제 출 문 · 2019. 5. 17. · AMMonium OXidation, ... 문제점들을 개선하기 위해 부착성 여재를 이용한 CSTR 형태로 운전하였다. Ÿ침출수 슬러지를

김 문 일

안산녹색환경지원센터

안산지역 자생 ANAMMOX 균의 배양 및 축산폐수 처리 능력 평가

제 출 문

안산녹색환경지원센터장 귀하

본 보고서를 “안산지역 자생 ANAMMOX 균의 배양 및

축산폐수 처리 능력 평가”에 관한 최종 보고서로 제출합니다.

연구기관명 : 한양대학교 ERICA 산학협력단

연구책임자 : 김 문 일 교수(한양대 건설환경플랜트공학과)

연 구 원 : 박준민(한양대학교)

권기욱(한양대학교)

이희창(한양대학교)

하마드 칸 (한양대학교)

결 과 활 용 방 안

Ⅰ. 연구제목 안산지역 자생 ANAMMOX 균의 배양 및 축산폐수 처리 능력 평가 (연구책임자 : 한양대학교 김문일 교수)

Ⅱ. 본 연구의 배경과 필요 Ÿ 유기성폐자원의 신재생 에너지 개발에 관한 관심이 높아짐에 따라 혐기성 소화를 통한 메탄생산에

음식물쓰레기, 하수슬러지 및 축산 폐수 등이 이용되고 있으며, 그 비율이 점차 증가되고 있는 추세임Ÿ 특히, 2012년부터 가축분뇨와 하수슬러지, 음폐수 등의 해양투기가 금지된 후 육상처리의

부담이 큰 폭으로 증가됨. 유기성 폐기물의 육상처리 과정에서 고농도 질소를 함유한 폐수의 배출이 크게 증가되고 있어 경제적이고 효율적인 처리방안의 개발이 필요함

Ÿ 유기성 폐기물의 혐기성 소화 탈리액 중의 고농도 질소폐수를 경제적이고 질소제거 성능이 우수한 혐기성 암모늄산화 (ANaerobic AMMonium OXidation, ANAMMOX)) 반응을 이용한 처리방법이 개발되고 있음

Ÿ ANAMMOX 공정은 유럽과 일본의 하수처리장에서 활발하게 적용되어 고농도 질소폐수의 처리에 이용되고 있음. 국내에서도 상당 수준의 성과를 보이고 있으나, 아직은 대부분이 실험실 규모의 연구 수준임

Ÿ ANAMMOX 공정의 상용화가 어려운 가장 큰 이유는 ANAMMOX 균의 증식속도와 균체수율이 매우 낮기 때문에 대량 확보에 오랜 시간이 필요하며 아질산성 질소의 저해와, 유기물, 산소에 대한 저해 영향이 큼. 그러나 한번 순양되어 균체농도가 높아지면, 배양환경조건에 대해 비교적 안정되므로 ANAMMOX 균의 대량 배양 및 균체 확보가 매우 중요함

Ÿ 본 연구에서는 외국 ANAMMOX 균의 균주예속을 피하기 위해 국내에서 자생하는 ANAMMOX 균을 확보하며 그에 대한 효율적인 농후 배양 및 증식기술의 개발을 통해 축산폐수 혐기소화 유출수 혐기성 소화액 등에 적용하여 처리 능력을 평가함

Ⅲ. 연구의 결과 활용Ÿ 국내 독자적인 ANAMMOX 우수균주 확보 가능Ÿ 축산분뇨의 해양배출 전면 금지(2012년부터)에 따른 효율적인 축산폐수 혐기소화 유출수 처리

기술 확보 가능

Ⅳ. 활용 후 환경개선 효과Ÿ 고농도 질소함유 하폐수 처리문제 해결 (하수반류수 내의 슬러지 혐기소화 탈리액, 가축분뇨

혐기소화 탈리액, 매립지 침출수, 음폐수 등)Ÿ 수생태계의 부영양화(녹조) 및 적조의 사전 방지

Ⅴ. 연구활용의 방법Ÿ 안산시, 시화호 유역의 축산농가 질소관리 수단으로 활용Ÿ 안산시뿐만 아니라 전국 축산농가에 고농도 질소폐수 처리 기술 제공Ÿ 축산폐수 혐기소화 유출수, 음식물류폐기물 및 하수슬러지 혐기성 소화액 등의 다양한 고농도

질소폐수를 함유한 폐수에 적용 방안 모색Ÿ 연구 결과를 바탕으로 특허 등록을 통한 지적재산권 확보 및 상용화

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요 약 문

Ⅰ. 제목

안산지역 자생 ANAMMOX 균의 배양 및 축산폐수 처리 능력 평가

Ⅱ. 연구의 목적 및 필요성

Ÿ 유기성폐자원의 신재생 에너지 개발에 관한 관심이 높아짐에 따라 신재생 에너지 개발의 필요성이 크게 대두됨. 혐기성 소화를 통한 메탄생산에 고농도 유기물질을 함유한 음식물쓰레기, 하수슬러지 및 축산 폐수 등이 이용되고 있으며, 그 비율이 점차 증가되고 있는 추세임

Ÿ 특히, 2012년부터 가축분뇨와 하수슬러지 해양투기 금지 협약이 전면적으로 발효되었으며, 2013년부터는 음식물쓰레기 폐수 (음폐수)의 해양투기가 본격적으로 금지되면서 육상처리의 부담이 큰 폭으로 증가됨. 유기성 폐기물의 육상처리 과정에서 발생하는 하수슬러지, 가축분뇨 및 음식물류폐기물의 혐기성 소화 탈리액과 같은 고농도 질소를 함유한 폐수의 배출이 크게 증가되고 있어 경제적이고 효율적인 처리방안의 개발이 필요함

Ÿ 지금까지 유기성 폐기물의 혐기성 소화 과정에서 발생하는 탈리액은 적절한 처리 없이 대부분이 하수처리시설과 연계하여 처리하는 실정이나 하수연계 처리량이 급격히 증가됨에 따라 질소 부하율 증가를 야기하여 하수처리를 어렵게 하고 질소 제거 효율도 미흡하여 방류수수질기준에도 영향을 미치고 있는 실정임

Ÿ 이러한 여건과 맞물려 유기성 폐기물의 혐기성 소화 탈리액 중의 고농도 질소폐수를 경제적이고 질소제거 성능이 우수한 혐기성 암모늄산화 (ANaerobic AMMonium OXidation, ANAMMOX) 반응을 이용한 처리방법이 대두됨

Ÿ ANAMMOX 공정은 네덜란드, 일본 등의 하수처리장에서 활발하게 적용되어 고농도 질소폐수의 처리에 이용. 반면 국내에서도 다양한 연구가 진행되었으나 실험실 규모의 연구 수준인 것으로 조사

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Ÿ ANAMMOX 공정의 상용화가 어려운 가장 큰 이유는 ANAMMOX 균의 증식속도 (배가시간 : 약 11일)와 균체수율 (0.13 g-dry weight/g-NH4+-N)이 매우 낮기 때문에 대량확보에 오랜 시간이 소요되며, 기질로 이용되는 아질산성 질소의 저해와, 폐수에 존재하는 유기물 및 산소에 대한 저해 영향도 고려해야 함. 그러나 한번 순양되어 균체농도가 높아지면, 배양환경조건에 대해 비교적 안정되므로 ANAMMOX 균의 대량 배양 및 균체 확보가 매우 중요함

Ÿ 외국의 경우 각 나라에 자생하는 다양한 ANAMMOX 균을 탐색하고 균 특성에 적합한 최적의 농후 배양･증식기술 등을 개발하여 적용하고 있는 실정이나, 국내 대부분의 연구는 외국에서 ANAMMOX 균을 수입하여 연구를 진행하고 있어 ANAMMOX 균의 외국 균주예속이 불가피한 실정

Ÿ 본 연구에서는 외국 ANAMMOX 균의 균주예속을 피하기 위해 국내에서 자생하는 ANAMMOX 균을 확보하며 그에 대한 효율적인 농후 배양 및 증식기술의 개발을 통해 축산폐수 혐기소화 유출수 등에 적용하여 처리 능력을 평가

Ⅲ. 연구의 내용 및 범위

연구개발 목표 연구개발 내용

안산지역 등 국내 자생 ANAMMOX 균의 확보 및 효율적인 배양기술 개발

1) 시화호 및 유입지천 저니토, 하폐수 처리 슬러지 (생물반응조 및 혐기성 소화조) 또는 갯벌 등으로부터 자생 ANAMMOX 균 확보

2) ANAMMOX 우수균주 확보 및 활성도 평가3) ANAMMOX 균의 효율적인 배양기술 개발

ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리 장치 개발 및 처리 능력 평가

1) ANAMMOX 균의 효율적인 배양･증식기술 개발2) ANAMMOX 균을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 반응

장치 설계 및 운전3) 반응 장치의 운전 안정화 및 최적화4) ANAMMOX 반응 장치의 처리 능력 평가

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Ⅳ. 연구결과

<안산지역 등 국내 자생 ANAMMOX 균의 확보 및 효율적인 배양기술 개발>

Ÿ ANAMMOX 미생물을 탐색 및 배양하기 위해 2차례에 걸쳐 연구 수행

Ÿ 1차 배양실험에서는 하수종말처리장, 주정폐수처리장, 매립지 침출수 처리장, 축산폐수 호기성 처리장의 슬러지를 각각 채취하여 4기의 SBR 반응기에 접종 후 약 400일간 운전하였다.

Ÿ ANAMMOX 반응이 관찰된 매립지 침출수 처리 슬러지와 주정폐수 처리장 슬러지를 대상으로 2차 배양실험을 실시. 1차 배양실험과정에서 발생된 문제점들을 개선하기 위해 부착성 여재를 이용한 CSTR 형태로 운전하였다.

Ÿ 침출수 슬러지를 접종한 반응기에서 약 330일 만에 암모이아성 질소와 아질산성 질소가 동시에 제거되기 시작하였으며 이론적 ANAMMOX 반응과 거의 유사하였다.

Ÿ 주정폐수 슬러지를 접종한 반응기에서 ANAMMOX 반응으로 평가하기에는 제거된 아질산성 질소와 생성된 질산성 질소가 탈질 반응과 복합적으로 일어나 이론적 수치와 차이가 많았다. 그러나 암모니아성 질소는 침출수 슬러지 다음으로 많이 제거되었다.

Ÿ 혼합균주를 이용하여 ANAMMOX 반응을 유도하기 위해서는 운전초기에 아질산성 질소의 농도를 약 100 mg/L 이하의 저농도로 안정적인 공급이 필요하며, 탈질을 억제하기 위해 종속영양 탈질 미생물을 조기에 도태시킬 수 있는 운전 방법이 필요하다.

Ÿ 운전초기에는 탈질로 인해 소모되는 양 만큼 아질산성 질소를 보충하는 것이 필요하며 이 때 농도를 높이는 방법은 탈질로 인한 소모를 예측하여 유입 농도를 선정하는 것이 까다롭고, 고농도로 공급될 수 있기 때문에 신중해야 한다.

Ÿ HRT를 짧게 운전하여 아질산성 질소를 보충하는 방안이 효과적일 수 있으며, 이는 저농도의 아질산성 질소를 안정적으로 공급할 수 있고, 내생분해로 용출되는 유기물을 지속적으로 washout 시키는 것이 가능하므로 탈질 미생물을 조기에 도태 시킬 수 있다.

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Ÿ 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지와 매립지 침출수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 2차 ANAMMOX 균주 탐색 및 배양 실험에서 운전 약 20일 후 ANAMMOX 반응을 일으키는 것에 성공하였다.

Ÿ 미생물 군집 분석 결과 두 반응기에서 모두 현재까지 알려진 ANAMMOX 반응을 일으키는 미생물(Candidatus) 종을 동정(identify) 하지는 못하였으나 농후배양에 성공하면 가능해 질 것으로 판단된다. 또한, 다른 문에 속하는 미생물이 ANAMMOX 반응에 기여할 수 있는 가능성은 완전히 배제할 수 없으며, 이에 관한 연구는 본 과제가 종료된 후에도 계속될 예정이다.

<ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리 장치 개발 및 처리 능력 평가>

Ÿ 고농도 암모늄폐수에서 원하는 농도의 유출수를 얻기 위해서는 pH의 조절이 대단히 중요하다. 유입 암모늄 농도 2,000 mg-N/L의 축산폐수 혐기소화 유출수로 ANAMMOX feed (NH4+-N 900 mg-N/L)를 생산하기 위해서는 pH를 약 7.5이하에서 운전하는 것이 좋다.

Ÿ 유출수 암모니아 농도가 약 200 mg-N/L 이상이 되면 아질산화 반응속도가 상당히 감소하므로 일부 폐수를 유출 암모니아 농도 200 mg/L 이하로 처리한 후 원수 (암모니아 약 2,000 mg-N/L)를 혼합하는 방안을 채택할 수 있다.

Ÿ 가축분뇨 혐기소화 탈리액 실폐수와 합성폐수를 혼합하여 암모니아 농도 2,000 mg/L인 폐수를 아질산 축적율을 55%로 성공적으로 달성하였다. 이는 후단의 ANAMMOX 공정으로 연계처리 하였다.

Ÿ 부분 아질산화 반응조와 연계처리를 위한 ANAMMOX 반응기를 2회에 걸쳐 운전하였으며 1차 실험에서 ㈜전테크에서 냉장보관 중이던 농후배양 슬러지를 제공받아 PVA bead와 함께 식종하여 약 300일 동안 반응기를 운전하였다.

Ÿ 부하 증가 시 아질산성 질소 농도를 낮은 농도로 천천히 증가시켜야 하며, 농도는 고정하고 HRT를 줄여가며 부하를 증가시키는 방식이 보다 안정적일 수 있다.

Ÿ 2차 실험에서는 ㈜전테크가 운전하고 있는 pilot-plant로부터 분양받은 ANAMMOX 균주를 부착성 여재와 함께 식종하여 실험을 진행하였다.

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Ÿ 부착성 여재를 이용한 반응기 운전에서 운전초기 합성폐수를 이용한 미생물의 안정을 도모하였고 운전 시작 50일 후 실폐수를 유입시켜 최대용적당질소제거율(NRRmax)은 0.49 kg-N/m3․day까지 처리 효율을 달성 하였다.

Ÿ 유입수의 COD/N 비에 따른 다양한 공정 구성을 제안하였다. 그 비가 상대적으로 높을 경우 전탈질조를 운영하는 것이 유리하고, 부분 아질산화조의 경우 반응 속도를 극대화시키기 위해서는 일부 원수를 90% 정도 처리한 후 원수를 혼합하여 ANAMMOX feed를 생산하는 공정을 제안하였다.

