1. Nitrogen Cycle

질소는 살아있는 유기체에 필수적인 구성 요소로 세포내 의 핵산, 아미노산, 단백질 등에 존재하며 또한 작물의 생 육에 필요한 필수 영양소 중 하나이기도 하다. 인구증가에 의한 작물생산의 수요를 충족시키기 위해, 1913년 대기 중 으로 부터 인위적으로 질소를 고정하여 암모니아를 생산하 는 Haber-Bosch 공정이 개발되었으며 2008년 현재 연간 130 teragrams (Tg)의 질소를 이 공정에 의해서 대기 중으 로 부터 고정하는 것으로 알려져 있다 (^{USGS, 2008}). 인간 활동에 의한 질소 생산량은 화석 연료 연소시 배출되는 질 소 산화물의 배출과 작물 재배에 의한 생물학적 질소 고정 을 포함하며 이러한 인간 활동에 의한 총 질소 생산은 2050년까지 연간 270 Tg N이 될 것으로 예상된다고 보고 하고 있다(^{Galloway et al., 2004}; ^{Gruber and Galloway, 2008}). 이러한 인위적 질소 생산의 급격한 증가는 미래 기 후 변화와 관련된 질소-탄소-기후 간의 상호 작용 (Carbon- Nitrogen-Climate interaction)에 지대한 영향을 미칠 여지가 매우 크다고 하겠다. 문헌에 의하면 질소 비료로부터 고정된 질소의 약 50%가 육지를 통해 강이나 호수와 같은 수 생태 계로 이송되는 것으로 보고하고 있다(^{Gruber and Galloway, 2008}). 자연에서 질소는 주로 암모니아, 아질산염 및 질산 염과 같은 이온 화합물의 형태로 존재하는데 이 화합물들 중에서도 가장 환원된 형태의 질소인 무기 암모니아성 질 소는 자연에서 산화되는 특성이 있으며 주로 산소 고갈과 부영양화에 의해 수질을 악화시킬 가능성이 크다고 보고하 고 있다(^{Goldman et al., 1973}; ^{Ryther and Dunstan, 1971}). 도시하수 또는 공장폐수처리에서의 질소는 부영양화나 수 생동물 독성 등 환경에 악영향을 주는 원인 중 하나로 수 환경의 보호를 위해 반드시 제거해야 한다. 처리되지 않은 질소는 특히 부영양화에 의한 녹조류나 남조류의 성장을 촉진, 수환경의 용존산소농도를 저감시키며 몇몇 남조류의 경우 독성을 유발하는 물질을 분비하기도 한다고 보고하고 있다(^{Miller et al., 2017}).

2. Biological Nitrogen Removal

생물학적 질소제거는 질산화-탈질 공정이 일반적으로 적용 되어 왔다. 질산화는 암모니아성 질소를 아질산성 질소를 거 쳐 질산성 질소로 산화시키는 과정이며 전자공여체 및 전자 수용체로 각각 암모늄이온과 산소가 사용된다. 탈질은 산화 된 질산성 질소를 아질산성 질소, 산화 질소, 아산화 질소를 거쳐 최종적으로 질소 가스로 내보내는 과정이며 전자공여체 및 전자수용체로 각각 탄소원 및 질산성 질소가 사용된다. 질산화-탈질 공정은 산소와 외부 탄소원이 필수적으로 소모 되는 과정으로 높은 에너지(kg 질소 제거당 5 kWh)와 외부 탄소원 주입에 의한 높은 운전비용(kg 질소 제거당 $2.9달 러) 이 소요되는 것으로 알려져 있다(^{Legualt and Neethling, 2015}; ^{Schaubroeck et al., 2015}; ^{USEPA, 2013}). 이에 더하여 높은 슬러지 생산량과 이산화탄소나 아산화 질소등 온실가스 의 부가적 생성 등 필수 불가결한 환경 저해 요소를 야기한 다고 보고하고 있다(^{Castro-Barros et al., 2015}).

3. Anaerobic Ammonium Oxidation

혐기성 암모늄 산화(anaerobic ammonium oxidation; anammox) 반응은 1995년 소화조 반류수를 처리하는 유동상 탈질 반응조에서 우연히 발견되었으며 질산성 질소가 존재 하는 무산소 조건에서 유입 하수내의 암모니아가 저하되는 현상을 발견하였다(^{Mulder et al., 1995}). 발견 초기에는 질 산성 질소가 전자 수용체인 것으로 추정하였으나 추후 아 질산성 질소가 전자 수용체 역할을 하는 것으로 최종 확인 되었다(^{van de Graaf et al., 1997}). 혐기성 암모늄 산화 반 응은 암모니아와 아질산성 질소를 전자공여체와 전자 수용 체로 사용하여 최종산물인 질소 가스로 변환시키며 중간 산 물로 산화질소, 아산화질소, 하이드록실아민(hydroxylamine, NH₂OH)을 생성하는 복잡한 반응 과정을 거치는 것으로 보 고하고 있다(^{Kartal et al., 2011}). 아나목스균의 대사에 중 심역할은 하는 단백질을 발현하는 유전자로는 nitrite/nitrate oxidoreductase (NarGH), nitrite/nitric oxide oxidoreductase (NirS), hydroxylamine/hydrazine oxidoreductase (HAO/HZO), hydrazine hydrolase (HH), dissimilatory nitrite reductase (NrfA) 등으로 알려져 있다(^{Strous et al., 2006}).

