SS, 등을 90 % 정도제거하는반면에질소와인은미생물에필요한 영양소로만제거되어질소는 %, 인 % 정도만이제거된다. 이러 한질소와인이미처리되어방류되면하천및호소에서의부영양화가심화되어 상수원오염으로정수처리시의비용증가뿐만아니라보건상의위해성을증가시 킬수있다. 따라서질소와인을처리하기위한고도처리시설의설치가필수적이 다. 아래에서는하수처리에있어서기존하수처리시설과최근개발되어운영중인 고도처리시설에대해살펴보겠다

61 3.3.1 기존하수처리공정 하수처리의기본원리는분리이다. 즉, 하수처리란여하의수단을이용하여 하수로부터오염물질을분리ㆍ제거해내는과정으로분리ㆍ제거과정은물리적ㆍ화학적ㆍ생물학적과정의합리적조합으로이루어진다. 하수처리공정은예비처리 (preliminary treatment), 1차처리 (primary treatment), 2차처리 (secondary treatment), 3차또는고도처리 (tertiary or advanced treatment) 로 4단계로이루어지며여기에처리과정에서발생하는슬러지를처리ㆍ처분하는과정이추가되는데이것이가장일반적인처리공정이며 < 그림 1-18> 에서나타내었다. 하수 예비처리 1차처리 2차처리 고도처리 처리수 슬러지처리 슬러지처분 < 그림 1-18> 일반적인하수처리공정도. < 표 2-19> 에서는기존하수처리공정으로운영되고있는시설수와구성비를나타내었다. 2007년말기준으로기존하수처리시설은표준활성슬러지법 64 개소, 장기포기법 7 개소, 산화구법 24 개소, 회전원판법 13 개소, 접촉산화법 4 개소로 112 개소가운영중이다. 기존하수처리공정중구성비가 57.1 % 로높은표준활성슬러지법에대해간단히살펴보겠다. < 표 2-19> 기존하수처리공정의구성비

62 구분 계 표준활성슬러지법 장기포기법 산화구법회전원판법 접촉산화법 개소 구성비 (%) 하수처리에사용되는기본적인생물학적공정들은크게두부류인부유성장과 부착성장 ( 또는생물막 ) 공정으로나눌수있다. 부유성장공정은하수내유기물질 이나기타성분을기체나세포조직으로전환시키는미생물이액체내에서부유상 태로유지되는생물학적처리공정이다. 도시하수처리에사용되는가장일반적인부유성장공정은활성슬러지공정이 다. 활성슬러지공정은 1913 년경 Lawrence Experiment station 에서수행된실험 에서 Clark와 Gage는지붕덮개로사용되는슬레이트 (Slate) 를 25 mm 간격으로설치한용기와탱크내에하수를포기시킨결과성장한미생물에의하여정화도를크게향상시킬수있었다고한다. Ardern 과 Lockett (1914) 에의해활성슬러지공정이라고명명하게되었는데이는호기성조건에서하수를안정화시키는활성화미생물의생산이포함되었기때문이다. 호기성조에서접촉시간은일반적으로혼합부유고형물 (MLSS) 또는혼합휘발성부유고형물 (MLVSS) 이라고언급되는미생물의부유물 (suspension) 과유입하 수의교반과포기를위해제공된다. 공정내혼합과산소의전달을위해기계장 치가사용된다. 혼합액은미생물부유물이침전되고농축되는침전지로흘러들어 간다. 활성미생물들의존재때문에활성슬러지로묘사된침전된미생물은유입수 내유기성물질을계속해서생분해시키기위해포기조로다시반송된다. 농축슬 러지의일부는매일또는주기적으로제거해주어야하는데유입하수내들어있는비생분해성고형물이축적되어과잉의미생물이공정중에생성되기때문에축적된고형물을제거해주지않으면결국방류수로유출된다. 활성슬러지공정의중요한특징은중력침전에의해제거될수도있고, 비교적깨끗한물의유출수가되게하는 um 크기의플럭입자를형성하는것이