Ⅴ. 기대효과Ÿ 국내 독자적인 ANAMMOX 우수균주 확보 가능Ÿ 축산분뇨의 해양배출 전면 금지(2012년부터)에 따른 효율적인 축산폐수 혐기소

화 유출수 처리 기술 확보 가능Ÿ 기초재료 및 기술 확보로 산학연협력연구개발사업 수행을 위한 토대 구축

Ⅵ. 연구결과의 활용계획 (앞으로 할 일)Ÿ 안산시, 시화호 유역의 축산농가 질소관리 수단으로 활용Ÿ 안산시뿐만 아니라 전국 축산농가에 고농도 질소폐수 처리 기술 제공Ÿ 축산폐수 혐기소화 유출수, 음식물류폐기물 및 하수슬러지 혐기성 소화액 등의

다양한 고농도 질소폐수를 함유한 폐수에 적용 방안 모색Ÿ 연구 결과를 바탕으로 특허 등록을 통한 지적재산권 확보 및 상용화

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목 차

제 1 장 서 론 1 1.1 연구의 배경 1 1.2 연구개발 목표 및 내용 3

제 2 장 연구 추진체계 및 방법 5 2.1 연구개발 추진전략 5 2.2 연구개발 추진체계 6

제 3 장 국내･외 연구동향 8 3.1 이론적 배경 8 3.1.1 부분 아질산화 기술 8 3.1.2 ANAMMOX 기술 10 3.2 국외 연구 동향 14 3.3 국내 연구 동향 16

제 4 장 실험재료 및 방법 22 4.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 탐색 및 배양 22 4.1.1 1차 배양실험 22 4.1.2 2차 배양실험 27 4.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리 29 4.2.1 부분 아질산화 실험 29 4.2.2 ANAMMOX 실험 32 4.2.2.1 PVA bead를 이용한 ANAMMOX 반응기 32 4.2.2.2 부착성 여재를 이용한 ANAMMOX 반응기 34

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제 5 장 연구결과 37 5.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 탐색･배양 37 5.1.1 1차 배양 실험 (4가지 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가) 38 5.1.1.1 암모니아성 질소 38 5.1.1.2 아질산성 질소 40 5.1.1.3 질산성 질소 42 5.1.1.4 유기물 및 MLSS 44 5.1.1.5 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가 46 5.1.2 2차 배양 실험 47 5.1.2.1 반월 산단 주정폐수처리장 탈질조 슬러지 47 5.1.2.2 매립지 침출수처리장 탈질조 슬러지 51 5.1.2.3 미생물군집 분석결과 54 5.1.3 요 약 56 5.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 처리 58 5.2.1 공정의 구성 58 5.2.2 고농도 질소폐수에서의 아질산화 영향요소 59 5.2.3 부분 아질산화 반응기 운전 결과 67 5.2.4 ANAMMOX 반응기 운전 69 5.2.4.1 PAV bead를 이용한 ANAMMOX 반응기 운전 69 5.2.4.2 부착성 여재를 이용한 ANAMMOX 반응기 운전 72 5.2.5 축산폐수 혐기소화 유출수 질소제거를 위한 여건별 공정 제안 77 5.2.5.1 BCOD/N에 따른 공정구성 방안 77 5.2.5.2 BCOD/N < 2 에서의 공정 구성 방안 78 5.2.6 요 약 80

제 6 장 결 론 82

제 7 장 참고문헌 85

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표 차례

<표 3.1> Nitrite inhibition of ANAMMOX ·················································································11<표 3.2> ANAMMOX inhibition caused by nontoxic organic matter ····························12<표 3.3> The phosphate and sulfide inhibition of ANAMMOX ······································13<표 3.4> 국외 ANAMMOX 배양관련 연구 현황 ·····································································15<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황 ·······················································································17<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황 (계속) ··········································································18<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황 (계속) ··········································································19<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황 (계속) ··········································································20<표 4.1> ANAMMOX 반응기 합성폐수 조성표 ·········································································24<표 4.2> 반응기의 일별 HRT 변화 ·····························································································25<표 4.3> 부분 아질산화 반응기 합성폐수 조성표 ···································································31<표 4.5> 반응기의 일별 HRT 변화 ·····························································································35<표 5.1> 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가 ·······································································46<표 5.2> 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지 실험 결과 ···························································50<표 5.3> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지 실험 결과 ·················································53<표 5.4> 미생물 군집 분석 결과 ·································································································55<표 5.5> ANAMMOX 반응을 일으키는 것으로 보고된 미생물 ···········································55<표 5.6> Kinetic and Stoichiometric Parameters for the Model Simulations ············63<표 5.7> 분해성유기물 대 질소 비에 따른 적정공정 ·····························································77

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그림 차례

<그림 4.1> 암실 내부의 반응기 전경 (A) 및 실험장치 전경 (B) ········································23<그림 4.2> SBR 운전 주기 ···········································································································25<그림 4.3> 암실 내부의 반응기 전경 (A) 및 부착성 여재 (B) ············································28<그림 4.4> 부분 아질산화 반응기 모식도 ·················································································30<그림 4.5> 아질산화 반응조 전경 ·······························································································30<그림 4.6> PVA-gel bead ············································································································32<그림 4.7> ANAMMOX 반응조 전경 (1차 실험) ······································································33<그림 4.8> ANAMMOX 반응조 전경 (2차 실험) ······································································34<그림 5.1> 접종 슬러지별 유입/유출수의 암모니아성 질소 일변화 ···································39<그림 5.2> 접종 슬러지별 유입/유출수의 아질산성 질소 일변화 ·······································41<그림 5.3> 접종 슬러지별 유입/유출수의 질산성 질소 일변화 ···········································43<그림 5.4> 접종 슬러지별 유입/유출수의 MLSS 농도 일변화 ·············································44<그림 5.5> 접종 슬러지별 유입/유출수의 유기물 농도 일변화 ···········································45<그림 5.6> 주정폐수처리장 탈질조 슬러지의 질소 농도 변화 ···········································48<그림 5.7> 주정폐수처리장 탈질조 슬러지의 유기물 농도 변화 ·········································49<그림 5.8> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지의 질소 농도 변화 ·································52<그림 5.9> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지의 COD 농도 변화 ································52<그림 5.10> ANAMMOX를 이용한 질소처리 공정 구성 ·························································58<그림 5.11> (a) Relative nitritation rate (q*AOB) and (b) nitrite accumulation potential (NAP) at various ammonium concentrations and pH, under the simultaneous inhibition by FA and FNA, in a CSTR (S0:2,000 mg NH4+-N/L, DO:1.5 mg/L) ··················································································62<그림 5.12> Effect of S0 on relative (a) ammonia oxidation rate (qNH4), (b) nitrite accumulation potential (qNAR) in the stable zone at saturated DO under the simultaneous inhibition & limitation by FA, FNA and pH, respectively, in a CSTR (S0:2,000 mg/L, DO:1.5 mg/L, Temp:30℃)

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제 1 장 서 론

1.1 연구의 배경 ······································································· 1

1.2 연구개발 목표 및 내용 ···················································· 3

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제 1 장 서 론

1.1 연구의 배경

최근 원유가격의 상승 및 온실가스 문제의 가시화로 유기성폐자원의 신재생 에너지 개발에 관심이 높아지고 있다. 신재생 에너지 개발의 필요성이 크게 대두됨에 따라 혐기성 소화를 통한 메탄생산에 고농도 유기물질을 함유한 음식물쓰레기, 하수슬러지 및 축산 폐수 등이 이용되고 있으며, 그 비율이 점차 증가되고 있는 추세이다. 특히 2012년부터 가축분뇨와 하수슬러지 해양투기 금지 협약이 전면적으로 발효되었으며, 2013년부터는 음식물쓰레기 폐수(음폐수)의 해양투기가 본격적으로 금지되면서 육상처리의 부담이 큰 폭으로 증가하였다. 유기성 폐기물의 육상처리 과정에서 발생하는 하수슬러지, 가축분뇨 및 음식물류폐기물의 혐기성 소화 탈리액과 같은 고농도 질소를 함유한 폐수의 배출이 크게 증가되고 있어 경제적이고 효율적인 처리방안의 개발이 필요하다. 지금까지 유기성 폐기물의 혐기성 소화 과정에서 발생하는 탈리액은 적절한 처리 없이 대부분이 하수처리시설과 연계하여 처리하는 실정이나 하수연계 처리량이 급격히 증가됨에 따라 질소 부하율 증가를 야기하여 하수처리를 어렵게 하고 질소 제거 효율도 미흡하여 방류수수질기준에도 영향을 미치고 있는 실정이다.

이러한 여건과 맞물려 유기성 폐기물의 혐기성 소화 탈리액 중의 고농도 질소폐수를 경제적이고 질소제거 성능이 우수한 혐기성 암모늄산화(ANaerobic AMMonium OXidation, ANAMMOX) 반응을 이용한 처리방법이 유럽을 중심으로 실용화 되었다. ANAMMOX 공정에서 암모늄은 혐기성 조건에서 아질산을 전자수용체로 하여 질소로 전환된다. 일반적인 질산화/탈질 공정과 비교하여 ANAMMOX 공정은 아질산화 공정과 결합하면 산소 요구량, 탈질에 필요한 유기탄소원 및 슬러지의 생산량 절감에 있어 많은 장점을 가진다. 반면에 단점으로는 아질산화 반응을 수행하는 암모니아 산화균(Ammonium Oxidizing Bacteria, AOB)과 ANAMMOX 반응을 수행하는 혐기성 암모늄 산화균(ANAMMOX 균)은 독립영양균(Autotrophic Bacteria)이어서 미생물의 증식 속도가 늦어 반응조 내 우점화 시키기가 쉽지 않으며, 고농도의 미생물 확보가 어려워 실제 적용이 곤란한

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단점이 있다. ANAMMOX 공정은 네덜란드, 일본 등의 하폐수처리장에서 활발하게 적용되어 고농도 질소폐수의 처리에 이용되고 있다. 국내에서도 상당 수준의 연구 성과를 보이고 있으나, 아직은 대부분이 학위논문 및 실험실 규모의 연구 수준인 것으로 조사되었다. 또한 외국의 경우 각 나라에 자생하는 다양한 ANAMMOX 균을 탐색하고 균 특성에 적합한 최적의 농후 배양･증식기술 등을 개발하여 적용하고 있는 실정이나, 국내 대부분의 연구는 네덜란드 및 일본 등에서 ANAMMOX 균을 수입하여 배양 후 적용하는 위주의 연구를 진행하고 있어 ANAMMOX 균의 외국 균주예속이 불가피한 실정이다.

따라서 본 연구에서는 외국 ANAMMOX 균의 균주예속을 피하기 위해 국내에서 자생하는 ANAMMOX 균을 확보하며, 효율적인 농후 배양 및 증식기술의 개발을 통해 축산폐수 혐기소화 유출수에 적용하여 처리 능력을 평가하고자 한다.

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1.2 연구개발 목표 및 내용

안산지역을 포함한 국내 자생 혐기성 암모늄산화(ANAMMOX)균의 효율적인 배양기술을 개발하고 이를 통해 국내 독자적인 우수균주를 확보하며, 영세 축산농가에 적용 가능한 고농도 질소폐수의 ANAMMOX 반응 장치를 개발하는데 있다. 위 목표를 달성하기 위해 2개년에 걸쳐 다음의 내용을 연구한다.

구 분 연구개발 목표 연구개발 내용

1 차년도

(’13.4.1 ～’13.

12. 31)

안산지역 등 국내 자생

ANAMMOX 균의 확보 및

효율적인 배양기술 개발

1. 시화호 및 유입지천 저니토, 하폐수 처리 슬

러지(생물반응조 및 혐기성 소화조) 또는 갯

벌 등으로부터 국내 자생 ANAMMOX 균 확보

2. ANAMMOX 균주 활성도 평가

3. ANAMMOX 균의 효율적인 배양기술 개발

2 차년도

( ’ 1 4 . 1 . 1

～’14.12.31)

ANAMMOX 반응을 적용

한 축산폐수 혐기소화 유

출수 처리 장치 개발 및

처리 능력 평가

1. ANAMMOX 균의 효율적인 증식기술 개발

2. ANAMMOX 균을 적용한 축산폐수 혐기소화

유출수 처리 장치 설계 및 운전

3. 반응 장치의 운전 안정화 및 최적화

4. ANAMMOX 반응 장치의 처리 능력 평가

주) 1차년도 연구개발 내용 2), 3) 항 및 2차년도 1), 2)항은 1~2차년도에 걸쳐 중복적으로 수행될 예정임

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제 2 장 연구 추진체계 및 방법

2.1 연구개발 추진전략 ···························································· 5

2.2 연구개발 추진체계 ···························································· 6

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제 2 장 연구 추진체계 및 방법

2.1 연구개발 추진전략

가. ANAMMOX 균은 성장속도가 매우 느려 균의 탐색 및 초기 배양에 장시간이 소요됨. 따라서 자생 ANAMMOX 균의 탐색 및 배양은 1차년도부터 우선적으로 수행하되 2차년도까지 계속하였음.

나. 한편 축산폐수 혐기소화 유출수 처리에서 ANAMMOX 반응 장치는 혐기성 소화조 유출수에 적용 가능하므로 기존 축산폐수 혐기소화 유출수를 확보하여 아질산화 원수로 사용함.

다. 또한 자생 ANAMMOX 균주 확보에 장시간이 소요되므로 축산폐수 혐기소화 유출수 처리를 위해 설계･제작된 ANAMMOX 반응 장치는 기존의 균주를 이용, 1차년도부터 가동하여 장치의 성능을 평가하고 운전기술을 확보하며, 최종적으로 자생 ANAMMOX 균에 적용함.

라. 외국으로부터 분양 받은 ANAMMOX 균주에 대해 증식 경험이 있는 전테크(주)와 협력하여 ANAMMOX 균의 증식기술을 발전시켜 나갈 계획임.

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2.2 연구개발 추진체계

연구개발 추진체계는 아래와 같다.

1

차

년

도

문헌연구

자생 ANAMMOX 균의 확보

2

차

년

도

ANAMMOX 균의 농후 배양

장치 설계 및 제작균주 활성도 평가

ANAMMOX 균의 효율적인

배양 조건 확립

ANAMMOX 균을 적용한

축산폐수 혐기소화 유출수

처리 장치 설계 및 운전

반응 장치의 운전 안정화 및

최적화

ANAMMOX 반응 장치의

처리 능력 평가

그림 2-1. 연구개발 추진체계

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제 3 장 주요연구내용에 대한 국내･외 현황

3.1 이론적 배경 ······································································· 8

3.2 국외 ANAMMOX 연구 동향 ··········································· 14

3.3 국내 ANAMMOX 연구 동향 ··········································· 16

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제 3 장 국내･외 연구동향

3.1 이론적 배경

3.1.1 부분 아질산화 기술

아질산화는 ANAMMOX 공정은 물론 종래의 아질산 탈질을 유도하는 단축질소제거 (SBNR) 공정에서도 필수적인 반응이다. 특히, ANAMMOX에서는 유입 암모늄 (NH4+)의 약 55%만 아질산 (NO2-)으로 전환하는 부분 아질산화 (partial nitritation)가 요구되므로 공정의 제어가 매우 중요한 관심사항이다.

아질산화는 암모늄을 아질산으로 산화시키는 암모니아 산화균 (AOB)에 의해 수행된다. 중요한 점은 생성된 아질산이 질산으로 추가산화 되지 않도록 아질산 산화균 (NOB)의 활동을 억제하는데 있다. Anthonisen (1976) 등이 free ammonia (FA, NH3)와 free nitrous acid (FNA, HNO2)에 의해 AOB 활동을 선택적으로 억제할 수 있음을 보고한 이후 많은 연구의 진전이 있었다. Bae (2000) 등은 효과적인 NOB 저해 및 NO2- 축적을 위해서는 약 5 mg-N/L 이상의 FA 농도가 적합하다고 보고하였고, Chung (2007) 등은 연속류 반응기 (CSTR)로 FA 농도 20-25 mg/L에서 1.5년간 안정적인 아질산 축적을 생성하였다. 한편, Chung (2005) 등은 DO 농도가 아질산 축적에 매우 중요하며 특히, 생물막 반응기에서는 용액 (bulk liquid) 중의 FA 농도 보다 DO 농도가 더 결정적이며 1.5 mg/L 이하로 유지하는 것이 효과적이라고 하였다. Park and Bae (2009)는 FA와 FNA에 대한 AOB와 NOB의 저해에 관한 실험 및 모델링 연구를 수행하였다. 이들에 의하면 두 미생물 모두에 대해 FA는 Uuncompetitive inhibition을 FNA는 Noncompetitive inhibition 모델을 적용할 수 있음을 보여주었고, FA와 FAN가 공존 시에 적용 가능한 kinetic model을 저해 상수 값과 함께 제시하였다. 한편, Park (2007) 등은 pH가 AOB와 NOB의 반응속도에 미치는 영향을 경험 모델로 개발하였다. 최근 Khan and Bae (2015, Water research 투고)는 FA, FNA, pH 및 DO가 AOB와 NOB의 성장에 어떻게 영향을 줄 수 있는지 모델링과 실험을 통해 정량적으로 연구하였다. 이들의 연구결과에 의하면 고농도 암모니아 폐수에서는 pH의 영향이 지대하고, 원하는 암모니아 처리효율 (혹은

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유출수 농도)에 대해 최적의 pH 범위가 결정 될 수 있음을 보여 주었다. 또한 AOB의 활동이 왕성하게 될 경우 아질산의 축적 가능성이 대체로 높아짐을 보여 주었다.

이상의 연구결과들을 종합하면, AOB의 활동은 극대화 시키되 NOB의 활동은 최대로 억제하여 빠르고 안정적인 부분 질산화 (아질산화) 반응을 얻어낼 수 있으며, 영향인자들을 정량적으로 제어할 수 있음을 알 수 있었다.

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3.1.2 ANAMMOX 기술

암모니아성 질소를 전자공여체로 하고 아질산성 질소를 전자수용체로 하는 독립영양미생물에 의한 반응이 1941년 최초로 발견되었다(Tage Dalsgaard, 2005). 그 후 1995년 유동층 탈질 반응기를 장기간 운전하는 과정에서 유입된 암모니아성 질소가 무산소 상태에서 제거되는 혐기성 암모늄 산화 (ANaerobic AMMonium OXidation, ANAMMOX)반응 현상이 학계에 보고되었다(Mulder et., al, 1995). 처음 질산성 질소가 전자수용체 일 것이라 판단하였지만 <식 1>과 같이 화학양론식이 규명되면서 아질산성 질소가 전자수용체로 이용되는 것으로 밝혀졌다. ANAMMOX 반응은 미생물 대사에서 암모니아를 전자공여체로 아질산을 전자수용체로 이용하고 무기탄소원을 사용하여 혐기 조건에서 암모니아와 아질산을 질소 가스로 전환하면서 바이오 매스를 생성하는 과정이다.