Fig. 1에 나타낸 바와 같이 아나목스균의 대사 경로는 NirS 단백질이 bc1-complex에서 하나의 전자를 사용하여 아질산염을 산화 질소(nitric oxide, NO)로 환원시키고 HH 단백질은 암모니아와 산화 질소를 기질로 사용하여 하이드 라진(hydrazine, N₂H₄)을 합성한다. 하이드라진은 독성이 강 한 물질로 아나목스균에 의해서만 합성 가능한 가장 강력한 환원제 중 하나로 알려져 있으며 HAO/HZO 단백질에 의해 질소 가스로 최종 산화된다. Muti-heme protein인 HZO는 hzoA와 hzoB 유전자에 의해 발현된 두 개의 subunit으로 더 나뉘어졌으며, 발현된 두 단백질의 구조는 거의 동일한 것으로 알려져 있다(^{Shimamura et al., 2007}). 이러한 아나 목스균의 대사 경로를 보면 탈질 미생물에서 흔히 발견 가 능한 nitric oxide reductase (NOR)와 nitrous oxide reductase (N₂OR 또는 NOS) 단백질을 발현하는 유전자를 소 유하지 않고 있어 산화 질소와 하이드라진이 아나목스 대 사 경로의 중간 산물임을 시사한다고 볼 수 있다(^{Strous et al., 2006}).

Fig. 1. Hypothetical pathway of the catabolism and nitrite oxidation for acetyl-CoA inC. “Kuenenia stuttgartiensis” (after (Jetten et al., 2009)).

또한 아나목스균은 암모니아/아질산성 질소를 세포의 에 너지 생성에 필요한 대사에 사용할 뿐만 아니라 이산화탄 소를 탄소원으로 사용하는 독립영양세균이다. 따라서 아나 목스균은 탄소를 고정하기 위하여 일부 아질산성 질소를 질산성 질소로 산화하는 반응을 일으킨다. 이에 관련된 단 백질인 nitrite/nitrate oxidoreductase (NAR)는 narGH 유전 자 클러스터에 의해 발현하게 된다.

4. Anammox Bacterial Structure

아나목스균은 1 μm 미만의 평균 직경을 갖는 형태학적으로 구균(coccus)이다. 아나목스균 발견 초기 다른 Planctomycetes 와 유사하게 사료되어 peptidoglycan 층이 없다고 추정, 그람 염색법을 이용한 세균 분류가 적용될 수 없다고 보고되었으 나 최근 연구에 의하면 초기 발견과는 다르게 peptidoglycan 층을 확인하였다(^{van Teeseling et al., 2015}).

아나목스균은 anammoxosome이라는 독특한 세포 내 세 포 구획(intracellular structure)을 형성하고 있으며 경우에 따라서 전체 균주 부피의 50 ~ 60 %를 차지한다(Fig. 2). 대 부분의 아나목스 에너지 대사 과정을 이 세포 구획에서 수행 하는 것으로 알려져 있다. 또한 anammoxosome은 ladderane lipid라 하는 매우 견고한 고밀도 멤브레인 이중층 지질막 (lipid membrane)으로 둘러 쌓여 있는 것으로 알려져 있다 (^{van Niftrik et al., 2004}). 이는 하이드라진이나 산화질소등 독성이 강한 중간 산물을 생성하는 아나목스균의 특성상 anammoxosome으로 부터 이러한 중간산물의 유실을 방지하 기 위한 생리학적 진화에 의한 것으로 추정된다(^{Sinninghe Damste et al., 2002}). 또한 이러한 ladderane lipid는 그 구 조가 특이하며 특정 ladderane lipid는 아나목스균에 의해서 만 생성이 가능하므로 아나목스균을 검침하기 위한 지표물 질로 활용되기도 하였다(^{Bale et al., 2014}; ^{Kartal et al., 2013}). 상기 문헌에 의하면 이러한 lipid는 southern North Sea에 위치한 sediment에서 발견된 아나목스 활성과 밀접 한 관련이 있으며 또 다른 아나목스 활성 지표물질인 16S rRNA, hydrazine synthase mRNA transcripts와 직접적으로 비례하는 것으로 보고하고 있다. 이러한 결과는 아나목스균 이 해저 토사중에 적지 않은 양이 존재하며 지구의 질소 순환에 영향을 미치는 것을 반증한다고 보고하였다.

Fig. 2. TEM image ofCandidatus“Kuenenia stuttgartiensis” (after (Kuenen, 2008)).

5. Anammox Bacterial Ecology

아나목스균은 생태학적으로 부유균 문(Planctomycetes phylum) 에 위치하고 있으며 Candidatus “Brocadia”, Candidatus “Kuenenia”, Candidatus “Scalindua”, Candidatus “Jettenia”, Candidatus “Anammoxoglobus” 등 총 다섯개의 속이 현재 까지 발견되었다(Fig. 3). 16S rRNA phylogenetic analysis 에 의하면 anammox bacterial 16S rRNA operon들은 단일 계통군(monophyletic cluster)에 속하며, 각각 균주의 시퀀스 유 사성은 87 %에서 99 % 사이인 것으로 알려져 있다(^{Woebken et al., 2008}). 아나목스균의 생태학적 연구는 유전체학의 발전과 더불어 최근 더욱 심화되어 왔으며 유전자 계통분 석 등을 토대로 공정내의 미생물 군집의 구조분석 및 정량 에 대한 연구가 활발히 진행되고 있다.

Fig. 3. Phylogenetic tree of AOB, NOB, and Planctomycetes based on 16S rRNA gene using Neighbor-Joining method with 1000 replicates of bootstrap. After (Park, 2011).

아나목스균의 다른 네 가지 속은 종종 폐수처리 시스템에 서 종종 발견되고 성장하는 반면, Candidatus “Scalindua”는 해양에서 유래된 속으로 암모늄 산화 고세균(ammoniumoxidizing archaea; AOA)과 상호작용에 의하여 심층 해양에 서 질소가스를 발생시키는 원인으로 전 지구 질소 생산에 50 %까지 기여하고 있다고 보고하고 있다(^{Dalsgaard et al., 2005}; ^{den Camp et al., 2006}; ^{Francis et al., 2007}).