63 다. 일반적으로부유고형물 (SS) 의 99 % 이상이침전단계에서제거된다. 활성슬러지법의원리는크게활성슬러지에의한유기물의흡착, 흡착된유기물의산화및동화, 활성슬러지플록의침강, 분리로나눌수있는데상세한내용은다음에서살펴보겠다. 먼저활성슬러지에의한유기물의흡착이다. 기체와액체, 고체와액체등서 로다른계면에서는물리적, 화학적으로농축되는경향이있으며, 이현상을일반 적으로흡착이라한다. 활성슬러지에의한유기물의흡착은활성슬러지표면에 유기물이농축되는현상이다. 하수중의유기물은활성슬러지와접촉하면대부분 단시간에제거되는데이를초기흡착이라한다. 초기흡착에의하여제거된유기 물은가수분해를거쳐미생물체내로섭취되어산화및동화된다. 둘째, 흡착된유기물의산화및동화이다. 활성슬러지에흡착된유기물은미 생물의영양원으로이용되며, 산화에의한분해와동화에의한합성에이용된다. 산화는생체의유지, 세포의합성등에필요한에너지를얻기위하여흡착된유기물을분해하는것이며, 동화는산화에의하여얻어진에너지를이용하여유기물을새로운세포물질로합성 ( 활성슬러지의증식 ) 하는것이다. 셋째, 활성슬러지플록의침강, 분리이다. 양호한처리수를얻기위해서는이 차침전지에서활성슬러지의응집성과침강성이좋아야하며, 이는미생물의증식 과정에따라변한다. 미생물의증식과정은대수성장기, 감소성장, 내생호흡단계로 나누어진다. 대수성장기는미생물에대한유기물의비율 (F/M비) 이클때에일어나며, 이때는미생물의유기물제거속도는커지지만응집성과침강성은떨어진다. 시간이경과하여미생물의증식이진행되면미생물에대한유기물의비율이감소하며감소성장단계에서내생호흡단계에접근하여미생물의응집성과침강성 이향상된다. 활성슬러지법은미생물이감소성장에서내생호흡단계에서유기물을 제거하여침강성이양호한플록을형성시켜이차침전지에서침전, 분리시킨다. 활성슬러지법을변형한공정으로장기포기법, 산화구법등이있는데산화구법은일차침전지를생략하고타원형의반응조에기계식포기장치를설치하여산소를공급하며, 이차침전지에서고액분리가이루어지는저부하형활성슬러지변법이

64 다. 기계식포기장치는산소공급, 혼합액의교반및침전방지, 수로에유속을부 여하여혼합액을순환시키는기능을수행하며 SRT를길게운전하여질산화반응이발생되며, 무산소지역을설정하여탈질반응도수행하여질소를생물학적으로제거하는공정이다. 반면고정생물막공정으로도알려져있는부착성장공정은하수내유기물질이나기타성분을기체나세포조직으로전환시키는미생물을돌, 슬래그 (slag), 그리고특별히설계된세라믹이나플라스틱물질과같은불활성고체의표면에부 착시켜처리하는생물학적처리공정이다. 가장일반적으로쓰이는호기성부착성 장공정은살수여상공정으로물에잠기지않은충진물들이들어있는용기의상 단부로하수가분배 ( 살수 ) 된다. 과거에는 m 깊이를갖는살수여상의충진 제로쇄석이일반적으로사용되었으나최근에는 5-10 m 깊이로플라스틱충진 제를많이사용한다. 유입하수는충진제상부에서살포되고, 부착된생물막위를 비정상류액막으로흐르게된다. 주기적으로부착성장된과잉의미생물이떨어 지고허용가능한부유성고형물농도의유출수를제공하기위해서는고액분리를 필요로한다. 침전고형물은침전지바닥에서모아져서폐슬러지공정으로제거된 다. 그외에도회전원판법, 접촉산화법등이있는데회전원판법은미생물이부착되도록넓은표면적을가진회전원판을이용하여원판의약 40 % 정도가물에잠겨물속에서는먹이를공급하고대기중에서는산소가공급되도록 0.3 m/sec 정도로회전하면서유기물을처리하는공정이다 하수고도처리공정 하수처리시설의 2 차처리에의하여제거되지않는잔류오염물질의처리를위 하여설치하는추가시설을 3 차처리라한다. 즉 2 차처리의후속공정에 BOD, SS, N, P 등의처리를위한시설을말한다. 고도처리란 2 차처리에서얻을수있는 이상의수질을확보하기위한처리공정을말한다. 즉고도처리는반드시 2 차처 리후에시설을설치할필요는없으며기존의 2 차처리시설을변경 / 개량하여고 도처리시설화할수있으며, 신설처리장의경우는 2 차시설로고도처리의수질을