NH4+ + 1.32NO2- + 0.066HCO3- + 0.13H+

→ 1.02N2 + 0.26NO3- + 0.066CH2O0.5N0.15 + 2.03H2O <식 1>

질소농도가 높은 폐수(축산폐수 혐기소화 유출수, 매립장 침출수, 축산분뇨 혐기소화폐액, 음폐수, 슬러지 혐기소화탈리액 등)의 대부분은 암모니아성 질소가 다량 함유되어 있다. 따라서 질산화과정과 탈질과정이 있어야 하는데, 암모니아성 질소가 고농도로 존재하면 질산화가 잘 이루어지지 않으므로 질산화에 매우 긴시간과 동력(폭기)을 필요로 한다. 이에 비해 부분 아질산화반응(Partial Nitritation)과 ANAMMOX 반응을 연계한 질소제거공정은, 폭기량 절감, CO2발생량 저감, 높은 제거량에 의한 필요 설비부지 축소, 운전비용 절감 등 많은 이점이 있다고 알려져 있다.

ANAMMOX 반응에 의해 질소성분을 제거하기 위해서는, 처리대상 원수에 암모니아성 질소와 아질산성 질소가 거의 동일한 몰비로 존재하여야만 한다. 따라서, 암모니아성 질소의 약 50%를 아질산성 질소 형태로 변환시켜야 하며, 이를 위해 필요한 기술이 부분 아질산화 기술이다. 이 부분 아질산화 기술은, 기존의

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질산화-탈질 공정에서의 질산화과정에서 아질산성 질소가 질산성 질소(NO3--N)로 전환되는 반응을 제어함에 의해 달성 가능하다.

ANAMMOX 공정의 상용화가 더딘 가장 큰 이유는, ANAMMOX 균의 증식속도 (배가시간 : 약 11일)와 균체수율 (0.13 g-dry weight/g-NH4-N)이 매우 낮기 때문이며, 증식속도와 균체수율은 ANAMMOX 균의 특성이므로 인위적으로 조절하기 어렵다. 이밖에도 기질로 이용되는 아질산성 질소의 저해와, 폐수에 존재하는 유기물 및 염분, 중금속, 인산염, 황화물 등의 저해, 그리고 산소에 대한 저해 영향도 고려하여야 한다. 그러나 한번 순양되어 균체농도가 높아지면, 배양환경조건에 대해 비교적 안정되므로 높은 질소제거성능을 기대할 수 있다고 알려져 있다. 여러 문헌에서 제시되고 있는 ANAMMOX 균주의 저해 요소들을 <표 3.1>, <표 3.2>, <표 3.3> 에 정리하였으며, 이를 참고하여 본 연구의 실험을 진행하였다.

<표 3.1> Nitrite inhibition of ANAMMOX

Operation mode

Nitrite(mg/L)

FNA(g/L) Effect References

- >100 - Inhibition Strous, 1999Batch >185 30.9 Inactivation Egli, 2001

Continuous flow >280 29.5 Inhibition Isaka, 2007Batch >274 - Inhibition

Kimura, 2010Continuous flow >750 - InhibitionContinuous flow 380 19.8 ± 5.0 -31%a

Tang, 2010Continuous flow 390 - -85%a

Continuous flow 280 77.7 -12%a

Batch 224 5.9 -50%a Oshiki, 2011Continuous flow 768 134.4 ~ 213.1 -24%a Chen, 2011

Batch - 11 –70%a

Fernandez, 2012Continuous flow 300, 400 - Inhibition

a. TN removal efficiency

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<표 3.2> ANAMMOX inhibition caused by nontoxic organic matter

Operation mode Organic matter Concentration Effect References

continuous flow Glucose 1 mmol/L -12% van de Graaf, 1996

Batch and continuous flow

GlucoseFormate, acetate and alanine

Propionate

0.5-3 mmol/L0.5-3 mmol/L

<3 mmol/LNot significant Guven, 2005

Batch Acetate10 mmol/L25 mmol/L50 mmol/L

Not significant-22%-70%

Dapena-Mora, 2007

continuous flow COD >300 mg/L Anammox inactive Chamchoi, 2008

Semi-continuousPig manure effluent

(after post digestion)Pig manure effluent

(after partial oxidation)

>237 mg-COD/L

>290 mg-COD/L-100% Molinuevo, 2009

continuous flow Sucrose 700 mg/L -45% Tang, 2010

Batch AcetatePropionate 1 mmol/L -2%

-1% Oshiki, 2011

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<표 3.3> The phosphate and sulfide inhibition of ANAMMOX

Inhibitor Operation mode Concentration (mmol/L) Effect References

Phosphate

Batch 5 or 50 -100% van de Graaf, 1996

Batch <1>2

No inhibitionInhibition Jetten, 1998

Batch 20 No inhibition Egli, 2001

Batch1.83.69.2

-37%-80%-80%

Pynaert, 2003

Batch 20 -50% Dapena-Mora, 2007

Batch 20 (phosphorus) -20% Oshiki, 2011

Sulfide

Batch 1 or 5 Advance

van de Graaf, 1996Continuous flow 2 (A pulse feed) 20%

Continuous flow 2 (Intermittent feeding) 60%

Batch 2 -60%Dapena-Mora, 2007

Batch >5 -100%

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3.2 국외 연구 동향

1998년 네덜란드 Delft University에서 탈질 pilot 반응조를 운전하면서 질산성 질소가 존재하는 상황에서 암모늄이 없어지는 현상을 확인하고 이 반응을 혐기성 암모늄산화(ANAMMOX) 반응이라고 명명하였다. 이와 비슷한 시기에 네덜란드 Delft 하수처리장의 full-scale 연구에서도 ANAMMOX 반응의 증거가 발견되었다(Tage Dalsgaard, 2005). 이후 네덜란드 Delft University의 Strous 등이 연속회분식 반응기(Sequencing Batch Reactor)를 이용하여 ANAMMOX에 대한 연구를 시작하였다. 1999년 Jetten 등은 ANAMMOX 균이 전자공여체로 암모니아성 질소를 전자수용체로 아질산성 질소의 사용함을 증명하였고, 낮은 DO 농도에서 ANAMMOX 균이 큰 저해를 받았다고 보고하였으며, ANAMMOX 균의 증식 속도가 매우 느려 doubling time이 약 11일 정도 소요된다고 발표하였다. 2000년대 초반부터는 세계적으로 ANAMMOX에 대한 연구가 활발하게 진행되었다. 네덜란드의 Delft University에서 세계 최초로 70 m3 규모의 plant를 하수처리장에 설치하여 운전한 결과 ANAMMOX 균의 증식 속도가 늦어 반응조 내 ANAMMOX 균의 우점화가 어려워 운전 초반에 상당한 어려움이 있었으나, 그에 대한 문제점을 상당 부분 보완･해결하여 현재는 11개의 상용화에 성공하였다. 이는 Delft University에서 ANAMMOX 균의 대사 경로 규명과 배양 원천기술 개발에 상당한 시간과 비용을 들였기 때문에 빠른 시간 안에 상용화가 가능했을 것이라 판단된다.

일본 역시 2000년대 초반에 KUMAMOTO University에서 ANAMMOX 관련 연구를 시작하였다. 일본에서의 ANAMMOX 초기 연구는 일본 내 자생 ANAMMOX 균의 탐색 및 배양･증식에 관한 연구를 중점적으로 수행하였으며, 다년간의 연구 결과 자생 ANAMMOX 균의 증식에 성공하였다. 이후 약 10년간 실험실 및 pilot 규모에서 다양한 반응조 형태 등의 연구를 통해 ANAMMOX 균의 배양･증식에 대한 기초적인 특성, 저해 요소 및 운전 조건에 대한 결과 등을 도출하였으며, 현재 환경 업체들과의 기술제휴를 통해 다양한 고농도의 질소폐수 처리 시설의 실용화 및 상용화에 박차를 가하고 있는 것으로 조사되었다. 이외에도 미국, 브라질, 중국, 독일, 프랑스, 스위스 등에서 다양한 형태의 반응조와 담체를 이용한 ANAMMOX 관련 연구를 진행하고 있으며, 실용화 및 상용화를 추진하고 있는 것으로 조사되었다. 추가적인 국외 ANAMMOX 배양사례는 <표 3.4>에 정리하여 나타내었다.

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<표 3.4> 국외 ANAMMOX 배양관련 연구 현황

Reactor Seeding sludge T(℃) HRT (h) pH Start amx reaction(Days of operation)

NLRmax(kg-N/m3‧d)

NRRmax(kg-N/m3‧d) References

UAGSB Anaerobic granular sludge 35±1 1.01-10.1 - 72 16.4 15.4 Zheng, 2009

UASB Methanogenic granules 35±1 0.83-1.57 6.8-7.0 ~80 13.9 11.7 Zheng, 2010

SBR Anaerobic activated sludge 30±1 2.43-24 7.5-8.0 31 2.73 2.01

Hu, 2008

UBF Anaerobic activated sludge 30±1 3.02-24 7.5-8.0 57 2.5 1.99

SBR Mixed activated sludge 36.0±0.3 45.6-88.4 7.2-8.7 ~180 1.6 1.57 Lopez, 2008

CSTR Anaerobic sludge 25-38 48 7.5-8.0 65 0.23 0.22 Bagchi, 2010

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3.3 국내 연구 동향

국내에서는 1990년대 후반에 암모니아를 아질산으로 산화시키는 아질산화 공정과 탈질 공정을 결합한 단축질소제거 공정에 대한 연구가 활발히 진행되었다. 이후 ANAMMOX 공정에 대한 실험실 규모의 기초연구도 진행되었으나 그 성과는 미미한 실정이다. 현재까지 국내에서 주요 연구된 내용은 ANAMMOX 균의 탐색과 동정을 통한 ANAMMOX 균의 분리 및 기초적인 특성 파악 등이다. 아직은 대부분이 학위논문 및 실험실 규모의 연구 수준인 것으로 조사되었다.

2004년부터 2010년까지 한국과학기술연구원에서 ‘입상 혐기성 암모늄 산화균을 이용한 고효율 질소제거공정 개발’ 및 ‘혐기성 암모늄 산화균을 이용한 반류수 및 양돈폐수의 비용절감형 질소제거시스템 개발’ 연구를 Pilot test 까지 수행하였으나 질소제거 속도가 약 0.5 kg-N/m3･d에 불과하여 실용성이 없는 것으로 조사되었다(외국의 경우 10 kg-N/m3･d 이상). 이 외에도, 하수반류수 및 축산폐수 혐기소화 유출수를 대상으로 ANAMMOX 균에 대한 것과 처리성능에 대한 연구가 다수 수행되었으나, 성과는 미비하였으며, 이와 관련된 국내 특허는 10건 이하이다. 추가적인 국내 ANAMMOX 연구 현황에 대해서는 <표 3.5>에 나타내었다.

현재 진행 중인 우리나라 ANAMMOX 관련 대부분의 연구는 ANAMMOX 연구의 선진국인 네덜란드 및 일본 등에서 ANAMMOX 균을 수입하여 농후 배양 후 적용하는 위주의 연구를 수행하고 있다. 따라서 국내의 연구는 ANAMMOX 반응에서 가장 기초적이고 핵심적인 국내 자생 ANAMMOX 균을 탐색･확보하고 이를 농후 배양 및 증식 시킬 수 있는 기술의 연구 개발이 절실히 필하다.

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<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황

구분 논문 제목연구 내용 및 결과

출처연구 내용 폐수형태 슬러지 종류 반응기 종류

질소제거 속도(kg-N/m3‧d)

폐수처리적용

실험실 규모 입상 혐기성 암모늄 산화 연속회분식 반응조 내의 신종 사상균 동시 농후 배양에 관한 연구

동시 농후 배양된 사상 의심 균주(CHL)에 대한 분석 및 anammox 공정에서의 역할 규명(입상 슬러지 형성에 구조적 역할)

하수처리장 소화조 상징액

농후배양 된 입자성

Anammox 균주사용

SBR 0.23 ± 0.10 박홍근, 2013

배양UASB 반응조와 SBR을 이용한 Anammox 공정의 발현

350일 이후부터 암모니아성질소 제거율 증가 (ANAMMOX 활성 균 식종)

합성폐수청원군 소재

C공장의 입상형 슬러지

UASB 0.41 박노백, 2007

배양

입상 슬러지 반응조 내의 혐기성 암모늄 산화(ANAMMOX) 및 분자생태학적 특성 평가

450일 운전, 3단계로 나누어서 종분석 및 질소농도 변화 관찰(반응기 운전 약 250일 후 ANAMMOX 반응 관찰)

합성폐수맥주공장 메탄생성 반응기내

입상슬러지SBR 0.018 김창균, 2006

배양독립영양 질소제거 미생물의 입상화 및 군집특성

hydroxylamine 첨가로 아질산염과 질산염으로 독립영양 암모늄 산화가 가능hydrazine은 지속적인 혐기성 질소제거 공정에 중요한 성공인자 중 하나

합성폐수(초기에

hydroxylamine 과

hydrazine 미량 주입)

맥주발효공장폐수 처리시설 입상슬러지

UASB 0.023 안영호, 2004

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<표 3.5> 국내 ANAMMOX 연구 현황 (계속)




폐수처리적용돈사폐수의 혐기성 질소제거공정에서 일어나는 특이반응

고농도 질소와 유기물 및 인과 황이 포함된 기질특성으로 인한 ANAMMOX 반응 이외에도 다양한 복합반응 일어남(산발효, 탈질, 황 화합물의 환원, 인의 결정화)hydroxylamine의 농도 높을수록 NH4+-N 제거율 높음, hydrazine이 ANAMMOX 반응의 중간생성물로서 중요한 역할을 수행하고 있음을 확인

돈사폐수+합성폐수

농후배양 된 Anammox 균주사용

UASB 0.77 민경석, 2006

배양 및 폐수처리적용

부분질산화와 혐기성 암모늄산화를 이용한 돈사폐수처리

부 분 질 산 화 ( S H A R O N ) +ANAMMOX 결합공정을 이용한 돈사폐수 처리


주정폐수처리장 입상슬러지 UASB 0.7 민경석, 2006


돈사폐수로부터 질소의 혐기성 생물전환 : 유입수 NO2-N/NH4-N 비에 따른 영향

ANAMMOX 미생물은 탈질미생물과 경쟁하지 않음 반응조 하단부의 슬러지층이 cytochrome 증가로 인해 암회색에서 암적색으로 점차 변화


주정폐수처리용 입상슬러지 UASB 0.66 민경석, 2004

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혐기성 슬러지상 반응조를 이용한 돈사폐수의 암모늄 제거

입상형 슬러지를 식종하여 ANAMMOX 반응이 빠르게 나타났음 ANAMMOX 미생물과 종속영양미생물의 공존가능성과 양돈폐수로부터 인의 회수 가능성을 보여줌

양돈폐수+ 합성폐수

양조폐수처리용 과립형 슬러지 UASB 0.32 민경석, 2002

배양

연속회분식 반응기를 이용한 혐기성 암모늄 산화균 농후배양에서의 정성 및 정량적 미생물 군집구조 분석

35일에 첫 반응 관찰(70일 운전), 식종초기에 비해 농후배양 이후에 미생물 군집구조가 현저하게 단순해짐

합성폐수국내 A

하수처리장의 활성슬러지

0.5 L 실험병 0.021 정진영, 2009

폐수처리적용

혐기성 암모늄 산화공정에서 혐기성 회분식 실험에 의한 NH 3-N/NO 2-N의 최적비 산정

다섯 가지의 NH3-N/NO2-N 비율을 실험 NH3-N/NO2-N 비율 1.00:1.15 또는 이보다 낮을 때가 혐기성 암모늄 산화반응에 적합할 것으로 판단

합성폐수농후배양 된 Anammox 균주사용

serum bottle - 정진영, 2008

- 20 -





탐색 및 배양

하수 슬러지와 혐기성 입상슬러지를 식종한 혐기성 암모니아 산화 반응기의 미생물 탐색

250일 이후 미생물 군집구조 분석, 혐기성 독립영양 조건임에도 불구하고 다양한 미생물 군 존재 확인 독특한 Anammox종으로 추정되는 clone 획득

합성폐수

오 수 처 리 용 RBC공정의 탈리된 부유성 슬러지+ 혐기성 공정(주정폐수 처리용 UASB)의 입상슬러지

UASB 0.9 정진영, 2007

배양혐기성 암모늄 산화 반응기 내 붉은색 입상슬러지의 미생물 군집구조 분석

anammox 미생물이 붉은색 혐기성 입상 슬러지에 우점하고 있었고, 붉은 생물막에 특히 집중적으로 존재

합성폐수

위와 동일+ anammox 활성이 나타난 축산폐수 처리장의 부유성 슬러지

UASB 0.54 정진영, 2006

탐색 및 배양

혐기성 암모늄 산화균의 활성에 대한 식종미생물, 히드라진 및 아질산성 질소 농도의 영향

국내 5개 지역에서 채취한 슬러지와 입상 슬러지를 대상으로 ANAMMOX 활성도 평가(30일), 식종된 슬러지 (1)과 (4)의 경우가 가장 높은 활성 보임

합성폐수

(1)고농도 암모니아폐수 순응 입상 슬러지, (2)주정 폐 수 처 리 용 UASB 혐기성 입상 슬러지, (3)B지역 RBC 공정 슬러지, (4)Y지역 축산폐수 슬러지, (5)U지역 RBC 공정 슬러지

serum bottle 0.017 정진영, 2005

- 21 -

제 4 장 실험재료 및 방법

4.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 담색 및 배양 ·················· 22

4.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수

처리 장치 개발 ······························································· 29

- 22 -

제 4 장 실험재료 및 방법

4.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 탐색 및 배양

4.1.1 1차 배양실험

ANAMMOX 균의 탐색 및 배양 연구에서 1차 실험에는 SBR (Sequencing Batch Reactor)을 이용하였다. 반응기 총용적은 2.5 L, 유효용적은 2 L로 아크릴 재질로 총 4기의 반응기를 제작하였고, 30~35℃로 온도 유지를 위해 water jacket과 water bath를 설치하였다. 유입 및 반응시간 동안 기질과 슬러지의 원활한 혼합이 이루어지도록 각 반응기에 교반기를 설치하였다.