6. Anammox Bacterial Physiology

아나목스균의 화학양론식에 따르면 해당 반응은 최종적 으로 염기를 생성하므로 pH를 증가시킨다. 따라서 이론적 으로 유입수의 pH는 약산성이 적당하나 아나목스균은 유 입수 내의 낮은 pH에 의한 유리 아질산(Free nitrous acid; FNA) 저해를 받을 가능성이 있으므로 이에 대한 적절한 모니터링이 필요하다. 아나목스 반응조 내의 pH 운전범위 는 6.7 ~ 8.3으로 알려져 있으며 pH 8에서 최적 운전이 가 능하다고 보고하고 있다(^{Egli et al., 2001}). 그러나 아주 높 은 pH에서는 유입 암모니아 질소에 의한 유리 암모니아 (Free ammonia; FA)저해에 의해 효율이 떨어진다고 보고하 였다.

다수의 문헌에 의하면 아나목스균의 최대 성장을 위한 최적 온도는 30 ~ 40도로 알려져 있다. 그러나 45도 이상의 수온에서는 아나목스균에 비가역성 저해를 가져다준다고 보고하고 있다(^{Dosta et al., 2008}). 아나목스균은 저온에 취 약하며 15도 이하의 수온에서는 그 활성이 떨어지므로 이 에 따른 반응조 내부의 아질산성 질소의 축적에 유의하여 야 한다.

아나목스균은 혐기성 박테리아로 산소 대신 아질산성 질 소를 전자 수용체로 이용하기 때문에 용존산소에 매우 취 약하다. 문헌에 의하면 아나목스균은 매우 낮은 용존산소 조건인 1 % 이하의 산소 포화도 상태에서 조차 가역성 저 해를 받는 것을 확인 하였다(^{Egli et al., 2001}). 따라서 용 존산소에 의한 저해를 최소화하는 운전 방식 또는 공정의 선정이 중요하다.

다수의 문헌에 따르면 아질산성 질소는 아나목스균의 필 수 기질인 동시에 저해 인자로 보고하고 있다. 따라서 특 정 농도이상의 아질산성 질소는 비가역적 저해를 가져다주 기 때문에 반응조내부의 아질산성 질소의 모니터링은 안정 적인 공정 운영에 필수적이라 하겠다. 아나목스균에 저해를 주는 아질산성 질소의 최소 농도는 5 ~ 280 mg N/L로 그 범위가 매우 크며 이는 각각의 문헌의 서로 다른 운전인자 (DO, pH, 체류시간, F/M비, 유입수질, 수온, 종균의 특성, 생물막 두께, 입자 두께 등)의한 편차라고 볼 수 있다.

문헌에 따르면 Candidatus “Brocadia”가 하수처리장에서 주로 검출되며 이들 균주의 특징으로는 최대 비성장률(maximum growth rate)이 0.037 ~ 0.34 /day로 매우 낮고 산소와 메탄올 그리고 아질산성 질소-노출에 취약한 점이다(^{van der Star et al., 2007}). 따라서 이를 보완하기 위해 생물막 이나 입자성 슬러지 공정을 적용하여 아나목스 체류시간을 최대한 늘림과 동시에 산소와 아질산성질소의 침투에 대한 저항력을 증가시키는 등의 공정의 기술적 보완이 적용되고 있다(^{Park et al., 2010}).

7. Implementation of the Anammox Bacteria to Short-cut Nitrogen Removal Processes

최근 고효율 에너지 질소제거 공정으로 아나목스균을 이 용한 단축질소공정 (Short-cut nitrogen removal process)이 주목받고 있으며 아나목스균을 하수처리에 적용시 기존의 질산화-탈질 공정에 비하여 60 %의 에너지 절감 효과와 90%의 온실가스 절감효과를 야기하며 슬러지 생산을 90 % 까지 저감할 수 있는 장점이 있다. 이러한 이유로 최근 에 너지 자립형 하수처리 시스템이 주목받음에 따라 저농도/ 상온 도시하수 처리를 위해 유기물 제거 공정 후단의 질소 제거 활용방안으로 아나목스 공정이 재조명 되고 있다(^{Hu et al., 2013}; ^{Strous et al., 2006}).

실규모 단축질소공정에서 부분 아질산화-혐기성 암모늄 산화(partial nitritation-anammox; PN/A 또는 deammonification) 공정은 호기성 암모니아 산화균(ammonia-oxidizing bacteria; AOB)과 아나목스균의 순차적 반응에 기인한다. AOB는 유입수 내의 절반 정도의 암모니아를 산소 제한 조 건에서 아질산성 질소로 변환시키며(부분 아질산화; partial nitritation) 변환된 절반의 아질산성 질소와 절반의 암모니 아가 아나목스균 의하여 질소 가스로 변환된다(혐기성 암 모늄 산화; anammox). 이러한 PN/A 공정의 안정적인 적용 은 AOB와 아나목스균의 균형적인 성장과 아주 밀접한 관 계가 있다. 또한 성공적인 PN/A 공정을 위해서는 AOB와 아나목스균의 성장뿐만 아니라 암모니아, 아질산성 질소나 산소 등 유입수내 기질에 대한 경쟁 관계에 있는 아질산성 질소 산화균(nitrite-oxidizing bacteria; NOB)과 종속영양균 (heterotrophs) 등 두 종의 균군류에 대한 공정 외부로의 배 제가 절대적으로 필요하다. NOB는 AOB와 아나목스균과 각각 산소와 아질산성 질소에 대해 경쟁관계이며 종속영양 균은 AOB와 아나목스균과 각각 산소와 아질산성 질소에 대해 경쟁관계에 있다. NOB가 공정 내에서 우점화 되었을 경우 AOB에 의해 생성된 아질산성 질소가 NOB에 의해 질 산성 질소로 전환시키는 완전 질산화 공정이 되어 아나목스 균에 의해 질소가스로 전환되는 단축질소공정 대사 경로가 깨지게 되며 아나목스균 성장에 필요한 기질들을 NOB에 의해 빼앗기게 됨에 따라서 아나목스균의 성장에 악영향을 주게 된다. 또한 종속영양균이 공정 내에서 우점 되었을 경우 이용 가능한 유기물을 사용하여 아질산성 질소를 우 선적으로 소모하게 되므로 이 또한 아나목스균의 성장에 악영향을 주게 된다.