65 얻을수있도록시설을설치할수도있다. 그러나통상고도처리와 2 차처리를혼 용하여사용되고있다. 3차처리시설은처리대상물질에따라분류할수있는데잔류 SS제거를위해서는급속여과, 마이크로스트레이너등의설치를고려할수있으며, 용존유기물제거를위해서는활성탄, 막분리, 오존산화시설등을설치할수있고, 질소및인제거를위해서는암모니아스트리핑, 파괴점염소주입, 이온교환, 화학적인제거, 생물학적질소, 인제거시설을설치할수있다. 고도처리시설은 2차처리시설을개량하여설치할수도있고 2차처리후속에 설치할수도있다. 주로질소와인을제거하기위한시설이며고도처리공정의 선정및조합은처리수의이용계획, 하수의성상, 건설비및유지관리비, 처리효율등에따라달라지며특히방류수에대한처리수준요구도에의하여처리공정의채택여부가결정된다. 이런고도처리시설의도입을위해서는먼저국내하수성상에적합한공정을 선정하는것이무엇보다중요하다. 기존의외국공법들이 BOD 200 mg/l 정도 의하수성상에적합토록개발된공정이므로이들공법을국내하수처리시설에적 용하기위해서는먼저 Pilot plant 운전등을통하여국내성상에맞는최적설계인 자및운전인자를결정하여야한다. 국내ㆍ외에서개발된하수고도처리공정에대 해서는제 2 장에서살펴본바와같다

66 제 4 장결과및고찰 4.1 기존활성슬러지공법의운영사례 < 표 2-20> 는속초하수처리장의개요이며, 속초하수처리장은속초시대포동에시설용량 46 m 3 / 일로 2001년 6월에표준활성슬러지법으로준공되어가동중이다. 또한 < 그림 1-19> 에서속초하수처리장의처리공정도를나타내었다. < 표 2-20> 속초하수처리장의개요 위 치 속초시대포동 552 번지 구 분 최초 1차증설 2차증설 3차증설 설치근거 하수도법 설치인가일 ' 시설용량 ( 천m 3 / 일 ) 46 처리방법 표준활성슬러지 가동 ( 예정 ) 일 준공 ( 예정 ) 일자 시운전완료 ( 예정 ) 일 사업기간 94.5.~ 01.6 부지면적 (m 2 ) 57,562 배수구역면적 (ha) 4,434.4 처리구역면적 (ha) 1,052.3 계획처리인구 ( 인 ) 92,900 처리구역내행정인구 ( 인 ) 74,086 실제하수처리인구 ( 인 ) 74,086 처리구역 ( 행정동명 ) 영랑, 금호, 동명, 교, 노학, 조양, 청호, 대포 방류수역 처리장 동해 수계 특 대

67 속초하수처리장에서운영하고있는 표준활성슬러지공법의처리공정도를 < 그림 1-19> 에서나타내었다. 찻집관거 : 우수토실 22개소 포기침사지 분배조 1차침전지 포기조 최종침전지 유입수채수 By Pass 방류수채수 < 그림 1-19> 속초하수처리장의처리공정도. < 표 2-21> 는속초하수처리장의 2005 년및 2007 년평균유입및방류수질현황 이다 년 6 월부터현재까지표준활성슬러지법으로가동중인속초하수처리장 의수질을살펴보면 BOD, SS 의경우 80 % 이상의처리효율을보여주고있지만 COD 의경우는처리효율이 47 % 로 2005 년과비교했을때오히려낮아졌다. 그리 고 T-N 의경우 6.7 %, T-P 는 19.7 % 로처리효율이매우낮았다. < 표 2-21> 속초하수처리장의수질현황 구분 채수지점 수질현황 (mg/l) BOD COD SS T-N T-P 유입수질 년 방류수질 처리효율 유입수질 년 방류수질 ( 자료 : 환경부, 2005, 2007) 처리효율