반응기 식종에 사용된 슬러지는 총 4가지로 각각 하수처리장 활성 슬러지, 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지, 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지, 가축분뇨 호기성 소화 슬러지를 이용하였다. 반응기에 미생물을 식종하기 전에 PBS (phosphate buffer solution)을 이용해 5회 수세하였다. 식종 슬러지의 초기 MLSS (Mixed Liquor Suspended Solid) 농도는 약 5,000 mg/L가 되도록 하였다.

ANAMMOX 미생물은 산소에 매우 민감한 것으로 알려져 있다. 이에 반응조 내부에 녹조로 인한 산소 발생을 방지하기 위해 암실에서 운전하였다. 유입수 제조 후 용존산소를 제거하기 위해 유입수 탱크를 고순도의 Argon gas (Ar, 99.99%)로 탈기하였다. 유입수가 반응기에 유입 된 후에도 반응기 잔존 용존산소 제거 및 CO2 보충을 위한 Ar/CO2 (95%/5%) 혼합 gas 하였다. <그림 4.1>에 실험장치 전경을 나타내었다. 합성폐수 조성은 <표 4.1>에 나타냈다. 유입되는 아질산성 질소(NO2--N)의 농도는 100 mg/L 이하로 유지하였으며, 탈질 반응에 의한 ANAMMOX 균의 기질 결핍을 막기 위해 운전 구간에 걸쳐 탄력적으로 농도를 조절하였다. 암모니아성 질소와 아질산성 질소의 유입 농도 비율 (NH4+-N:NO2—N)은 ANAMMOX 화학 양론식에 근거하여 1:1.3 이 되게 하였다.

- 23 -

<그림 4.1> 암실 내부의 반응기 전경 (A) 및 실험장치 전경 (B)

- 24 -

<표 4.1> ANAMMOX 반응기 합성폐수 조성표<unit : g/L>

Substance Concentration

Nutrient

NaNO2 0.26 ~ 0.46

(NH4)2SO4 0.25

KHCO3 0.5

KH2PO4 0.027

MgSO4∙7H2O 0.3

CaCl2∙2H2O 0.18

Element S1EDTA 5

FeSO4∙7H2O 5

Element S2

EDTA 15

ZnSO4∙7H2O 0.43

CoCl2∙6H2O 0.24

MnCl2∙4H2O 0.99

CuSO4∙5H2O 0.25

NaMoO4∙2H2O 0.22

NiCl2∙6H2O 0.19

NaSeO4∙10H2O 0.21

H3BO4 0.014

<참고문헌 : Strous. et al., 1999>

- 25 -

<그림 4.2>에 SBR 운전주기의 모식도를 나타내었다. 운전 기간 0~22일까지는 SBR은 유입 0.5시간, 반응 22시간, 침전 1시간, 유출 및 휴지 0.5시간으로 24시간이 1cycle로 운전되게 하였다. ANAMMOX 미생물의 확보를 위하여 SRT는 따로 조절하지 않았으며, HRT는 기질의 제거되는 정도에 따라 점차 증가시켜 나갔다. <표 4.2>에 반응기 운전 기간별 HRT의 변화에 대하여 나타내었다.

<그림 4.2> SBR 운전 주기

<표 4.2> 반응기의 일별 HRT 변화

운전기간(Days of operation) HRT(day)

0-22 1

23-92 2

93-398 7

- 26 -

반응기의 유입 및 유출은 침전된 미생물의 유실을 최소화하기 위해 50% (1L)만 유출시키고 50%의 유입수를 주입하였다. 합성폐수의 변질을 예방하기 위하여 1주일 간격으로 유입수의 제조 및 0.1M HCl solution으로 유입수 tank를 세척하였다. 유입 및 반응시간 동안 기질과 슬러지의 원활한 혼합이 이루어지도록 paddle을 약 60 rpm으로 회전 시켜주었다. Sampling 주기는 하루에 한번 씩 유입수와 유출수를 채취하여 분석하였다. 모든 분석 방법은 Standard method (APHA, 2005)에 준하여 실시하였으며 SCODCr, NH4+-N, NO2--N, NO3--N, MLSS 등을 분석하였다.

- 27 -

4.1.2 2차 배양실험

<그림 4.3>에 반응기 전경과 부착성 여재를 나타냈다. ANAMMOX 균의 1차 탐색 및 배양 실험에서 ANAMMOX 반응이 관찰되었던 2가지 종류의 슬러지 (매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지, 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지)를 이용하여 ANAMMOX 균의 2차 탐색 및 배양 연구를 진행하였다. 2차 배양 실험에서는 1차 실험에서 운전하였던 SBR과 동일한 반응기를 CSTR (Continuous Stirred Tank Reactor) 형태로 운전 하였으며 반응기 내부에 부착성 여재 (효성 BC-Plus)를 미생물과 같이 식종 하였다. HRT (Hydraulic Retention Time)는 2일로 유지하였다. 반응기 내부를 혐기성 조건으로 유지하기 위해 유입 및 유출 포트를 제외한 반응기의 모든 부분을 1차 실험보다 더 강력히 밀폐하였으며, 상향류식으로 유출가 상부로 빠져나가게 하여 반응기 내부의 head space 또한 완전히 제거하였다. 유입수 tank는 외부 공기 노출에 의한 산소의 영향을 최대한 배제하기 위해 반응기와 동일 형태로 제작 및 운전 하였고, tank 최상단 포트에 고순도 Argon gas를 충진한 gas bag을 설치하여 유입수 tank에서 반응기로 빠져나간 만큼 gas가 유입수 tank로 들어오게 하였다. 합성폐수 조성 및 유입수 탈기, 운전 온도는 1차 배양실험과 동일하게 운전하였다. Sampling 주기는 이틀에 한번 씩 유입수와 유출수를 채취하여 분석하였다. 모든 분석 방법은 Standard method(APHA, 2005)에 준하여 실시하였으며 NH4+-N, NO2--N, NO3--N, SCODCr 등을 분석하였다.

- 28 -

<그림 4.3> 암실 내부의 반응기 전경 (A) 및 부착성 여재 (B)

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4.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리

4.2.1 부분 아질산화 실험

ANAMMOX 공법을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리 장치 개발 및 처리 능력 평가에 이용된 아질산화 반응기의 모식도 및 전경을 <그림 4.4>, <그림 4.5>에 각각 나타냈다. 반응기는 CSTR (Continuous Stirred Tank Reactor) 형태로 제작하여 운전하였고, 가축분뇨 혐기소화 탈리액을 대상폐수로 처리하기 위해 제작·운전하였다. 총 용적 6L, 유효 용적 5L로 제작하였으며 침전조는 5L로 제작하였다. 침전조에 침전된 슬러지는 정량펌프를 이용하여 반응조로 반송하였다. 온도유지를 위해 water jacket을 설치하였으며 교반기와 임펠러로 반응기 내부를 혼합시켰다. pH, DO controller를 설치하여 실시간으로 모니터링 및 control이 가능하게 하였으며 에어컴프레셔와 air flow meter를 이용하여 반응조에 산소를 공급하였다.

하수처리장 포기조 반송슬러지를 아질산화 반응기에 식종 하였다. 슬러지는 약 3,000 rpm으로 원심 분리하여 상등액은 버리고, buffer solution으로 2번 수세 후 반응기에 식종하였다. 초기 식종된 미생물의 MLSS (Mixed Liquor Suspended Solid) 농도는 약 3,000 mg/L로 하였다.

Start-up 기간에는 합성폐수를 유입수로 공급하였다. 합성폐수 조성은 <표 4.3>에 나타내었다. 유입수는 성상의 변화를 막기 위해 7일 간격으로 제조했으며, 유입수조에 별도로 교반기를 설치하여 혼합을 원활하게 하였다. 운전초기 유입 암모니아성 질소 농도를 40 mg/L로 제조하여 유입시키다가 약 2,000 mg/L로 농도를 증가시켰다. 유입수를 실폐수로 전환하고자 하였으나 성상이 고르지 못하고 현장의 유지·보수 작업으로 인해 공급이 원활하지 않았다. 따라서 실폐수 (10%)와 합성폐수 (90%)를 혼합하였으며 혐기소화 유출수와 유사한 암모니아성 질소농도 (2000 mg/L)를 제조하여 공급하였다. 반응기의 pH와 DO는 실시간으로 모니터링 및 control 하였다.

- 30 -

<그림 4.4> 부분 아질산화 반응기 모식도

<그림 4.5> 아질산화 반응조 전경

- 31 -

<표 4.3> 부분 아질산화 반응기 합성폐수 조성표Component Dose (g/L) Source forMgSO4.7H2O 5.1 MgFeSO4.7H2O 0.2 Fe

CaCl2 0.5 CaKCl 0.7 K

MnSO4.H2O 0.5 MnCH3COONa 120.0 CODNH4HCO3 57.6 N, AlkalinityNaHCO3 67.0 AlkalinityKH2PO4 7.5 P, pH buffer

pH controller에 0.1M의 HCl과 5M의 NaHCO3를 공급할 수 있는 펌프를 연결하여 자동으로 control 하였다. DO는 air flow meter를 이용하여 조절하였다. 본 반응기는 현재까지 약 450일간 운전되고 있으며, 반응기의 운전 인자는 아래 <표 4.4>에 나타내었다.

운전조건 부분 아질산화 반응기 (CSTR)Ammonia Loading Rate 0.1∼6 kg-N/m3⦁dayAmmonia Concentration 50∼2,000 mg-N/L

DO 1.0~1.5 mg/LpH 7.1~8.0온도 30 ± 2 ℃HRT 8~24 hoursSRT 4.8~15 days

CODcr 400~1,600 mg/L

<표 4.4> 아질산화 반응기 운전인자

- 32 -

4.2.2 ANAMMOX 실험

4.2.2.1 PVA bead를 이용한 ANAMMOX 반응기

2차년도 연구목표인 축산폐수 혐기소화 유출수 처리장치 개발 및 처리능력 평가에서 아질화조와 연계된 ANAMMOX 반응기를 운전하였다. ANAMMOX 반응기는 아크릴 재질의 원통형으로, 혐기성 조건을 유지하기 위해 유입 및 유출 포트를 제외한 반응기의 모든 부분을 밀폐하였다. 실험에 사용된 반응기는 컬럼 형태로 제작하였으며 CSTR 형태로 운전하였다. 반응기의 총 용적 및 유효용적은 headspace 없이 운전했기 때문에 3L로 동일하다.

식종 미생물은 농후 배양된 ANAMMOX 균주를 ㈜전테크로부터 제공받아 식종하였으며 PVA-gel bead(kuraray, 일본)를 미생물과 같이 식종하였다. 반응기 운전에 실제 사용된 PVA-gel bead의 모습을 <그림 4.6>에 나타내었다.

<그림 4.6> PVA-gel bead

- 33 -

초기 약 300일동안 진행된 실험에서는 PVA-gel bead를 미생물과 같이 식종하여 bead 안쪽으로 ANAMMOX 미생물의 정착을 통한 안정적인 질소제거효율 증가를 기대하였지만, 결과적으로 bead 안쪽에서 ANAMMOX 미생물이 존재하지 않았기 때문에 추후 재 시작한 실험에서는 사용하지 않았다.

<그림 4.7> ANAMMOX 반응조 전경 (1차 실험)

반응기에 설치된 교반기와 함께 stirrer를 이용한 반응기 내부에 넣어 놓았던 magnetic bar의 작동으로 미생물보다 상대적으로 무거운 bead가 원활히 움직일 수 있게 하였다. 반응기에서 빠져나간 미생물의 반송을 위해 후단에 침전조를 설치하여 침전조 상등수는 유출시키고 하부에 가라앉은 미생물은 정량 펌프를 이용하여 직접 반응기로 다시 넣어주었다. 반응기 운전 약 300일 동안 HRT는 2일로 고정하여 운전되었다.

장기간 냉장보관 되어있었던 ANAMMOX 균의 안정화를 위해 합성폐수를 제조하여 유입시켰으며, TN (암모니아성 질소+아질산성 질소) 농도를 기준으로 80% 이상의 제거율과 유출수의 아질산성 질소 농도가 20 mg/L이 넘지 않는 것을 확인하고 유입 농도를 계속해서 증가시켜 나갔다. 유입수의 pH는 7.5로 조절하였으며, 3일 간격으로 5L씩 제조하여 사용하였다. 유입수 제조 후 ANAMMOX 균의 산소에 대한 저해를 막기 위해 고순도 아르곤 가스(순도 99%)를 이용하여 유입수 tank와 반응기 내부를 동시에 탈기시켜주었다.

- 34 -

4.2.2.2 부착성 여재를 이용한 ANAMMOX 반응기

재시작한 ANAMMOX 반응기는 현재까지 약 80일 정도 운전되고 있으며, 미생물의 유실을 최소화하기 위하여 부착성 여재를 미생물과 같이 식종하였다. 이 시기에 운전된 ANAMMOX 반응조의 전경은 <그림 4.8>에 나타내었으며 유입수 관리 및 운전 방법은 앞서 설명한바와 동일하다.

<그림 4.8> ANAMMOX 반응조 전경 (2차 실험)

이 시기에 미생물의 성장을 위한 반응기의 질소부하율을 높이는데 있어서 유입되는 기질의 농도 증가가 아닌 HRT의 단축을 중점적으로 이용하여 질소부하율을 증가시켰다. 이는 기존에 수행했었던 약 300일 동안의 운전결과로 미루어 봤을 때, ANAMMOX 미생물이 고농도의 아질산성 질소에 쉽게 저해를 받기 때문에 HRT의 단축으로 인한 직접적인 고농도의 아질산성 질소 접촉을 피하고 결과적으로 ANAMMOX 미생물의 안정성을 확보하여 전체적인 질소제거율의 향상을 이루고자 하였다. 아래의 <표 4.5>에 반응기 운전 기간별 HRT의 변화에 대하여 나타내었다.

합성폐수를 이용한 반응기의 안정화 이후 실폐수를 적용하여 운전을 하였다. 실폐수는 아질산화 반응기에서 나오는 유출수를 사용하였으며, 유입되는 기질 농도에 맞추어 희석을 하고 부족한 trace metal을 첨가하여 유입시켰다.

- 35 -

<표 4.5> 반응기의 일별 HRT 변화

운전기간 HRT (hr)

0 48

0-2 40

2-4 32

4-6 24

6-8 16

8-16 12

16-26 10

26-48 12

48-50 15

50-53 13

53-57 11

57-62 10

62-63 9

63-76 10

76- 12

- 36 -

제 5 장 연구결과

5.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 탐색‧배양 ························· 37

5.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 처리 ·················· 58

- 37 -

제 5 장 연구결과

5.1 국내 자생 ANAMMOX 균의 탐색･배양

ANAMMOX 반응을 수행하는 혐기성 암모늄 산화균 (ANAMMOX 균)은 독립영양균 (Autotrophic Bacteria)으로서 미생물의 증식 속도가 매우 느려 반응조 내 균을 우점화 시키기가 쉽지 않아 고농도의 미생물 확보가 어려운 문제점이 있다. 외국의 경우 각 나라에 자생하는 다양한 ANAMMOX 균을 탐색하고 균 특성에 적합한 최적의 농후 배양･증식기술 등을 개발하여 적용하고 있는 실정이나, 국내 대부분의 연구는 네덜란드 및 일본 등에서 ANAMMOX 균을 수입하여 배양 후 적용하는 위주의 연구를 진행하고 있어 ANAMMOX 균의 외국 균주예속이 불가피한 실정이다. 따라서 본 장에서는 국내(안산)에서 자생하는 ANAMMOX 균을 확보하며, 효율적인 농후 배양 및 증식기술의 개발 연구결과를 기술하였다.