Fig. 4에 나타난 바와 같이 일반적으로 PN/A 공정에서 AOB와 아나목스균의 성장을 위하여 2단 반응조와 단일 반응조의 형태로 공정 구성이 가능한데 2단 반응조는 부지 제약이 있는 반면 AOB와 아나목스균에 대해 각각의 반응 조를 운영하므로 안정적으로 농후배양이 가능하다는 장점 이 있으며 외부 부하의 변동에 유동적으로 대처가 가능하 다는 장점이 있겠다. 단일 반응조의 경우 AOB와 아나목스 의 성장조건이 다르므로 두 조건을 단일 반응조에서 만족 시키기 위한 미세한 반응조 운전인자 조절이 필요하며 따 라서 센서 등을 통한 피드백 제어가 필수적이라 하겠다. 또한 고온 혐기소화등에 의한 반류수 고온조건이라던지 유 입수내 독성 물질에 의하여 아나목스균에 직접적으로 충격 을 줄 가능성이 있는 경우 아나목스조에 충격을 최소화하 기 위하여 2단 반응조를 고려해야 하겠다. 하지만 2단 반 응조는 알칼리도 조절이 필수적이며 반응조가 커지므로 부 지제약의 단점이 있다. 이러한 PN/A 공정은 중온, 고농도 폐수인 소화조 상징액, 혐기성 처리된 산업폐수 등 전세계 100개 이상의 처리장에서 이미 성공적으로 적용중이다(^{Ali and Okabe, 2015}).

Fig. 4. The comparison of the schematic diagrams for a two-stage partial nitritationanammox (PN/A) process and a single stage PN/A process.

8. Main-stream Partial Nitritation/Anammox Application

소화조에서 유기물의 메탄가스 전환은 지속가능한 도시 하수 처리를 위해 반드시 필요한 공정이나 소화조 상등액 의 고농도 암모니아는 매우 낮은 유량(전체 처리장 유량의 2 % 내외)으로 반류수의 부하를 높여 전체 처리장 부하의 10 ~ 30 %를 차지하는 역할을 하기 때문에 반류수내의 질 소제거는 필수 불가결하다고 하겠다(^{Guo et al., 2010}). 반 류수는 주공정에 비하여 암모니아 농도가 매우 높고 온도 도 30도 내외로 안정적이기 때문에 PN/A 공정에 매우 유 리하다고 하겠다. 그러나 도시하수의 낮은 온도(10 ~ 15 °C) 및 계절에 따른 온도변화, 낮은 암모니아 농도로 인하여 PN/A 공정의 적용시 아나목스균의 낮은 비활성도와 비성 장률을 나타낼 가능성이 매우 높다. 그러나 북유럽 토양이 나 해양 퇴적층 등 매우 낮은 온도와 낮은 암모니아 농도 를 가진 자연환경에서 아나목스균이 발견되어 이러한 조건 에서 순화된 균주를 활용한다면 저농도, 저온에서의 주공정 PN/A에 도입할 가능성을 보여주고 있다고 사료된다(^{Brin et al., 2017}; ^{Pang et al., 2015}).

9. Factors Affecting Main-stream Partial Nitritation/Anammox

9.3. Temperature

저온에 의한 아나목스균의 비성장률 또한 주공정 PN/A 의 제한요소로 볼 수 있다. 주공정에서 유입수 수온은 반 류수에 비해 상대적으로 낮으며 한국의 경우 계절별 편차 도 10 ~ 25도 내외로 심하기 때문에 온도에 대한 아나목스 균의 비활성도 및 비성장률 영향은 당연하다. 문헌에 의하 면 온도가 30도에서 10도로 떨어질 경우 아나목스균의 비 성장률은 1/10로 저감된다는 보고가 있다(^{Hu et al., 2013}). 그러나 저온에 순응된 균주군을 식종하였을 경우 최대 비 활성도는 25도에서 최대치를 보이고 있으며 20도에서 순응 된 균주군과 순응되지 않은 균주군의 비활성도 차이는 두 배 이상임을 보고하였다(Fig. 5). 이는 순응된 아나목스균의 temperature-shock resistance가 증가함에 따라 저온에서도 균의 활성도 저해를 지체시킬 수 있는 대사가 발현되었을 가능성이 있겠다. 따라서, 주공정 PN/A에서 저온에서 순응 된 AOB나 아나목스균을 식종하는 것은 공정의 안정성을 위해 필수 불가결하다고 사료된다. 또다른 문헌에 의하면 35도에서 21도로 수온을 급격히 저하시켰을 경우 부유 성 장과 부착 성장 PN/A 공정을 비교한 결과 두 공정 모두 단기 암모니아의 축적을 보고하였으며 이에 따른 공정 효 율의 저하를 보였다(^{Wu, Bhattacharjee et al., 2016}). 이러 한 효율 저하는 AOB와 아나목스균 모두 온도의 영향을 받 은 것으로 문헌에서는 판단하였다. 또한 문헌에서는 두 공 정의 저온 순응속도를 살펴보았으며 부유 성장 PN/A의 순 응화가 20일 이상 걸린 것에 비하여 부착 성장 PN/A은 10 일 정도로 두배 정도 빠른 것으로 보고하였다.