68 4.2 고도처리공법의운영사례 성남하수처리장고도처리시설운영현황 < 표 2-22> 는성남하수처리장의시설개요이며, 성남하수처리장은성남시수정구복정동에시설용량 435,000 m 3 / 일로 1994년 4월에표준활성슬러지법으로가동하다 2001년 6월에 A 2 O 공법으로개선하여가동중에있다. 방류수역은탄천을통해한강으로유입되고있다. < 표 2-22> 성남하수처리장의개요 위 치 경기도성남시수정구복정동 294번지 구 분 최초 고도시설 2차증설 3차증설 설치근거 하수도법 하수도법 설치인가일 시설목표년도 시설용량 ( 천톤 / 일 ) 처리방법 표준활성슬러지 A 2 O 가동 ( 예정 ) 일 준공 ( 예정 ) 일자 시운전완료 ( 예정 ) 일 사업기간 90.6~ ~01.6 ~ ~ 부지면적 (m 2 ) 116,363 배수구역면적 (ha) 3,867 처리구역면적 (ha) 2,233.8 계획처리인구 ( 인 ) 505,100 처리구역내행정인구 ( 인 ) 434,115 실제하수처리인구 ( 인 ) 434,115 처리구역 ( 행정동명 ) 방류수역 탄천 한강 서해 수계 한강

69 성남하수처리장에서운영하고있는 A 2 /O 공법의처리공정도를 < 그림 1-20> 에 서나타내었다. 하수유입 조목스크린 침사지및세목스크린 농축조 유입펌프장 소화조 유량측정및분배조 슬러지저류조 일차침전지 ( 개선 ) 원심탈수기 ( 신설 ) ( 제 1, 2 처리장통합 ) 우 천 혐기조 ( 신설 ) 무산소조 ( 신설 ) Cake 처분 시 무산소 / 호기조 ( 신설 ) B Y P A S 호기조 ( 신설 ) 반송슬러지이차침전지 ( 개선 ) 원심농축기 ( 신설 ) S 여과시설 ( 유보 ) 잉여슬러지저장조 염소혼화지 방류 < 그림 1-20> 성남하수처리장의처리공정도

70 < 표 2-23> 은성남하수처리장의고도처리시설도입전ㆍ후의수질현황을나타 내었다. 고도처리전ㆍ후수질을비교해본결과 T-N 의경우 60.2 %, T-P 는 70.8 % 이었으나 A 2 O 공법으로개선후 T-N 은 68.5 %, T-P 는 78.9 % 로소폭향상되었 음을알수있었다. < 그림 1-21> 에서는오염물질별고도처리전ㆍ후의처리효율 을비교하였다. < 표 2-23> 성남하수처리장의수질현황 구분 채수지점 수질현황 (mg/l) BOD COD SS T-N T-P 고도처리전 (2005 년 ) 고도처리후 (2007 년 ) 유입수질 방류수질 처리효율 유입수질 방류수질 처리효율 ( 자료 : 환경부, 2005, 2007)

71 고도처리전고도처리후 BOD COD SS T-N T-P < 그림 1-21> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 성남하수처리장 )

72 4.2.2 남지하수처리장고도처리시설운영현황 < 표 2-24> 는남지하수처리장의시설개요이며, 남지하수처리장은창녕군남지읍남지리에시설용량 5,250 m 3 / 일로 2000년 10월에표준활성슬러지법으로가동하다 2005년 12월에 MS-BNR (Multi-stage Step-feed Biological Nutrient Removal) 공법으로개선하여가동중에있다. 방류수역은계성천을통해한강으로유입되고있다. < 표 2-24> 남지하수처리장의개요 위 치 경남창녕군남지읍남지리 58-1 구 분 최초 고도처리 2차증설 3차증설 설치근거 하수도법제6조 하수도법제6조 설치인가일 시설목표년도 시설용량 ( 천톤 / 일 ) 처리방법 표준활법성슬지법 MS-BNR공법 가동 ( 예정 ) 일 준공 ( 예정 ) 일자 시운전완료 ( 예정 ) 일 사업기간 98.1~ ~05.12 부지면적 (m 2 ) 46,042 46,042 배수구역면적 (ha) 317ha 317ha 처리구역면적 (ha) 187.5ha ha 계획처리인구 ( 인 ) 16,800 14,535 처리구역내행정인구 ( 인 ) 12,234 실제하수처리인구 ( 인 ) 12,234 처리구역 ( 행정동명 ) 창녕군남지읍 창녕군남지읍 방류수역계성천 낙동강 남해수계낙동강특 대

73 남지하수처리장의처리공정도를 < 그림 1-22> 에서나타내었다. 하수유입 분뇨연계처리 침사지 ( 스크린시설개량 ) 유입펌프장 분배조 ( 신설 ) 우수처리시설 ( 신설 ) 생물반응조 1 ( 일차침전지개량 ) 농축조 생물반응조 2 ( 기존포기조개량 ) 슬러지저류조 ( 농축조개량 ) 이차침전지기계식농축기 ( 신설 ) 여과시설 ( 용수공급동개량 ) UV 소독조 농축슬러지저류조 방류맨홀 탈수설비 방류 염소혼화지 방류 < 그림 1-22> 남지하수처리장의처리공정도