본 연구는 1차로 안산하수처리장 포기조 슬러지, 반월 산단의 주정폐수 탈질조 슬러지, 그리고 안산 인근의 축산폐수 처리 호기성슬러지와 매립지 침출수 처리장으로부터 각각 미생물을 채취하여 SBR 반응기에 접종 후 약 400일 동안 배양하였다. 이들 중 ANAMMOX 반응이 가장 뚜렷이 일어난 것으로 판단된 2가지 슬러지를 선정하여 반응기 형태와 운전방법을 개선시켜 2차로 재 배양 연구를 수행하였다.

- 38 -

5.1.1 1차 배양 실험 (4가지 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가)

5.1.1.1 암모니아성 질소

<그림 5.1>은 접종 슬러지별 유입 및 유출수의 암모니아성 질소의 일변화를 나타낸 것이다. 운전초기 15일까지 유입되는 암모니아성 질소 농도를 60~100 mg/L가 되도록 주입하였다. ANAMMOX 반응에 저해를 주기 시작하는 암모니아성 질소의 농도는 실험조건 마다 다르지만 대체로 약 150 mg/L로 보고되었다. 또한 많은 연구자들은 ANAMMOX 균의 탐색 실험을 100 mg/L 농도 이하에서 시작하는 것으로 보고되었다.

하수처리장의 슬러지(A)를 접종한 반응기는 운전 15일까지 유출수의 암모니아성 질소의 농도가 유입수의 암모니아성 질소 농도보다 약 19% 높았다. 이는 미생물의 자산화 (cell decay)에 의해 암모니아성 질소가 용출된 것으로 판단된다. 반면에 주정폐수, 침출수, 축산폐수 처리 호기성 슬러지는 이 시기에 유입수와 유출수의 암모니아성 질소 농도의 차이가 거의 없었다. 운전 32일부터 44일까지 하수처리장, 주정폐수, 침출수, 축산폐수의 암모니아성 질소의 농도를 약 130 mg/L로 증가시켰다. 이 때는 종속영양탈질로 유입수의 아질산성 질소가 모두 제거되기 때문에 (그림 5.2 참조) ANAMMOX 미생물로 공급되어야 할 아질산성 질소를 보충 하였다. 이에 따라 암모니아성 질소도 같은 비율로 증가 시켜 운전하였다. 그러나 축산폐수(D)의 경우에는 아질산성 질소가 동일하게 제거되었지만 암모니아성 질소역시 일부 감소되었기 때문에 ANAMMOX 반응이 시작된 것으로 생각하여 반응조건의 변화를 안 주려고 유입수의 아질산성 질소와 암모니아성 질소의 농도를 증가시키지 않았다.

운전 333일 이후부터 주정폐수 슬러지(B)와 침출수 슬러지(C)를 접종한 반응기에서 암모니아성 질소가 제거되기 시작하였다. 암모니아성 질소의 평균제거 효율이 각각 41.2%와 78.7%였다. 그러나 다른 두 반응기에서는 암모니아성 질소의 제거가 미미하였다.

- 39 -

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NH4- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200

Beginning of reactionEnd of reaction

(A)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NH4- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(B)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NH4- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(C)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NH4- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(D)

<그림 5.1> 접종 슬러지별 유입/유출수의 암모니아성 질소 일변화(A: 하수처리장, B: 주정폐수, C: 침출수, D: 축산폐수)

- 40 -

5.1.1.2 아질산성 질소

<그림 5.2>는 접종 슬러지별 유입 및 유출수의 아질산성 질소의 일변화를 나타낸 것이다. 운전초기 15일까지 유입되는 아질산성 질소 농도를 25~50 mg/L가 되도록 주입하였다. 4반응기 모두 유출수의 아질산성 질소가 모두 제거되는 것으로 나타났다. 이 때는 미생물 자산화에 의해 유기물의 농도 또한 증가 (그림 5.5 참고)되고 있었기 때문에 이를 이용한 종속영양 탈질이 일어난 것으로 판단된다. 따라서 ANAMMOX 미생물이 이용할 기질이 부족하기 때문에 운전 15일부터 74일까지 유입수의 평균 아질산성 질소를 약 127 mg/L로 증가 시켰다. 그러나 앞에서 설명한 바와 같이 축산폐수 슬러지는 이 때 암모니아성 질소도 감소했기 때문에 ANAMMOX 반응을 교란하지 않기 위하여 유입수 농도를 증가시키지 않았다.

74일 이 후 유기물 농도가 점차 감소되어 안정됨에 따라 탈질의 영향은 없을 것으로 판단하고 아질산성 질소의 농도를 점차 감소시켜 약 50~100 mg/L로 운전하였다. 4반응기 모두 약 340일가지 아질산성 질소가 제거되는 구간이 일부 관찰되긴 했지만 이 때 암모니아성 질소는 제거되지 않았기 때문에 ANAMMOX 반응이라고 판단하지 않았다. 그러나 침출수슬러지(C)는 운전 330일부터 아질산성 질소가 점차 제거되기 시작하여 평균 97.1%의 안정적인 제거 효율을 나타냈으며 동시에 암모니아성 질소도 제거되었다. 또한 주정폐수 슬러지도 침출수 슬러지보다 안정적이진 않았지만 아질산성 질소와 암모니아성 질소가 동시에 제거되는 것을 관찰 할 수 있었다. 따라서 이 두 반응기에서 ANAMMOX 반응이 일어나고 있는 것으로 판단되었다.

- 41 -

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NO2- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(A)

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NO2- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(B)

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NO2- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(C)

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NO2- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(D)

<그림 5.2> 접종 슬러지별 유입/유출수의 아질산성 질소 일변화(A: 하수처리장, B: 주정폐수, C: 침출수, D: 축산폐수)

- 42 -

5.1.1.3 질산성 질소

<그림 5.3>은 접종 슬러지별 유입/유출수의 질산성 질소의 일변화를 나타낸 것이다. ANAMMOX 반응에서 질산성 질소는 제거된 암모니아성 질소의 26%가 생성되는 것으로 보고되고 있다. 따라서 ANAMMOX 반응을 알아보기 위해서는 제거된 암모니아성 질소만큼 생성된 질산성 질소의 농도를 확인해야 한다.

앞서 ANAMMOX 반응이 일어난 것으로 판단된 침출수 슬러지(C)의 경우 운전 333일부터 매우 안정적인 질산성 질소의 생성이 관찰되었다. 다른 3종류의 반응기에서 유입수와 유출수의 질산성 질소가 증가되었는데 실험 당시에는 이에 대한 원인을 정확히 파악하지 못하였다.

운전 140일까지는 유입수에 25~50 mg/L의 질산성 질소를 보충하였다. 운전 초기에 탈질 미생물에 의해 아질산성 질소가 대부분 제거되었기 때문에 유입수의 아질산성 질소를 증가시켜 탈질 후에도 반응조 내에 아질산성 질소가 잔존 할 수 있게 해 주어야 한다. 그러나 너무 증가시킬 경우 아질산성 질소에 의한 저해 농도 범위 이상으로 공급될 수 있기 때문에 질산성 질소를 공급하여 탈질미생물의 아질산성 질소 소비를 줄이고자 하였다. 그러나 결과적으로 이와 같은 운전 방법에는 문제가 있었던 것으로 판단된다. 운전초기에는 저농도로 안정적인 아질산성 질소를 공급하고 종속영양 탈질 미생물을 조기에 도태 시키는 것이 중요한 것으로 판단된다. 그러나 아질산성 질소를 증가시킴에 따라 저농도로 안정적인 아질산성 질소가 공급되지 못하였고 아질산성 질소 증가와 질산성 질소 보충은 오히려 종속영양 탈질 미생물에 기질을 공급하게 되어 조기에 도태시키지 못했던 것으로 판단된다. 2차 배양실험에서는 이와 같은 문제점을 개선하여 운전하였다.

- 43 -

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

NO3- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(A)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NO3- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(B)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NO3- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(C)

Elapsed time (d)

0 100 200 300 400

NO3- -N

con

cent

ratio

n (m

g/L)

0

50

100

150

200


(D)

<그림 5.3> 접종 슬러지별 유입/유출수의 질산성 질소 일변화(A: 하수처리장, B: 주정폐수, C: 침출수, D: 축산폐수)

- 44 -

5.1.1.4 유기물 및 MLSS

<그림 5.4>와 <그림 5.5>는 접종 슬러지별 유입/유출수의 MLSS 및 유기물 농도의 일변화를 나타낸 것이다. 운전 초기 4가지 반응기 모두 약 5,000 mg/L의 농도로 접종하였으나 점차 감소하여 운전 140일 경부터 약 1,500~2,000 mg/L 범위에서 모두 안정되는 것으로 나타났다. 이 기간까지 활성을 잃은 미생물의 자산화와 washout이 진행되었기 때문인 것으로 판단된다.

유기물 농도의 경우 슬러지에 따라 다른 경향을 나타냈다. 운전 초기 하수처리장과 축산폐수 슬러지는 160 mg/L 이상으로 높았으나 운전 15일까지 점차 감소하여 약 50 mg/L의 농도를 나타냈다. 이와 반대로 주정폐수와 침출수는 약 50 mg/L이하로 유지되는 것으로 나타났다. 이는 하수처리장과 축산폐수 슬러지는 호기성 반응조에서 채취했기 때문에 호기성 미생물이 많은 반면, 주정폐수와 침출수의 경우 탈질조에서 채취했기 때문에 상대적으로 호기성 미생물의 비율이 적었을 것으로 판단된다. 따라서 무산소 조건인 본 반응기에서 하수처리장과 축산폐수 슬러지는 호기성 미생물들이 빠르게 도태되었기 때문에 용존 유기물 농도도 높았던 것으로 판단된다.

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

MLS

S co

ncen

tratio

n (m

g/L)

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000WWTPAlcholicLeachateLive stock

<그림 5.4> 접종 슬러지별 유입/유출수의 MLSS 농도 일변화

- 45 -

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

COD

conc

entra

tion

(mg/

L)

0

50

100

150

200


(A)

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

COD

conc

entra

tion

(mg/

L)

0

50

100

150

200


(B)

Elapsed time (day)

0 100 200 300 400

COD

conc

entra

tion

(mg/

L)

0

50

100

150

200


(C)

Elapsed time (day)

0 100 200 300

COD

conc

entra

tion

(mg/

L)

0

50

100

150

200


(D)

<그림 5.5> 접종 슬러지별 유입/유출수의 유기물 농도 일변화(A: 하수처리장, B: 주정폐수, C: 침출수, D: 축산폐수)

- 46 -

5.1.1.5 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가

<표 5.1>은 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응에 대해 평가 결과를 나타낸 것이다. 본 평가는 ANAMMOX 반응이 가장 잘 일어났을 것이라고 판단되는 운전 333~399의 데이터의 평균치를 이용하여 분석하였다. 축산폐수 슬러지를 접종한 반응기는 다른 반응기에 비해 운전이 약 50일 늦었기 때문에 운전 304~346일의 데이터를 분석하였다.

제거된 아질산과 암모니아 농도 비에서 ANAMMOX 이론적 반응과 가장 유사한 반응기는 침출수 슬러지를 접종한 반응기인 것으로 나타났다. ANAMMOX 반응의 기질인 아질산염과 암모늄의 소비량도 이 두 슬러지에서 가장 많았다. 다음으로 주정폐수가 이론치와 근접한 것으로 나타났다. 따라서 2차 배양실험에서는 이 두 가지 슬러지에 대해 앞서 지적한 운전 방법을 개선하여 재 배양 실험을 실시하였다.

<표 5.1> 접종 슬러지별 ANAMMOX 반응 평가

구 분 하수처리장 주정폐수 침출수 축산폐수 이론치

제거된 NO2--N (mg/L) 60.9 74.3 103.3 59.7 -

제거된 NH4+-N (mg/L) 9 24.6 57.8 15.7 -

생성된 NO3--N (mg/L) 39.8 39.3 13.3 30.7 -

제거된 NO2--N/제거된 NH4+-N 6 3.5 1.8 5.1 1.3

생성된 NO3--N/제거된 NH4+-N×100 (%) 473 210 23 349 26%

* 계산방법 : 축산폐수 슬러지는 304~346일 동안의 측정값을 평균하여 계산, 나머지 반응기는

333~399일의 측정값을 평균하여 계산

- 47 -

5.1.2 2차 배양 실험

1차 탐색 및 배양 실험의 결과를 토대로 반응기 운전 방법들을 보완하고 좀 더 빠르고 안정적인 ANAMMOX 반응을 유도하기 위한 재 실험을 실시하였다. 1차 배양실험에서 ANAMMOX 반응기 가장 좋았던 침출수 슬러지와 주정폐수 슬러지를 대상으로 선정하여 실험을 실시하였다.

5.1.2.1 반월 산단 주정폐수처리장 탈질조 슬러지

<그림 5.6>은 유입 및 유출수의 암모니아성 질소, 아질산성 질소와 유출수의 질산성 질소 농도 분석 결과를 나타냈다. Phase 1은 미생물 내생분해 단계, Phase 2는 ANAMMOX 반응 시작단계, Phase 3는 ANAMMOX 반응 안정화 단계로 구분하였다. 반응기는 약 200일 동안 운전하였다. 유입수의 암모니아성 질소는 반응기 운전 시작일 부터 현재까지 약 50 mg/L로 동일하게 유지하고 있다.

Phase 1에서 유출수의 암모니아성 질소가 유입수와 비교하였을 때 비슷하거나 높은 것을 확인 할 수 있었는데, 이는 미생물의 내생분해 (Decay)에 의한 암모니아 방출 때문인 것으로 판단된다. 같은 시기에 아질산성 질소 농도는 내생분해에 의해 생성된 유기물을 이용한 탈질로 제거된 것으로 판단된다. 운전 12일에서 ANAMMOX 미생물의 원활한 기질 공급을 위해 유입수의 아질산성 질소를 약 90 mg/L까지 증가시켰으며, 이에 따라 유출수의 아질산성 질소 농도도 증가 되었다.

운전 24일 이후 처음으로 암모니아성 질소와 아질산성 질소가 동시에 제거 되는 것이 관찰 되어 ANAMMOX 반응이 시작되었다고 판단을 하였다. 이 때까지 지속적으로 탈질에 의한 제거가 병행되었다. 운전 56일에 유출수의 아질산성 질소 농도의 감소에 의한 ANAMMOX 미생물의 기질 고갈을 우려하여 58일부터 약 20일 동안 유입수의 아질산성 질소의 농도를 증가시켜 공급하였다. 유출수의 아질산성 질소가 증가되는 것을 확인한 후 다시 유입수의 아질산성 질소 농도를 약 50 mg/L 정도로 낮추어 유입시켰다. 이 시기까지는 (Phase 2) 유출수의 질산성 질소 증가는 관찰 할 수 없었다. 아마도 이때까지 탈질의 의해 동시 제거되었던 것으로 판단된다.

- 48 -

Elapsed time (d)

0 50 100 150 200

N c

once

ntra

tions

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

NH4+-N inf NH4

+-N eff NO2--N inf NO2

--N eff NO3--N eff

Phase 1 Phase 2 Phase 3

<그림 5.6> 주정폐수처리장 탈질조 슬러지의 질소 농도 변화

운전 106일 이후부터 질산성 질소가 점차 증가하는 것을 관찰 할 수 있었으며, 동시에 암모니아성 질소와 아질산성 질소가 동시에 제거되는 것을 확인할 수 있었다. 따라서 Phase 3부터 ANAMMOX 반응이 안정적으로 일어나고 있는 것으로 판단할 수 있었으며 현재 유출수의 질산성 질소의 농도는 18 mg/L 이다. 앞에서 언급했듯이 유출수의 아질산성 질소 제거로 인한 ANAMMOX 미생물의 기질 고갈을 우려하여 106~126일, 165~169일에 유입되는 아질산성 질소 농도를 증가시켰으며, 그에 따라 일시적으로 유출수의 아질산성 질소 또한 증가 되었다.