Fig. 5. Effect of long-term enrichment at 30 °C (filled circles, solid line) and 12 °C (empty circles, dotted line) on the maximum specific activity of the anammox bacteria. Specific activities of cold-adapted (12 °C) AOB at different temperatures are also depicted (filled triangles, dashed line). Protein concentrations on the y axis indicate anammox or AOB protein only. After (Hu et al., 2013).

또한, 주공정 PN/A에서는 저온에 의한 비성장률의 저하 에 따른 wash-out을 감안하여 충분한 아나목스균을 보전/우점화 하기 위한 장치 또는 운전 방식이 필요하다. 아나 목스균의 보전을 위하여 1) 입상균 형태의 아나목스균을 농후배양하고 유출된 입상 아나목스균을 회수하는 장치 (hydrocyclone, sieve)를 사용하거나, 2) 인위적으로 아나목 스균을 여재 표면 등에 접착시켜 생물막을 형성하는 공정 을 선택하거나, 3) packed bed 타입의 생물막 여과공정을 사용하는 등 다양한 시도가 이루어지고 있다(^{Ali et al., 2015}; ^{Han et al., 2016}; ^{Park et al., 2017}).

9.4. Anammox Bacteria Retention

문헌에 의하면 단일 반응조 주공정 PN/A에서 아나목스 균을 입상슬러지로 농후배양하는 경우 입상슬러지 내의 질 소가스에 의한 슬러지 부상과 유출이 아나목스균의 보전에 매우 큰 문제로 지적되고 있으며 이에 따라 부상등에 의해 유출된 아나목스 입상 슬러지를 회수하고 상대적으로 입자 크기가 작인 플록 형태의 NOB만을 선택적으로 유출시키기 위해 스크린 형태의 물리적 분리장치를 이용한 연구가 수 행되었다(^{Han et al., 2016}). 이에 따르면, 125 μm 흡입식 스크린, 212 μm 흡입식 스크린, 212 μm 진동 스크린등 세 가지 분리장치를 적용하여 실험한 결과 212 μm 진동 스크 린이 아나목스균과 NOB의 가장 효율적인 분리를 나타낸 것으로 보고하였다. 이는 진동 스크린에 의한 접선력 등에 의한 증대되는 분리력에 기인한 것으로 사료되며 이에 따 라 92 %까지 NOB를 배제할 수 있었다고 보고 하였다. 따 라서 주공정 PN/A에서 입상 슬러지를 적용한 단일 반응조 에서는 공정의 안정성을 위하여 아나목스균의 안정적인 보 전이 매우 중요한 만큼 진동 스크린 등을 사용한 물리적인 분리장치의 적용이 고려될 수 있겠다.

주공정 PN/A에서 아나목스균의 안정적인 보전과 보다 빠른 공정의 start-up을 위하여 인위적으로 아나목스균을 입 상화 시키는 기술이 최근 문헌에 보고되었다(^{Ali et al., 2015}). 이에 따르면 polyvinyl-alcohol (PVA)와 sodium alginate (SA)의 혼합물을 사용한 입상경화를 이용하는 것으로 이러 한 방식을 이용하는 경우 빠르고 효율적으로 아나목스균을 젤 형태로 고정이 가능하여 공정 초기의 start-up에 큰 도 움이 되며 13 % 정도의 아나목스 종균으로 시행이 가능 하 다고 이 문헌은 보고하고 있다. 이 문헌에 따르면 입상 슬 러지 아나목스에 비해 젤 형태의 구조가 기질 침투력이 상 대적으로 높아 비드 전반적으로 높은 아나목스 효율이 검 침되었다고 보고하였다.

또 다른 문헌에 의하면 3차처리를 위한 질산화-탈질 공 정을 적용한 생물막 여과 실험도중 아나목스균이 자생하여 이를 농후배양한 후 2단 주공정 PN/A의 후단에 적용한 결 과 생물막 여과의 공극사이 및 여재 표면에 아나목스균이 성공적으로 농후배양되었으며 아나목스균이 안정적으로 보 전되었음을 보고하였다(Fig. 6, (^{Park et al., 2017})). 최대 질소 제거 부하는 5.4 kg N/m³/d로 실폐수를 이용한 파일 럿 규모의 주공정 PN/A에서 가장 높은 속도를 보인다고 보고하였다. 이는 3차처리에 적용되는 탈질여과의 평균 속 도인 2 ~ 3 kg N/m³/d 보다 두 배 이상 빠른 제거 속도를 보이고 있으며 따라서 부지면적이 절반으로 줄어들 수 있 다. 또한, 종속영양균과 다량의 탄소원을 이용하는 기존의 탈질여과를 이용한 3차 처리시설과는 다르게 주공정 아나 목스 생물막 여과는 아나목스균의 비성장률이 매우 낮아 역세 주기가 상대적으로 길고 0.7 NTU 이하의 매우 낮은 유출수 탁도가 보고되어 하수 재이용의 측면에서 보면 추 가 탄소원 불필요등 약품비 절감이나 역세 슬러지 절감에 의한 운전비 절감 뿐 아니라 낮은 탁도에 의한 후단의 멤 브레인 공정에 부담을 크게 덜어줄 가능성이 있다. 또한 전통적으로 생물막 여과는 저온에서도 미생물 유출을 최소 화하여 활성을 유지시키는 장점이 있어 주공정 아나목스에 서 효율적이리라 사료된다. 그러나 이 공정의 단점은 아나 목스균의 전자수용체 공급을 위한 전단의 아질산화 공정이 반드시 필요한 것이며 만약 이러한 아질산의 안정적인 공 급이 보전된다면 아나목스 생물막 여과는 아나목스 공정과 3차 처리(polishing)가 한 반응조에서 수행 가능하여 하수 고 도처리나 재이용을 타겟으로 하는 주공정 PN/A를 고려할 경우 매우 좋은 대안으로 사료된다.