74 < 표 2-25> 에서남지하수처리장의고도처리시설도입전ㆍ후의수질현황을나 타내었다. 그결과 BOD, COD, SS 의경우별차이없이제거효율이높다. 하지만 T-N 의경우 50.4 %, T-P 는 50.5 % 이었으나 MS-BNR 공법으로개선후 T-N 은 57.7 %, T-P 는 52.3 % 으로소폭향상되긴했지만다른고도처리공정에비해제거효율 이낮음을알수있다. < 그림 1-23> 에서는오염물질별고도처리전ㆍ후의처리효 율을비교하였다. < 표 2-25> 남지하수처리장의수질현황 구분 채수지점 수질현황 (mg/l) BOD COD SS T-N T-P 유입수질 고도처리전 방류수질 처리효율 유입수질 고도처리후 방류수질 처리효율 ( 자료 : 환경부, 2005, 2007)

75 고도처리전고도처리후 BOD COD SS T-N T-P < 그림 1-23> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 남지하수처리장 )

76 4.2.3 가평하수처리장고도처리시설운영현황 < 표 2-26> 는가평하수처리장의시설개요이다. 가평하수처리장은가평처리구역내에서발생하는하수에의한오염을방지하고도시위생환경및공중보건위생을개선하고자가평군가평읍달전리에시설용량 6,500 m 3 / 일로 1998년 11월에표준활성슬러지법으로준공되어운영하다 2006년 4월에 DNR공법으로개선하여가동중에있다. 방류수역은북한강을통해한강으로유입된다. < 표 2-26> 가평하수처리장의개요 위 치 경기도가평군가평읍달전리 371번지 구 분 최초 고도처리 2차증설 3차증설 설치근거 하수도법제6조 하수도법제6조 설치인가일 시설목표년도 시설용량 ( 천m 3 / 일 ) 처리방법 표준활성슬러지법 DNR 가동 ( 예정 ) 일 준공 ( 예정 ) 일자 시운전완료 ( 예정 ) 일 사업기간 95.6~ ~ ~ 부지면적 (m 2 ) 27,851 27,851 배수구역면적 (ha) 1,080 1,080 처리구역면적 (ha) 계획처리인구 ( 인 ) 20,700 20,700 처리구역내행정인구 ( 인 ) 14,143 14,687 실제하수처리인구 ( 인 ) 처리구역 ( 행정동명 ) 가평읍 방류수역 가평천 북한강 서해 수계 북한강

77 가평하수처리장의처리공정도를 < 그림 1-24> 에서나타내었다. 하수유입 침사지 유량조정조및유입펌프동 농축조 토출조 농축슬러지분배조및농축슬러지펌프동 분배조 탈수기동 일차침전지 B Y P A 내부 반송 혐기조 ( 개조 ) 무산소조 ( 개조 ) 호기조 ( 개조 ) 잉여슬러지 S 이차침전지 S 여과시설 ( 신설 ) UV 소독조 배수펌프동 방류 < 그림 1-24> 가평하수처리장의처리공정도

78 < 표 2-27> 는가평하수처리장의고도처리시설도입전ㆍ후수질현황을나타내 고있다. 고도처리전후수질을비교해보면 BOD, COD, SS 의경우별차이없이 제거효율이높다. 그리고 T-N 의경우 40.8 %, T-P 는 43.5 % 로제거효율이매우 낮았지만 DNR 공법으로개선후 T-N 은 71.0 %, T-P 는 80.8 % 로 30 % 이상향 상되었다. < 그림 1-25> 에서는오염물질별고도처리전ㆍ후의처리효율을비교하 였다. < 표 2-27> 가평하수처리장의수질현황 구분 채수지점 수질현황 (mg/l) BOD COD SS T-N T-P 유입수질 고도처리전 방류수질 처리효율 유입수질 고도처리후 방류수질 처리효율 ( 자료 : 환경부, 2005, 2007)

79 고도처리전고도처리후 BOD COD SS T-N T-P < 그림 1-25> 고도처리전ㆍ후의처리효율비교 ( 가평하수처리장 )