이와 같이 효과적인 ANAMMOX 반응을 조기에 달성하기 위해서는 운전초기 탈질에 의해 주입된 아질산성 질소의 대부분이 제거되어 ANAMMOX 미생물은 기질이 고갈될 수 있다. 따라서 유입수의 아질산성 질소의 탄력적인 조절로 ANAMMOX 미생물에 충분한 기질을 공급해 주는 것이 매우 중요하다. 질산성 질소가 증가되는 것이 관찰되는 것은 탈질반응이 종료 (유기물 washout 완료) 된 것으로 판단하고 유입수의 암모니아성 질소와 아질산성 질소 농도를 약 50 mg/L이하의 저농도로 안정적인 공급이 필요할 것으로 판단된다.

- 49 -

<그림 5.7>은 유출수의 유기물 농도에 대하여 나타내었다. 유입수에 유기물을 공급하지 않았지만 반응기 운전이 시작된 후 유출수의 유기물 농도가 급격히 증가하는 것을 볼 수가 있었다 (Phase 1). 앞서 언급했듯이 미생물의 내생분해에 의한 현상으로 판단하였다. 유출수의 유기물은 18일 시점에서 75 mg/L로 가장 높았으며, 시간이 지날수록 점차 감소되는 경향을 볼 수 있었다.

Phase 2와 Phase 3에서 유출수의 유기물 농도는 평균적으로 각각 30 mg/L, 20 mg/L로 관찰되었고, Phase 3에서 제거되지 않고 유출수에 남아있는 약 20 mg/L의 유기물은 생물학적으로 제거가 불가능한 유기물로 판단되어진다. 따라서 Phase 3에서부터는 탈질 반응이 최소화 되었던 것으로 판단된다.

Elapsed time (d)

0 50 100 150 200

CO

D c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

COD eff


<그림 5.7> 주정폐수처리장 탈질조 슬러지의 유기물 농도 변화

- 50 -

<표 5.2>에 주정폐수 슬러지를 이용한 배양실험 결과를 요약해서 나타내었다. 표에 나타낸 분석결과는 운전 22일~198일 까지 평균값이다. 총 질소(암모니아성 질소 + 아질산성 질소) 제거율은 약 58% 정도였고, NLR 및 NRR은 각각 0.054, 0.032 kg-N/m3․day로 계산되었다.

제거된 암모니아성 질소와 아질산성 질소의 비율은 ANAMMOX 화학 양론식(1:1.32)과 비교하였을 때, 아질산성 질소가 더 많이 제거된 것을 확인 할 수 있다. 이는 탈질 때문인 것으로 판단된다. 그러나 제거된 암모니아성 질소와 생성된 질산성 질소의 비율은 기존에 보고된 1:0.26의 수치와 비슷한 것을 확인 할 수 있었다.

<표 5.2> 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지 실험 결과

TN removal

(%)NLR

(kg-N/m3‧d)NRR

(kg-N/m3‧d)

Reaction ratio

removed ammonium :

removed nitrite

removed ammonium :

produced nitrate

Distillery WWTP sludge 58.62 0.054 0.032 1 : 2.08 1 : 0.25

- 51 -

5.1.2.2 매립지 침출수처리장 탈질조 슬러지

<그림 5.8>은 반응기 운전동안의 일별 유입 및 유출수의 암모니아성 질소, 아질산성 질소와 유출수의 질산성 질소 농도 분석 결과를 나타냈다. 유입수의 암모니아성 질소는 약 50 mg/L로 동일하게 공급되고 있다. Phase 1에서 내생분해에 의한 현상이 동일하게 일어났다. 또한 반응기 운전 12일 시점에서 탈질반응으로 인한 기질 고갈을 우려하여 아질산성 질소 농도를 약 90 mg/L까지 증가시켰다.

반응기 운전 18일 이후 유출수의 암모니아성 질소와 아질산성 질소의 동시제거가 관찰 되었으며, 이 시점부터 ANAMMOX 반응이 시작되었다고 판단을 하였다. 이는 앞서 기술했었던 주정폐수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 배양 실험보다 6일 빠른 결과이다. 56일 시점에서 유출수의 아질산성 질소 감소에 의한 ANAMMOX 미생물의 기질 고갈을 우려하여 58일부터 약 20일 동안 유입수의 아질산성 질소의를 증가시켜 공급하였으며 유출수의 아질산성 질소 증가를 확인 후 다시 유입수의 아질산성 질소를 약 50 mg/L 정도로 낮추어 유입시켰다. 이 시기에 (Phase 2) 질산성 질소의 생성은 관찰 할 수 없었으며, 이는 탈질 반응에 의한 것으로 판단하였다.

반응기 운전 72일 이후부터 유출수의 질산성 질소 증가를 볼 수 있었으며, 이는 Phase 3 (운전 72~198일)에서 ANAMMOX 반응이 안정적으로 일어나고 있는 것으로 판단할 수 있었다. 현재 유출수의 질산성 질소의 농도는 19 mg/L 이다. 운전 106~126일, 165~169일에 유입되는 아질산성 질소 농도를 증가시켰으며 그에 따라 유출수의 아질산성 질소 농도 또한 증가되었다.

<그림 5.9>는 유기물 농도를 나타낸 것이다. 주정폐수 슬러지를 식종한 반응기와 마찬가지로 동일한 경향을 나타냈다. Phase 1에서는 내생분해에 의해 운전 20일 시점에서 139 mg/L로 가장 높았으며, 시간이 지날수록 빠르게 감소되었다. Phase 2 (운전24~72일)에서 평균적으로 약 30 mg/L가 검출되었다. Phase 3 (운전 72~198일)에서 유기물은 아주 서서히 감소하여 현재 약 20 mg/L 정도가 유출수에서 검출되고 있으며, 이는 위에서 언급했듯이 생물학적으로 제거가 불가능한 유기물로 판단되어진다.

- 52 -

Elapsed time (d)

0 50 100 150 200

N c

once

ntra

tions

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

NH4+-N inf NH4

+-N eff NO2--N inf NO2

--N eff NO3--N eff


<그림 5.8> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지의 질소 농도 변화


Elapsed time (d)

0 50 100 150 200

CO

D c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

120

140COD eff

<그림 5.9> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지의 COD 농도 변화

- 53 -

<표 5.3>에 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지를 이용한 배양실험 결과를 요약해서 나타내었다. 운전 24~198일까지의 평균값으로 분석한 결과이다. 총 질소 (암모니아성 질소 + 아질산성 질소) 제거율은 약 45% 정도였고, NLR 및 NRR은 각각 0.054, 0.025 kg-N/m3․day로 계산되었다. 주정폐수 처리장 슬러지를 이용한 실험결과의 NRR (0.032 kg-N/m3․day)과 비교하였을 때 조금 낮은 것을 확인 할 수 있었다. 이는 제거된 암모니아성 질소와 아질산성 질소의 비율이 ANAMMOX 화학 양론식 (1:1.32)과 비교하였을 때 제거된 아질산성 질소의 양이 더 많았기 때문이다. 이는 탈질 반응이 같이 일어나고 있다는 것으로 판단되어진다. 제거된 암모니아성 질소와 생성된 질산성 질소의 비율은 기존에 보고된 1:0.26의 값에 비해 약 27% 높았다. 이 또한 생성된 질산성 질소가 탈질에 의해 더 많이 제거되었기 때문인 것으로 판단된다.

<표 5.3> 매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지 실험 결과

TN removal

(%)NLR

(kg-N/m3‧d)NRR

(kg-N/m3‧d)

Reaction ratio

removed ammonium :

removed nitrite

removed ammonium :

produced nitrate

Landfill leachate treatment

plant sludge45.12 0.054 0.025 1 : 1.25 1 : 0.33

- 54 -

5.1.2.3 미생물군집 분석결과

매립지 침출수 처리장 탈질조 슬러지와 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지를 이용한 ANAMMOX 균의 탐색 및 배양 실험에서 반응기 내부의 미생물 군집 분석 결과에 대하여 나타내었다. 미생물 군집 분석에 사용된 샘플은 초기 반응기에 식종되기 전의 슬러지(0 days)와 반응기의 운전이 시작되고 나서 ANAMMOX 반응이 유지되고 있는 시점(130 days)에서 각각 슬러지를 반응기 내부로부터 채취하여 분석을 하였다. <표 5.4>에는 미생물의 문(Pylum) 규모로 결과를 나타내었다.

Chloroflexi는 사상균으로서 주로 미생물의 floc화 및 입상화를 위한 구조적 특성을 제공하는 것으로 알려져 있다. 매립지 침출수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 배양기에서 반응 후 개체가 감소한 것을 관찰 할 수 있었다.

대다수의 질소고정 세균들을 포함하고 있는 Proteobacteria는 미생물 군집 분석 결과 가장 큰 차이를 나타내었으며, 두 반응기에서 모두 반응 후 상당량의 개체가 증가 된 것을 볼 수 있었다. Proteobacteria 아강에 있는 Betaproteobacteria의 근유종이 해외에서 운전되고 있는 ANAMMOX 반응기에서 공통적으로 발견되고 있는 점과 Betaproteobacteria에 속하는 호기성 암모니아 산화균의 몇몇 미생물(Nitrosomonas europaea, Nitrosomonas eutropha, Nitrosomonas spp)이 혐기성 상태에서 ammonium을 산화시킬 수 있는 능력이 밝혀진 것으로 보아 ANAMMOX 반응에 어느 정도 관여할 가능성이 있다고 판단하였다.

현재까지 밝혀진 ANAMMOX 반응을 일으키는 미생물(<표 5.5> 참조) 종이 속해 있는 Planctomycetes는 매립지 침출수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 배양기의 경우 반응 후 개체가 오히려 감소한 것을 관찰 할 수 있었다. 토양 및 해수 등의 여러 환경에 널리 분포하고 있는 Bacteroidetes는 대부분이 편성혐기성 세균으로서 같은 말로 절대 무산소성 세균들이다. 주정폐수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 배양기에서 반응 후 상당한 양이 감소한 것을 확인 할 수 있었다.

Chlorobi는 편성혐기성균으로 위에서 언급했었던 Betaproteobacteria와 마찬가지로 근유종이 외국의 혐기성 질소제거 공정에서 공통적으로 발견되고 있는 점으로 보아 혐기성 조건에서 질소제거에 기여하는 역할에 대한 규명이 필요할 것으로 판단된다.

- 55 -

<표 5.4> 미생물 군집 분석 결과

PhylumLandfill leachate

treatment plant sludgeDistillery wastewater

treatment plant sludge

0 days (%) 130 days (%) 0 days (%) 130 days

(%)Chloroflexi 33.87 1.82 19.73 16.57

Proteobacteria 22.97 89.13 11.81 57.58

Planctomycetes 9.50 0.09 2.10 1.04

Bacteroidetes 4.90 3.66 58.18 1.95

Chlorobi 4.13 0.30 0.54 4.37

Firmicutes 2.06 3.00 2.27 8.42

Actinobacteria 1.51 0.48 1.59 2.04

<표 5.5> ANAMMOX 반응을 일으키는 것으로 보고된 미생물

Genus Species Sources

Brocadia Candidatus Brocadia Anammoxidans (Strous et al., 1999)Candidatus Brocadia Fulgida (Kartal et al., 2004)

WastewaterWastewater

Kuenenia Candidatus Kuenenia Stuttgartiensis (Penton et al., 2006) Wastewater

ScalinduaCandidatus Scalindua Brodae (Schmid et al., 2003)Candidatus Scalindua Wagneri (Schmid et al., 2003)Candidatus Scalindua Sorokinii (Schmid et al., 2003)

WastewaterWastewaterSea water

OthersCandidatus Jettenia Asiatica (Tsushima et al., 2007)

Candidatus Anammoxoglobus Propionicus (Kartal et al., 2007)

Not specifiedSynthetic wastewater

- 56 -

5.1.3 요 약

본 장에서는 ANAMMOX 미생물을 탐색 및 배양하기 위해 2회에 걸쳐 단계적으로 연구를 수행하였다. 1차 배양실험에서는 안산하수종말처리장, 반월 산업단지의 주정폐수처리장, 안산시 인근의 매립지 침출수 처리장과 축산폐수 슬러지를 각각 채취하여 4기의 SBR 반응기에 접종 후 약 400일간 운전하였다. ANAMMOX 반응이 관찰된 매립지 침출수 처리 슬러지와 주정폐수 처리장 슬러지를 대상으로 2차 배양실험을 실시하였다. 이때 1차 배양실험과정에서 발생된 문제점들을 개선하기 위해 여재를 이용한 CSTR 형태로 운전하였다. 그 결과를 요약하면 다음과 같다.

<1차 배양 실험>

Ÿ 침출수 슬러지를 접종한 반응기에서 약 330일 만에 암모니아성 질소와 아질산성 질소의 동시제거가 관찰 되었으며 이는 이론적 ANAMMOX 반응과 거의 유사하였다.

Ÿ 주정폐수 슬러지를 접종한 반응기에서 ANAMMOX 반응으로 평가하기에는 제거된 아질산성 질소와 생성된 질산성 질소가 탈질 반응과 복합적으로 일어나 이론적 수치와 차이가 많았다. 그러나 암모니아성 질소는 침출수 슬러지 다음으로 많이 제거되었다.

Ÿ 혼합균주를 이용하여 ANAMMOX 반응을 유도하기 위해서는 운전초기에 아질산성 질소의 농도를 약 100 mg/L 이하의 저농도로 안정적인 공급이 필요하며, 탈질을 억제하기 위해 종속영양 탈질 미생물을 조기에 도태시킬 수 있는 운전 방법이 필요하다.

Ÿ 운전초기에는 탈질로 인해 소모되는 양 만큼 아질산성 질소를 보충하는 것이 필요하며 이 때 농도를 높이는 방법은 탈질로 인한 소모를 예측하여 유입 농도를 선정하는 것이 까다롭고, 고농도로 공급될 수 있기 때문에 신중해야 한다.

Ÿ HRT를 짧게 운전하여 아질산성 질소를 보충하는 방안이 효과적일 수 있으며, 이는 저농도의 아질산성 질소를 안정적으로 공급할 수 있고, 내생분해로 용출되는 유기물을 지속적으로 washout 시키는 것이 가능하므로 탈질 미생물을 조기에 도태 시킬 수 있다.

- 57 -

<2차 배양 실험>

Ÿ 주정폐수 처리장 탈질조 슬러지와 매립지 침출수 처리장의 탈질조 슬러지를 이용한 2차 ANAMMOX 균주 탐색 및 배양 실험에서 운전 약 20일 후 ANAMMOX 반응을 일으키는 것에 성공하였다.

Ÿ 미생물 군집 분석 결과 두 반응기에서 모두 현재까지 알려진 ANAMMOX 반응을 일으키는 미생물(Candidatus) 종을 동정(identify) 하지는 못하였으나 농후배양에 성공하면 가능해 질 것으로 판단된다. 또한, 다른 문에 속하는 미생물이 ANAMMOX 반응에 기여할 수 있는 가능성은 완전히 배제할 수 없으며, 이에 관한 연구는 본 과제가 종료된 후에도 계속될 예정이다.

- 58 -

5.2 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 처리

5.2.1 공정의 구성

ANAMMOX 반응은 기본적으로 암모늄과 아질산을 몰 비 약 1:1.3으로 주입하여 무산소 상태에서 독립영양 탈질 시키는 기술이다. 따라서 폐수 중 암모니아의 약 57%를 우선 아질산화 한 후 ANAMMOX 반응기에 투입하게 된다. 아질산화 반응 속도는 대체로 5.0 kg-N/m3․d 이하이고 흔히 1.0 kg-N/m3․d에서 운전 되므로 ANAMMOX 반응속도(보통 5.0 kg-N/m3․d 이상) 보다 느리다. (ANAMMOX 미생물의 증식도는 느리나 일단 증식되어 반응기 내에 축적되면 질소부하를 높일 수 있기 때문) 때문에 전체 공정에서 첫 단계인 아질산화 반응이 실질적인 율속(rate-limiting) 단계가 된다.

<그림 5.10> ANAMMOX를 이용한 질소처리 공정 구성

- 59 -

5.2.2 고농도 질소폐수에서의 아질산화 영향요소

기존연구 (Khan and Bae, 2015)에 따르면 암모니아 산화균(AOB)의 기질 소비속도는 기질(암모니아)과 용존산소(DO) 농도 뿐 아니라 반응기 pH에 매우 큰 영향을 받는다. Free ammonia(FA)와 Free Nitrous Acid(FNA)의 저해 작용이 여기에 더해지며, 반응속도 식은 아래와 같이 표현된다.

여기서,

q = Specific substrate utilization rate (mg NH4+-N/mg VSSa-d)

q^max = Theoretical maximum specific substrate utilization rate at the optimal pH.