Fig. 6. Pilot-scale up-flow anammox biofilter. Anammox bacteria were developed inside the packed bed media. After (Park et al., 2017).

10. Microbial Ecology & Physiology in the Main-stream Partial Nitritation/Anammox

하수중의 AOB는 Nitrosomonas와 Nitrosospira 속이 대부 분 하수처리장에서 발견되며 그 중 Nitrosomonas는 Nitrosomonas europaea종이나 Nitrosomonas eutropha가 자주 검출된다. NOB는 Nitrobacter와 Nitrospira 두 속이 하수처 리장에서 자주 발견되며 Nitrobacter winogradskyi종이나 Nitrospira defluvii종이 대표적이다. Nitrosomonas의 최대 비성장률은 2.1/day 까지로 알려져 있으며(^{Siripong and Rittmann, 2007}) 이는 Nitrospira의 최대 비성장률인 1.2/day 에 비해 두 배 가까운 성장속도를 보이고 있다(^{Nowka et al., 2015}). 온도는 이러한 AOB/NOB의 생태학적 상관관계와 매우 밀접한 관계를 보이고 있으며 따라서 주공정 PN/A를 이해하기 위해서는 저온조건에서 AOB/NOB 상호 관계에 대한 이해가 반드시 필요하다. 일례로, NOB에 대한 기존 의 반응역학 및 성장 속도는 Nitrobacter 속을 기반으로 분 석되어졌으나 최근 보고에 의하면 고온/고농도의 반류수 조건에서는 Nitrobacter가 우점을 이루며 저온/저농도의 주 공정 조건에서는 Nitrobacter 보다는 Nitrospira가 우점을 이룬다는 다수의 보고가 있다(^{Hu et al., 2013}; ^{Park et al., 2015}). 따라서 저온 저농도의 주공정 PN/A를 잘 이해하기 위해서는 Nitrospira 속에 대한 반응역학적 고찰이 더욱 필 요하다고 사료된다.

주공정 PN/A에서 종속영양균의 제어는 가장 먼저 고려 해야할 설계인자들 중 하나이며이를 위한 유입수내의 C/N 비의 제어는 전술한 바와 같이 종속영양균을 제어하고 주 공정 PN/A의 안정적인 운영을 가져다 줄 뿐만 아니라 회 수된 탄소원을 자원화 하는 에너지 회수/자원화 측면에서 필수 불가결한 것이라고 할 수 있다. 문헌들에 따르면 주 공정 PN/A에서 제어 가능한 유입수 내의 C/N비는 유입수 내의 탄소원 종류나 특성에 따라 각각 다르기 때문에 일관 되지는 않으나 대부분 Biodegradable COD/N의 비율로 2 ~ 3보다 낮아야 종속영양균의 성장을 효과적으로 제어할 수 있으며 후단의 주공정 PN/A가 안정적으로 작동하는 것으로 알려져 있다(^{Han et al., 2016}; ^{Li et al., 2016}). 따라서 높은 C/N 비는 주공정 PN/A가 적용될 경우 Carbon Redirection/ 에너지 자원화 측면에서 부정적인 면이 있으나 때때로 유 입수 내의 높은 유기물은 공정내부의 산소요구량을 늘려 아나목스균에 유리한 무산소 환경을 빠르게 조성해 주며, 주공정에서 생물학적 인제거 공정이 추가적으로 고려될 경 우 주공정 PN/A가 탄소원을 전혀 사용하지 않기 때문에 여분의 유기물이 인제거 공정에 집중될 수 있으므로 이에 따른 시너지 효과가 있을 수 있다고 보고하고 있다(^{Cao et al. 2016}). 또한, Carbon Redirection을 적용할 수 없는 높은 C/N비의 처리장이라고 할지라도 부분 아질산화와 부분 아 탈질이 한 프로세스에서 동시에 일어나는 Simultaneous Nitritation-Denitritation (SND 또는 Nitrite Shunt)등의 단축 질소제거 공정을 이용한다면 주공정 PN/A와 비슷한 에너 지를 가지고 유기물과 질소를 효과적으로 제거할 수 있는 또 다른 대안이 될 수 있다고 사료된다(^{Cao et al., 2016}). 단축질소제거 공정에서 유기물이 이용될 수 있는 또다른 가능성으로는 입상슬러지 내부에서 각각 균주군들의 기질 교환에 의한 상호작용을 들 수 있겠다(^{Speth et al., 2016}). 이 문헌에 따르면 실규모 단일 아나목스 공정의 입상슬러지 내부에 AOB/NOB/아나목스균/종속영양균등 네 종의 균군 류가 주를 이루고 있는데 공정 내부에서 질산성질소는 세포 합성에 의한 대사 물질(아나목스균)과 에너지 생성을 위한 전자이동(NOB)에 의해서 생성되며 이러한 질산성 질소는 CHB1, CHB3, ACB 등과 같은 종속영양균에 의해서 다시 아 질산으로 환원될 수 있다고 주장하였다(Nitrite Loop). 여기에 서 공정내의 유용 가능한 유기물이나 입상슬러지 내에서의 발효등에 의해 발생된 수소가 전자 공여체로 사용될 가능성 이 있다고 주장하고 있다. Nitrite loop를 뒷받침할 근거로서 상기 종속영양균군의 게놈분석결과 Nitrate Reductase(질산성 질소 환원효소)는 보유하고 있으나 Nitrite Reductase(아질산 성 질소 환원효소)를 보유하고 있지 않아 아질산성 질소가 축적될 가능성이 높으며 이러한 종속영양균에 의해 축적된 아질산성 질소가 아나목스균에 의해 전자수용체로 다시 사 용될 수 있음을 보고하였다. 따라서 이 문헌에서는 NOB의 과잉성장 및 아나목스균에 의해 발생된 질산성질소의 축적 이 이와 같은 종속영양균에 의한 Nitrite Loop에 의해 안정 적으로 제어될 수 있었다고 보고하고 있다(Fig. 7).

Fig. 7. Schematic overview of nitrogen conversions in the Olburgen PNA reactor. After (Speth et al., 2016)

11. NOB Out-selection in the Main-stream Partial Nitritation/Anammox

AOB의 최적 활성 온도는 28 °C인 것으로 보고되고 있으 나 이에 반하여, NOB는 저온에서 AOB에 비하여 높은 활 성을 나타내었다는 다수의 보고가 있다(^{Alawi et al., 2007}; ^{Yang et al., 2007}). 이러한 저온조건에서 NOB의 경쟁우위 는 주공정에서 제한된 산소, 아질산성 질소를 AOB보다 우 선적으로 섭취하게 하여 다량의 질산성 질소를 축적시켜 결과적으로 전체 시스템을 완전 질산화로 변환시키므로 매 우 빠르게 단축질소공정의 붕괴를 야기한다. 따라서, PN/A 에서는 NOB의 배제는 필수적이며 고농도 반류수 공정에서 는 포기제어/슬러지체류시간/FA&FNA 저해가 매우 용이하 므로 NOB의 배제는 상대적으로 쉽다. 그러나 주공정 PN/A 에서는 저온, 저농도 조건으로 인하여 NOB의 선택적 배제 가 쉽지 않은 실정이다.

NOB의 선택적 배제는 1) 포기 제어를 통한 호기성 슬러 지체류시간의 제어, 2) 유출 암모니아 농도, 3) 간헐 포기 제어, 4) 반류수 공정과의 연동운전(FNA 저해 AOB/아나목 스균 식종) 등의 제어인자들을 이용가능하며 최근 이 주제 들로 연구가 활발히 진행 중이다.

포기 제어는 크게 세 가지로 들 수 있는데 1) 용존산소에 의한 제어, 2) 유출 암모니아에 따른 포기 제어(Ammonia Based Aeration Control; ABAC), 3) 암모니아 대비 (아)질산 성 질소(NOx-N) 비율에 따른 포기 제어(Ammonia vs. NOx; AvN™) 가 있다. 용존산소에 의한 제어는 반응조내의 용존 산소 농도를 일정하게 유지하기 위한 Variable Frequency Drive (VFD)와 Blower의 조합을 사용한 공기 주입량의 turn-up/down 피드백 제어이다. 유출 암모니아에 따른 포기 제어는 유출수 내의 암모니아를 센서에 의해 탐침한 후 유 출 암모니아를 일정하게 유지하기 위한 Variable Frequency Drive (VFD)와 Blower의 조합을 사용한 공기 주입량의 turnup/ down feedback 제어이다. AvN™은 용존산소 농도와 포 기 시간을 동시에 제어하는 것으로 DO와 NH₄-N/NO_x-N set-point를 각각 설정한 후 DO, NH₄-N, NO_x-N을 각각 검 침한 후에 DO 농도는 공기량의 주입으로 제어하고 포기시 간은 NH₄-N과 NO_x-N의 차이로 각각 제어하는 방식이다 (Fig. 8). 따라서 유출 NH₄-N이 유출 NO_x-N보다 높을 경우 포기시간을 증가시키며 이와 반대로 유출 NH₄-N이 유출 NO_x-N보다 낮을 경우 포기시간을 감소시키는 피드백 제어 를 실시한다. Table 1에 나타난 바와 같이 AvN™ 제어가 86 %로 상대적으로 높은 질소제거효율을 나타내는 것으로 밝혀져 있으며 NOB/AOB의 비율도 0.4로 낮아 NOB의 선 택적 배제가 효과적으로 진행되었음을 보고하였다(^{Regmi et al., 2015}). 또한 이 문헌에서는 AvN™이 동일한 유입 암모니아 부하대비 가장 낮은 공기소모량(10500 scfm)을 나타내고 있어 암모니아 산화 대비 에너지 소모량도 가장 낮은 것으로 보고하였다. 모델링 분석에 의하면(Fig. 9) 같 은 조건에서 AvN™에 비해 ABAC가 상대적으로 질산성 질소의 축적 높게 나타나고 알칼리도 소모가 심한 것으로 보고되었다(^{Al-Omari et al., 2015}). 따라서, AvN™으로 포기 제어를 시행하는 경우 암모니아/아질산의 비율이 1:1 정도로 적절하게 유지됨에 따라 후단 또는 같은 반응조내의 아 나목스균의 성장에 이상적이며 또한 NOB의 배제에도 효과 적이리라 사료된다. 그러나 주공정에서 Carbon Redirection 을 시행했음에도 불구하고 주공정 반응조 유입수 내의 유 기물이 매우 높을 경우에는 아나목스균의 성장에 저해가 올 수 있기 때문에 이러한 경우 전술한 바와 같이 아나목 스균 대신 유기물을 이용하여 부분 탈질하는 아질산-아탈 질(SND 또는 Nitrite Shunt)를 고려하는 것이 적절하다. 이 러한 주공정 PN/A에서는 변동하는 유입수질에 따른 포기 제어 방식들은 호기성 슬러지체류시간의 제어를 통한 NOB 의 선택적 배제뿐만 아니라 전체 시스템의 안정을 위해 반 드시 필요하다고 사료된다.

Fig. 8. AvN controller depicting aerobic duration controller and DO controller. (A) Reactor performance (B) DO profile from AvN controller. After (Regmi et al., 2014).

Fig. 9. Model-based comparison of ABAC (Bottom) and AvNTM (Top) aeration control strategies. After (Al-Omari et al., 2015).