IFA = Concentration of FA as the inhibitor (mg NH3-N/L)

IFNA = Concentration of FNA as the inhibitor (mg NNO2-N/L)

KI = Inhibition constant for FA or FNA (mg/L)

Ks(AOB,NOB) = Half-maximum-rate concentration for AOB/NOB

pHoptAOB = Optimum pH at which maximum relative reaction rate of AOB achieved.

q*AOB = Relative reaction rate of AOB/relative nitritation rate

SEA = Substrate concentrations for electron accepter (i.e., DO) (mg/L)

KEA = Half-maximum-rate concentration for electron accepter (mg/L)

SNHx = Effluent ammonium concentration (mg/L)

- 60 -

한편, 아질산 산화균(NOB)에 대해서도 동일한 반응 속도식을 수립할 수 있다.

아질산화 반응에서는 AOB의 반응은 촉진하고 NOB의 반응은 둔화시켜 NO2-를 축적하는 것이 중요하므로 아질산 축적 가능성을 예측하는 것이 중요하다. 여기서는 다음과 같은 방식으로 Nitrite Accumulation Potential(NAP)을 평가 하고자 한다.

NAP가 클수록 nitrite 축적율(NAR)이 높아질 것이고, 그 값이 1 이하이면 완전질산화가 일어날 것으로 예상된다. 연구(Khan and Bae, 2015)에 의하면 하수슬러지 혐기성소화 유출수(암모니아농도 약 600 mg/L) 에서는 NAP 2 이상에서 NAR이 약 95%이상 인 것으로 조사되었다.

다음 그림 <5.11>은 q^AOB 와 NAP를 유입수 암모니아 농도 2,000 mg/L인 축산폐수 혐기소화 유출수에 대해 계산하여 나타낸 것이다. 사용된 인자 값은 표 <5.6>와 같다. 그림 <5.11-a>는 q*AOB 값이 CSTR 반응기내 암모니아 농도가 pH 변화에 따라 어떻게 변할지 보여준다. 암모니아는 전량 아질산으로 전환된 것으로 가정하였다(즉, NH4+-N 200 mg/L 일 때 NO2--N은 1,800 mg/L 임). q*AOB 의 최고치는 암모니아 농도 ~150 mg/L, pH ~7.8에서 약 0.3으로 관찰되며, 이는 암모니아 제거 속도가 이론 최고 속도의 약 30%가 될 것임을 나타낸다. 암모니아 농도가 더 높으면 FA저해 때문에 속도가 느려진다. pH가 더 높거나 낮으면 pH 자체의 직접적인 영향 외에도 FA와 FNA를 크게 하여 반응속도가 떨어질 것임을 보여주고 있다. 점선으로 표시된 pH optima 는 주어진 기질농도에서 가장 큰 q*AOB

- 61 -

값을 갖게 하는 pH 값들을 연결한 선이다. 한편 실선으로 표시된 stability ridge는 반응의 안정성을 가늠케 하는 지시 선으로 이 선보다 좌하쪽(Stable region)에 놓일 때 CSTR 반응기의 안정적 운영이 가능함을 보여주고 있다. 반응이 Unstable region에 있게 되면(예로 점 e 근방) 기질농도가 커질수록 반응속도가 떨어져 갑작스런 암모니아 농도 증가 등의 교란이 생길 때 암모니아가 전혀 처리되지 않게 되는 등의 불안정 반응으로 치닫게 된다. 그러므로 안정적이고 빠른 아질산화 반응은 Stable region에 있으면서 pH optima에 근접하는 반응조건 (즉, a 나 d 위치)에서 얻어질 수 있으며 그림에서 굵은 파선(최적운전조건; q*AOB,max )으로 나타내었다.

그림 <5.11-b>는 NAP의 변화를 나타낸 것이다. 높은 유입기질농도 때문에 FA농도 혹은 FNA농도가 높게 되어 아질산 축적 잠재력(즉, NAP)이 대체로 높게 나타나고 있으며, 경계치인 2 보다 낮은 경우는 반응기중 암모니아 농도가 매우 낮은(대략 40~50 mg/L 이하) 경우에 국한되고 있다. 즉 축산폐수 혐기소화 유출수에서 아질산 축적은 매우 용이함을 보여준다. ‘최적운전조건’ (그림의 굵은 파선)에서 NAP 값도 대체로 획득 가능한 최대치를 보이고 있으며, 그림에서 NAPmax

로 표시 되었다.

- 62 -

<그림 5.11> (a) Relative nitritation rate (q*AOB) and (b) nitrite accumulation potential (NAP) at various ammonium concentrations and pH, under the simultaneous inhibition

by FA and FNA, in a CSTR (S0:2,000 mg NH4+-N/L, DO:1.5 mg/L)

- 63 -

<표 5.6> Kinetic and Stoichiometric Parameters for the Model Simulations

Kinetic Parameters Source

Parameter Definition AOB NOB

Y yield coefficient (mgVSS/mgN-d) 0.20 0.08 (Chandran and Smets 2000)

q^max maximum specific substrate utilization rate at optimal pH (mgN/mgVSS-d) 5.83 1.5 Estimated

b decay coefficient (d−1) 0.26 0.07(Vadivelu et al.

2006a, Vadivelu et al. 2006b)

KS half-max-rate concentration (mgN/L) 32.56 97.66 Estimated

KDO half-max-rate concentration (mgDO/L) 0.50 1.00 Literature*

KI,FA inhibition concentration (mg NH3-N/L) 11.3 1.60 Estimated

KI,FNA inhibition concentration (mg HNO2-N/L) 0.33 0.03 Estimated

w pH range 3.20 2.40(Park et al. 2007).

pHopt optimal pH 8.40 7.70

* average of 20 reported values

그림 <5.12-a>와 <5.12-b>는 각각 ‘최적운전조건’에서의 q*AOB (즉 q*AOB,max )와 NAP(즉 NAPmax)의 변화를 보여준다. q*AOB 와 NAP 모두 반응기 중 암모니아 농도가 증가할수록 처음에는 증가 하다가 일정치 이후에는 감소하는 다소 복잡한 경향을 보여준다. 특히 그림은 유입기질의 암모니아 농도에 따라 q*AOB 와 NAP 값의 변화 형태가 다름을 보여주고 있다. 그림 <5.12-a>에서 보인바와 같이 축산폐수 혐기소화 유출수 (S0=2,000 mg/L)의 경우 ANAMMOX 반응에 적합한 부분 아질산화 (즉, 약 50%의 암모니아 아질산화, S=1,000 mg/L)를 얻기 위해서는 q*AOB 값이 최대치 약 0.3에서 약 0.2 근처로 낮아진다. 이는 무시할 수 없는 반응속도 손실이고, 이를 최소화하기 위한 반응기 또는 운전설계가 필요함을 보여주고 있다. 일례로 반응속도가 최고치에 근접하는 S≒150 mg-N/L에서 운전하되 원폐수를 혼합하여 ANAMMOX 반응에 적합한 NH4+:NO2- 비를 만들어 주는 방안 등이 있다.

- 64 -

한편, NAP 값은 유입기질 농도가 높을수록 커지는데, 이는 FA 저해가 NOB에 비해 AOB에 유리하게 작용하기 때문이다. 축산폐수 혐기소화 유출수 (S0=2,000 mg/L) 에서는 반응기 암모니아 농도 ~ 50 mg/L 이상에서 NAP 2 이상을 보여주고 있어 아질산 축적에 문제가 없을 것임을 보여주고 있다.

<그림 5.12> Effect of S0 on relative (a) ammonia oxidation rate (qNH4), (b) nitrite accumulation potential (qNAR) in the stable zone at saturated DO under the

simultaneous inhibition & limitation by FA, FNA and pH, respectively, in a CSTR (S0 : 2,000 mg/L, DO : 1.5 mg/L, Temp : 30℃)

- 65 -

ANAMMOX feed를 만들기 위해서는 원하는 농도의 암모니아 및 아질산 농도를 가진 유출수를 생산해야한다. 이를 위해서는 유출수 기질농도에 영향을 주는 주요 인자에 대한 정량적 분석이 요구되며, 상기 Kinetic equation (q)을 물질수지식과 연계함으로써 다음과 같은 식의 도출이 가능하다 (Khan and Bae, 2015).

다음 그림 <5.13>은 유출수 암모니아 농도가 슬러지 체류시간 (θx)과 pH에 어떻게 영향을 받는지 보여주고 있다. 그림에서 점선으로 표시된 부분은 Unstable region에서 얻어지는 값이므로 반응조건은 실선 영역에서 모색될 필요가 있다. 그림은 반응기 pH 값에 따라 획득 가능한 최대 기질 농도가 달라짐을 보여 주고 있으며, 따라서 직접 ANAMMOX feed를 생산하려면 상대적으로 낮은 pH를 유지해야 함을 보여준다. pH를 충분히 낮추는 것이 현실적이지 못하면 높은 pH를 유지하되 부족한 암모니아 농도를 원폐수로 blending 함으로써 보충하는 방법이 있다 (그림 <5.13>에서 pH가 8이면 얻을 수 있는 최고 암모니아 농도는 약 400 mg/L 이므로 ANAMMOX 반응을 위해서는 원수혼합이 필요함).

본 과제실험에서는 암모늄농도 약 900 mg/L, 아질산농도 약 1,100 mg/L의 ANAMMOX feed를 생산코자 하므로 pH는 7.5이하로 유지함이 필요할 것으로 예상된다.

- 66 -

<그림 5.13> Achieving the required Se at various qx at various pH and DO: 1.5 mg/L

- 67 -

5.2.3 부분 아질산화 반응기 운전 결과

<그림 5.14>는 약 80일 동안 운전된 반응기의 유입수 및 유출수의 암모니아성 질소, 아질산성 질소, 질산성 질소의 농도 변화를 나타낸 것이다. 축산폐수 혐기소화 유출수와 합성폐수를 혼합한 폐수를 처리하고 있는 아질산화 반응기의 운전결과를 나타낸 것이다. 암모니아성 질소 농도는 약 2,000 mg/L로 유입되어 운전 80일 동안 유입 암모니아성 질소의 55%를 아질산성 질소로 안정적으로 축적시켰다.

<그림 5.14> 부분 아질산화 반응기의 NH4+-N, NO2--N, NO3--N 농도 변화

<그림 5.15>는 약 80일 동안의 COD의 농도 변화를 나타낸 것이다. 유입수의 COD는 약 1,000 mg/L가 주입되었다. 운전 80일 동안 유출수는 약 100 mg/L로 나타나 90%의 처리 효율을 유지하였다. 잔존 유기물은 난분해성 유기물인 것으로 판단된다.

<그림 5.15> 부분 아질산화 반응기의 COD 농도 변화

- 68 -

<그림 5.16>과 <그림 5.17>은 부분 아질산화 반응기의 FA, FNA 농도 및 pH, DO, SRT 일변화를 나타내었다. FA와 FNA는 각각 아질산 축적율을 55%로 맞추기 위해 약 10 mg/L, 0.6 mg/L 농도로 유지하였다. pH는 운전초기 아질산성 질소의 축적에 적합한 8.0으로 고정하여 운전을 하다가 현재 pH 7.2 로 운전되고 있다. SRT와 DO는 각각 5일, 2 mg/L로 운전하였다.

<그림 5.16> 부분 아질산화 반응기의 FA, FNA 농도 변화

<그림 5.17> 부분 아질산화 반응기의 pH, DO, SRT 변화

- 69 -

5.2.4 ANAMMOX 반응기 운전

본 연구에서는 축산폐수 혐기소화 유출수 처리를 위해 부분 아질산화 공정과 연계한 ANAMMOX 반응기를 운전하였다. 본 연구에 이용된 ANAMMOX 미생물은 ㈜전테크에서 분양 받아 식종하였다. 1차 실험으로 농후 배양슬러지를 PVA (Polyvinyl alcohol) bead를 담체로 이용하기 위한 CSTR반응기 운전을 통해 처리 효율을 증대시키기 위한 실험을 수행하였다. 2차 실험에서는 농후 배양된 슬러지를 부착성 여재와 혼합하여 처리 효율을 증대시키기 위한 실험을 수행하였다.

5.2.4.1 PVA bead를 이용한 ANAMMOX 반응기 운전

본 반응기는 ㈜전테크에서 냉장보관하고 있던 농후 배양된 슬러지를 제공받아 약 380일 동안 반응기를 운전하였다. <그림 5.16>는 약 300일 동안의 암모니아성 질소 농도 변화를 나타내었다. 운전 초기 미생물의 순응을 위해서 약 25 mg/L에서 시작을 하여 계속해서 유입 농도를 증가시켜 약 300 mg/L 까지 올렸으나, 제거율의 감소로 반응기 운전 시작 후 71일부터 약 10일간 기질의 유입을 정지시켰다. 85일 시점부터 다시 반응기에 기질 유입을 시작하였고, 유입되는 농도는 약 100 mg/L 정도였다. 암모니아성 질소의 제거율을 확인하면서 점차 유입되는 농도를 증가시켜 약 430 mg/L 까지 증가시켰으나, 유출수의 암모니아성 질소의 농도 증가로 196일 시점에서 다시 반응기의 유입을 정지시켰다. 198일부터 다시 유입을 시작하였고 200일 이후에서는 저농도로 유입을 하여 반응기의 안정성을 도모하려 했지만, 계속되는 유출수의 암모니아성 질소 농도 증가로 반응기 운전 시작 후 약 300일이 되는 시점에서 운전을 정지하였다.

- 70 -

그림 <5.17>은 약 300일 동안의 아질산성 질소 농도 변화를 나타내었다. 높은 아질산성 질소 농도에 의한 ANAMMOX 균주의 저해를 피하기 위하여 운전 시작 단계에서는 상대적으로 저농도인 약 25 mg/L로 유입을 시작하였다. 유입 농도를 점차 증가시켜 약 400 mg/L 까지 올렸으나, 유출수의 아질산성 질소 농도가 100 mg/L 이상이 검출됨으로써 반응기 운전 시작 후 71일부터 약 10일간 기질의 유입을 정지시켰다. 85일 시점부터 다시 반응기에 기질 유입을 시작하였고, 유입되는 농도는 약 100 mg/L 정도로 하였다. 아질산성 질소의 제거율을 확인하면서 점차 유입되는 농도를 증가시켜 약 600 mg/L 까지 증가시켰으나, 유출수의 암모니아성 질소의 농도 증가(<그림 5.> 참조) 및 아질산성 질소 농도의 증가로 196일 시점에서 다시 반응기의 유입을 정지시켰다. 198일부터 유입을 재시작 하였고 200일 이후에서는 저농도로 유입을 하여 반응기의 안정성을 도모하려 했지만, 계속되는 유출수의 암모니아성 질소 농도 및 아질산성 질소 농도의 증가로 반응기 운전 시작 후 약 300일이 되는 시점에서 운전을 정지하였다.

Elapsed time (d)

0 50 100 150 200 250 300

NH

4+ -N c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

100

200

300

400

500

NH4+-N infNH4+-N eff

<그림 5.18> ANAMMOX 반응기의 암모니아성 질소 농도 변화

- 71 -

이 시기에 반응기에는 PVA bead (kuraray, 일본)를 미생물과 같이 투입하였고 bead 안쪽으로 ANAMMOX 미생물의 정착이 이루어지게끔 하여 반응기의 안정성 및 높은 질소제거효율을 도모하고자 하였지만, bead 안쪽에서 ANAMMOX 균주의 존재를 확인할 수 없었으며 우리 연구결과는 PVA bead가 담체로서 효과가 없는 것으로 나타났다. 따라서 추후 재시작한 ANAMMOX 반응기에서는 bead를 사용하지 않았다. 농후 배양된 ANAMMOX 균주를 분양받아 합성폐수로 실험을 하였음에도 불구하고 안정적인 질소제거가 이루어지지 않았던 이유는 부하를 너무 빨리 증가시킴에 따라 유입수의 높은 아질산성 질소 농도에 의한 ANAMMOX 미생물의 저해가 반복되었기 때문인 것으로 판단된다.

Elapsed time (d)

0 50 100 150 200 250 300

NO

2- -N c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

100

200

300

400

500

600

NO2--N inf

NO2--N eff

<그림 5.19> ANAMMOX 반응기의 아질산성 질소 농도 변화

- 72 -

5.2.4.2 부착성 여재를 이용한 ANAMMOX 반응기 운전

본 연구에서는 ㈜전테크가 운전하고 있는 A시 하수처리장에 설치한 pilot 규모의 실증 plant로부터 가져온 ANAMMOX 균주를 부착성 여재와 함께 반응기에 투입하여 운전하였다.