주공정 PN/A에서 NOB를 제어하기 위해서 필요한 또 다 른 조건은 유출수내의 암모니아농도이다. 문헌에 의하면 SRT를 4.2일로 낮게 가져가고 유출수내의 암모니아를 2 ~ 5 mg N/L 사이로 유지시키는 것이 NOB보다 AOB의 활성 도 및 성장률을 극대화시켜 효과적인 아질산을 수행할 수 있었다고 보고하고 있다(^{Wu, He et al., 2016}). 그러나 유출 수내의 암모니아농도를 높게 유지하는 것은 암모니아 농도 를 규제하고 있는 국가들의 방류수 수질 규제 측면에서 문 제가 될 소지가 있으며 규제가 강화되면 방류수 수질을 만 족시키기 위해 tertiary biofilter 또는 tertiary membrane bioreactor (tMBR)등 최종 암모니아 polishing 공정이 추가 적으로 필요하다. 그러나, 미국의 경우 한국과는 다르게 염 소대신 chloramine을 소독제로 쓰고 있는 처리장이 30 %에 달하고 있으며 이러한 처리장에서는 chloramine 제조를 위 해 처리수내의 암모니아 주입이 어느 정도 필요하기 때문 에 유입 변동부하 대비 일정한 유출 암모니아 농도 유지가 최종 암모니아 polishing 공정에서 가능하다면 소독제 생산 에 필요한 약품 절감 효과가 있을 것으로 사료된다.

주공정 PN/A에서 NOB를 제어하기 위한 조건중 하나로 간헐 포기 방식의 포기 제어(transient anoxia)가 제안되었다 (^{Kornaros et al., 2010}). 이 문헌에 따르면 산소와 아질산성 질소는 NOB의 성장에 필수적인 기질들인데 간헐 포기에서 공기주입을 중단한 상태에서는 이러한 기질들이 감소되어 NOB의 성장을 저해하며 무산소 상태에서 호기 상태로 전 환될 경우 NOB의 대사회복 속도(metabolic recovery rate) 가 AOB에 비해 매우 느려 간헐 포기 방식의 포기 제어는 NOB의 배제에 효과적이다고 보고하고 있다. 이러한 간헐 포기 방식은 5 ~ 15분 정도의 무산소 조건이면 Nitrospira 의 더딘 회복을 유도 가능하였으며 부유성장과 부착성장균 군 모두 간헐 포기 방식의 NOB배제에 효과적인 것으로 보 고하고 있다(^{Kornaros et al., 2010}; ^{Trojanowicz et al., 2016}). 실제 처리장에 이러한 시간적 간헐 포기(temporal transient anoxia)를 적용시 blower turn-down 등 여러 가지 방식이 사용되나 현장에서 기계적인 문제를 야기할 소지가 있거나 기존 공정이 이미 plug-flow 방식으로 운전되고 있는 경우 무산소-호기의 반복 compartment를 달성하는 공간적 간헐 포기(spatial transient anoxia)를 고려할 수도 있다.

반류수 공정에서 NOB의 효과적인 배제에 있어 주효하게 쓰이는 저해 인자중 하나가 유리 아질산(free nitrous acid; FNA)이다. 반류수의 높은 암모니아, 수온에 의해 아질산 축 적이 매우 손쉽기 때문에 아질산, pH, 온도와 상관관계가 있는 FNA의 축적 또한 상대적으로 용이하다. 또한 AOB가 일반적으로 FNA에 내성이 강한 반면 NOB는 상대적으로 FNA의 독성에 취약하다고 알려져 있다(^{Wang et al., 2014}). 따라서 반류수에서 생성된 높은 FNA를 이용하여 주공정 슬러지 처리를 24시간 시행한 결과 주공정에서 80 % 이상 의 높은 아질산 축적을 관찰하였다는 보고가 있다(^{Wang et al., 2016}; ^{Wang et al., 2014}). 또한 이 문헌에서는 균주의 정량 분석 결과 주공정에서 NOB 균주의 농도가 23 %에서 5.3 %까지 낮아진 것으로 밝혀졌다. 그러나 단순히 FNA 등에 의한 슬러지 처리만으로는 주공정에서 NOB의 배제를 완벽히 이루기는 매우 어려우며 주공정에서 SRT제어나 포 기 제어 등을 동시에 수행하여야만 주공정 내에서 NOB의 성장을 제어하여 안정적인 아질산의 축적을 이룰수 있으리 라 사료된다. 또한 반류수 처리공정에서 NOB가 배제된 농 후배양균 자체를 주공정으로 접종(Bioaugumentation)하였을 경우 거동에 대한 연구가 보고된 바가 있다(^{Stenström and la Cour Jansen, 2016}; ^{Yu et al., 2012}). 그러나 이러한 접종 등이 계절/온도 변화에 따라 AOB, NOB, 아나목스균주군 의 거동이나 처리효율에 미치는 영향 등은 보고된 바가 적 으므로 더 많은 연구가 필요한 실정이다.

12. Conclusion

반류수 공정에서 단축질소제거를 적용할 경우 에너지 효 율 측면에서 상당한 이익이 있지만 여전히 주공정에서 유 기물이나 질소 제거를 위한 에너지 소모가 상당하여 소화 조에서 생성된 에너지로 충당하기 어려우므로 결국 반류수 공정의 단축질소제거 도입만으로는 에너지 자립화가 불가 능하다. 따라서, 주공정에서 단축질소제거 공정을 적용함은 지속 가능한 에너지 자립형 하수처리장의 완성을 위하여 필수 불가결하다. 이를 위하여 1) 저온에서의 순응된 AOB 와 아나목스균의 안정적인 농후배양, 2) 유입수 내 유기물 의 효과적인 회수, 3) NOB의 선택적 배제를 위한 운전 자 동화나 반류수 공정과의 연동 운전 등에 대한 최적 인자 도출 등 구체적인 연구가 지속적으로 필요하다고 사료된다.