<그림 5.20>은 약 80일 동안의 암모니아성 질소 농도 변화를 나타내었다. Phase 1은 합성폐수를 이용한 적응단계이며 Phase 2는 축산폐수 혐기소화 유출수를 처리하는 부분 아질산화반응기의 유출수와 연계운전한 단계이다. ANAMMOX 미생물의 활성정도를 감안하여 유입 시작 농도는 약 50 mg/L로 하였다. 80% 이상의 암모니아성 질소가 제거되는 것을 확인하면서 유입되는 기질의 농도를 증가시켰다. 운전시작 후 약 50일이 되는 시점에서부터 실폐수를 적용하여 운전을 하였다. 축산폐수 혐기소화 유출수를 혼합 처리하는 아질산화 반응기에서 나오는 유출수를 실폐수로 이용하였으며, 약 100 mg/L의 농도에 맞추어 희석 후 ANAMMOX 균주의 성장을 위한 trace metal (표 4.1 참조)을 보충 후 유입을 시켰다.

<그림 5.21>는 아질산성 질소 농도 변화에 대하여 나타낸 그림이다. 유입 시작 농도는 위에서 언급했었던 암모니아성 질소농도와 동일한 약 50 mg/L로 운전 하였다. 실폐수의 유입 후 유입수의 아질산성 질소의 농도가 암모니아성 질소의 농도보다 증가되었다. 이는 유입수를 아질산화 반응기에서 나오는 실폐수를 사용함으로써 기존에 합성폐수에서는 없었던 질산성 질소와 유기물의 유입에 의한 탈질 반응이 우려되어 ANAMMOX 균주에 원활한 기질 공급을 위하여 증가시킨 것이다. 그러나 이는 효율저하의 원인이 된 것으로 판단된다.

- 73 -

Elapsed time (d)

0 20 40 60 80

NH

4+ -N c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

120

140 NH4+-N infNH4+-N eff

Phase 2Phase 1

<그림 5.20> ANAMMOX 반응기의 암모니아성 질소 농도 변화

Phase 2Phase 1

Elapsed time (d)

0 20 40 60 80

NO

2- -N c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

120

140 NO2--N inf

NO2--N eff

<그림 5.21> ANAMMOX 반응기의 아질산성 질소 농도 변화

- 74 -

<그림 5.22>는 약 80일 동안 ANAMMOX 반응기의 NLR (Nitrogen Loading Rate) 및 NRR (Nitrogen Removal Rate), HRT 변화에 대하여 나타내었다. 반응기 운전 시작 후 HRT의 단축으로 NLR을 증가시켰다. HRT가 10hr에 다다른 이후 부터는 농도를 증가시켜 부하를 증가시켰다. 그러나 실폐수 적용 후 HRT는 고정되어 있는 상태에서 아질산성 질소를 보충함에 따라 다시 처리 효율이 감소되기 시작하였다. 최대 NLR 및 NRR은 각각 0.61, 0.49 kg-N/m3․day로 관찰되었다 (Phase 2). 운전 76일 처리효율 감소로 NLR을 기존보다 낮추었고 (약 0.5 kg-N/m3․day), 동시에 NRR 역시 감소되는 것을 볼 수가 있었다 (약 0.3 kg-N/m3․day).

Phase 2Phase 1

Elapsed time (d)

0 20 40 60 80

NLR

& N

RR

(kg-

N/m

3 -day

)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

HR

T

0

10

20

30

40

50

NLR NRR HRT

<그림 5.22> ANAMMOX 반응기의 NLR, NRR 및 HRT의 일변화

- 75 -

<그림 5.23>과 <그림 5.24>는 ANAMMOX 반응기의 질산성 질소와 유기물 농도의 일변화를 나타낸 것이다. 운전 50일까지 ANAMMOX 반응에 의해 약 20 mg/L 정도의 질산성 질소가 생성되었다 (Phase 1). 같은 시기에 유출수의 유기물 역시 약 20 mg/L 정도가 검출되는 것을 볼 수가 있는데, 이는 미생물의 byproduct에서 기인한 것으로 판단된다.

반응기 운전 50일 이후 실폐수를 유입하면서 약 10 mg/L의 질산성 질소와 약 45 mg/L의 유기물이 유입 되었다. 실폐수 유입 후 질산성 질소는 유입수보다 유출수 에서의 농도가 더 낮았다. 이는 유입되는 유기물에 의한 탈질 반응으로 판단되었다. 같은 시기에 유기물이 약 20 mg/L정도 제거되는 것을 관찰할 수 있었으며, 제거되지 않고 유출수에서 검출되는 유기물은 위에서 언급했었던 난분해성 유기물로 판단하였다.

- 76 -

Phase 2Phase 1

Elapsed time (d)

0 20 40 60 80

NO

3- -N c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100

120

140 NO3--N inf

NO3--N eff

<그림 5.23> ANAMMOX 반응기의 질산성 질소 농도 변화

Phase 2Phase 1

Elapsed time (d)

0 20 40 60 80

CO

D c

once

ntra

tion

(mg/

L)

0

20

40

60

80

100COD inf

COD eff

<그림 5.24> ANAMMOX 반응기의 유기물 농도 변화

- 77 -

5.2.5 축산폐수 혐기소화 유출수 질소제거를 위한 여건별 공정 제안

5.2.5.1 BCOD/N에 따른 공정구성 방안

축산폐수 혐기소화 유출수처리에서 질소제거 공정은 보통 원폐수의 혐기성 소화 후속 공정으로 고려될 수 있다. 혐기성 소화조에서는 유기물을 상당부분 제거하나 질소성분은 거의 제거되지 않으며, 유기질소의 Ammonification에 의해 유출수중의 암모니아 농도도 원폐수에서 보다 더 높아진다. 따라서 소화조 유출수 중의 분해성 COD(BCOD) 대 총질소(대부분 암모니아성 질소로 존재, N)의 비, 즉 BCOD/N은 비교적 낮다. BCOD/N 비에 따라 효율적 처리공정이 달라지며, 대체로 다음 <표 5.7>과 같이 정리 될 수 있다.

<표 5.7> 분해성유기물 대 질소 비에 따른 적정공정

구분 BCOD/N Process

1 >5 Conventional Nitrification/Denitrification

2 3-5 SBNR

3 1-3 SBNR + external COD

4 <2 PN + ANAMMOX

표는 BCOD/N이 높으면 굳이 ANAMMOX 공정을 도입할 필요가 없음을 보여준다. 그러므로 본 연구에서는 Case 4, 즉 BCOD/N의 비율이 2보다 적은 경우를 대상으로 한다.

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5.2.5.2 BCOD/N < 2 에서의 공정 구성 방안

(1) COD 제거 방안

비록 BCOD/N이 2 이하라 하더라도 COD를 미리 제거하지 않으면 아질산화 반응이 효과적으로 일어나지 않을 수 있다. 이는 성장속도가 느린 AOB가 종속영양균에 비해 DOC 획득 경쟁과 위치경쟁(Space competition; 미생물 floc 또는 생물막을 형성할 경우 기질획득이 쉬운 표면에 서식하기 위한 경쟁)에서 뒤처지기 때문이다.

질소제거에 앞서 COD를 제거하는 방안은 크게 ( 그림 <5.24-a, b>) 전산화와 전탈질 두 가지가 있다. 즉, 부분 아질산화 반응 전에 COD를 미리 산화시키는 방안(a)과 전탈질을 통해 COD를 활용하는 방안(b) 이다. 방안 a는 간명하나 COD 산화를 위한 Aeration 과정에서 상당한 에너지를 소비하는 것이 단점이다. 방안 b는 앞의 단점을 보완 할 수 있는 대신 적정량의 아질산 용액을 반송해야 하므로 운전관리가 다소 복잡해진다. 그러므로 소규모 처리시설에서는 방안 a가, 중대규모 시설에서는 방안 b가 효과적일 것으로 예상된다.

<그림 5.24> 전산화와 전탈질을 이용한 COD 제거 방안

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(2) 부분 아질산화 방안

일단 COD가 제거된 후 ANAMMOX feed를 생산하기 위한 부분 아질산화 단계에도 복수의 선택사항이 있다. ANAMMOX 반응을 위해서는 암모늄과 아질산의 비가 약 1:1.3이므로 약 55%의 암모늄을 아질산으로 산화시키는 방안이 그 하나이다 (그림 <5.25-a>). 다른 하나는 암모늄을 90% 이상 충분히 산화시키되 부족한 암모늄 농도는 아질산화전의 용액을 일부 혼합(Blending) 함으로써 보충하는 방안이다 (그림 <5.25-b>). 방안 b는 아질산화 대상 폐수량이 획기적으로 감소되고 축산폐수 혐기소화 유출수와 같이 원폐수 암모늄 농도가 매우 높은 경우 반응속도 면에서 유리하다 (그림 <5.11> 참조). 전탈질로 COD를 제거하는 경우 반송유량이 작아지는 장점도 기대 할 수 있다. 그러나 blending 유량을 조절하기 위해서는 세밀한 운전조작 기술이 요구된다. 그 외 방안 b에서 아질산화율을 55%와 90%의 중간 어디로 하는 방안도 가능하다. 이때 아질산화율은 아질산화 반응속도, 폐수의 알칼리도 및 반응기 pH 유지 용이성 등에 의해 결정될 필요가 있다.

<그림 5.25> Partial-Nitritation/ANAMMOX 공정구성 방안들

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5.2.6 요 약

본 연구에서는 ANAMMOX 반응을 적용한 축산폐수 혐기소화 유출수 처리장치 개발을 위해 부분 아질산화 반응속도를 높이기 위한 연구를 수행하였으며 축산폐수 혐기소화 유출수에 존재하는 암모니아성 질소의 약 55%를 아질산까지만 산화 후 축적시켰다. 또한 실폐수를 적용한 부분 아질산화 반응기의 유출수를 ANAMMOX 반응기의 유입수로 이용하여 ANAMMOX 반응 및 처리 효율을 평가하였으며 효과적인 질소처리를 위한 공정을 제안하였다. 본 연구를 통해 아래와 같은 결과를 도출하였다.

<부분 아질산화 반응속도 향상 및 축산폐수 혐기소화 유출수의 아질산 축적>



Ÿ 축산폐수 혐기소화 유출수 혐기소화 유출수 실폐수와 합성폐수를 혼합하여 암모니아 농도 2,000 mg/L인 폐수를 아질산 축적율을 55%로 성공적으로 달성하였다. 이는 후단의 ANAMMOX 공정으로 연계처리 하였다.

<부분 아질산화 반응조와 연계한 ANAMMOX 반응기 운전>

Ÿ 부분 아질산화 반응조와 연계처리를 위한 ANAMMOX 반응기를 2회에 걸쳐 운전하였으며 1차 실험에서 ㈜전테크에서 냉장보관 중이던 농후배양 슬러지를 제공받아 PVA bead와 함께 식종하여 약 300일 동안 반응기를 운전하였다.

Ÿ 부하 증가 시 아질산성 질소 농도를 낮은 농도로 천천히 증가시켜야 하며, 농도는 고정하고 HRT를 줄여가며 부하를 증가시키는 방식이 보다 안정적일 수 있다.

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Ÿ 2차 실험에서는 ㈜전테크가 운전하고 있는 pilot-plant로부터 분양받은 ANAMMOX 균주를 부착성 여재와 함께 식종하여 실험을 진행하였다.

Ÿ 부착성 여재를 이용한 반응기 운전에서 운전초기 합성폐수를 이용한 미생물의 안정을 도모하였고 운전 시작 50일 후 실폐수를 유입시켜 최대용적당질소제거율(NRRmax)은 0.49 kg-N/m3․day까지 처리 효율을 달성 하였다.

Ÿ 실폐수에 함유된 유기물 농도로 인해 ANAMMOX 반응기에서 탈질에 의한 아질산성 질소와 질산성 질소의 제거율이 증가되어 전체 질소처리 효율을 상승하는 효과를 나타냈다.

<축산폐수 혐기소화 유출수 질소제거를 위한 여건별 공정 제안>


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제 6 장 결 론

본 연구의 목표는 안산지역을 포함한 국내 자생 혐기성 암모늄산화 (ANAMMOX) 미생물의 효율적인 배양기술을 개발하고 ANAMMOX 공정을 이용한 축산폐수 혐기소화 유출수의 처리장치 개발 및 처리 능력을 평가하는데 있다.

<안산지역 등 국내 자생 ANAMMOX 균의 확보 및 효율적인 배양기술 개발>

안산하수종말 처리장, 반월 산단 주정폐수처리장, 주변 지역의 매립지 침출수 처리장과 축산폐수 혐기소화 유출수 처리장의 슬러지를 각각 채취하여 ANAMMOX 균의 확보를 위한 1차 배양 연구를 수행하였으며, 이들 중 반월 산단 주정폐수처리장 및 매립지 침출수 처리장 슬러지를 대상으로 2차 배양연구를 수행하였다. 그 결과 다음과 같은 결론을 도출할 수 있었다.

Ÿ 4 종류의 슬러지 중 반월산단 주정폐수처리장과 매립지 침출수 처리장 슬러지에서 성공적인 ANAMMOX 반응이 확인되었다.

Ÿ 빠른 ANAMMOX 반응을 위해서는 SBR 보다는 부착성 여재를 이용한 CSTR 반응기가 더욱 효과적이었다. 약 20일 만에 ANAMMOX 반응이 시작되었으며 이는 국내외 연구사례와 비교 했을 때 ANAMMOX 반응이 매우 빠른 사례에 속한다.

Ÿ 운전 초기에 유입수의 암모니아성 질소와 아질산성 질소를 1:1.3의 비율로만 공급하면 탈질에 의해 대부분의 아질산성 질소가 소비되기 때문에 ANAMMOX 미생물의 기질이 부족해진다. 따라서 아질산성 질소를 보충이 필요하며 이때 잔존 아질산성 질소가 100 mg/L이하로 운전하는 것이 중요하다.

Ÿ 주입 아질산성 질소의 보충을 위해 농도를 높일 때 자칫 반응기 중의 농도 증가를 불러와 ANAMMOX 균에 저해를 초래할 수 있기 때문에 신중해야 한다.

Ÿ HRT를 짧게 운전하여 아질산성 질소를 보충하는 방안이 보다 안정적일 수 있으며, 이는 저농도로 아질산성 질소를 안정적으로 공급할 수 있고, 내생분해로 용출되는 유기물을 지속적으로 washout 시키는 것이 가능하므로 탈질 미생물을 조기에 도태 시킬 수 있을 것으로 판단된다.

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<ANAMMOX 공정을 이용한 반응 장치 개발 및 처리 능력 평가>

농후 배양된 ANAMMOX 슬러지를 분양받아 1차로 PVA baed를 충전한 CSTR 반응기를, 2차로 non-woven fabric 상의 부착성 여재를 이용한 CSTR 반응기를 운전하였다. 약 2,000 mg/L의 암모니아성 질소의 부분 아질산화 반응기의 유출수를 ANAMMOX 반응기 (부착성 여재를 이용한 CSTR 반응기)와 연계 처리하였다.

Patial Nitritation 반응



ANAMMOX 반응

Ÿ 부하를 증가시키기 위해 아질산성 질소 농도 증가 시 매우 민감하게 반응하기 때문에 처리 효율이 감소될 수 있다. 따라서 낮은 농도로 천천히 증가시켜야 하며 농도는 고정하고 HRT를 짧게 운전하여 부하를 증가시키는 것이 효과적이다.

Ÿ 실폐수에 함유된 유기물 농도로 인해 ANAMMOX 반응기에서 탈질에 의한 아질산성 질소와 질산성 질소의 제거율이 증가되어 전체 질소처리 효율을 상승하는 효과를 나타냈다.

Ÿ 반응기 운전초기 합성폐수를 이용한 미생물의 안정을 도모하였고 운전 시작 50일 후 실폐수를 유입시켜 최대용적당질소제거율 (NRRmax)은 0.49 kg-N/m3․day까지 처리 효율을 달성 하였다.

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질소처리 공정 제안


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주 의 문

2015년 최종 연구 보고서(14-2-10-17)

안산지역 자생 ANAMMOX 균의 배양 및 축산폐수 처리능력 평가

발행인 : 센터장 원 호 식

발행일 : 2015년 8월

발행처 : 안산녹색환경지원센터

주 소 : 경기도 안산시 상록구 사1동 한양대학교 내

전 화 : 031-400-4236, 436-8141~5

팩 스 : 031-400-4237

e-mail : [email protected]

※ 주 의

1. 이 보고서는 안산녹색환경지원센터에서 시행한 환경기술연구개발사

업의 연구보고서입니다.

2. 이 보고서 내용을 발표할 때에는 반드시 안산녹색환경지원센터에서

시행한 환경기술연구개발사업의 연구결과임을 밝혀야 합니다.

3. 국가과학기술 기밀유지에 필요한 내용은 대외적으로 발표 또는 공

개하여서는 아니됩니다.

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제 출 문 · 2019. 5. 17. · AMMonium OXidation, ... 문제점들을 개선하기 위해 부착성 여재를 이용한 CSTR 형태로 운전하였다. Ÿ침출수 슬러지를