1.1. 유기물 회수(A-단계)

Fig. 1(a)는 하수처리공법의 수처리 계통과 고형물 처리 계통을 나타내고 있다. 일반적인 하수처리 계통은 여과-1차 침전-활성슬러지공법-2차 침전-살균으로 이루어져 있다. 고 형분 처리 계통에서는 1차 침전물과 잉여슬러지를 농축한 후, 혐기성 소화 처리를 통해 유기성 폐기물을 메탄으로 자원화 한다. 혐기성 소화는 공기가 없는 상태에서 유기물 이 산발효와 메탄발효를 거쳐 바이오가스로 전환되는 단계 로서, 2015년 우리나라의 470개 공공하수처리시설 중 62개 소에 혐기성 소화 공정이 설치되어 운영 중에 있고 전국 소화조의 연간 하수슬러지 처리 용량은 8,745천m³이다(^{ME, 2016}).

Fig. 1. (a) Critical processes for energy positive mode and applications of (b) chemically enhanced primary treatment, (c) high rate activated sludge process and (d) anaerobic membrane bioreactor in a sewage treatment plant

Fig. 1(b), 1(c)와 같이 침전과정에서 유기물을 물리·화 학·생물학적 공법을 이용하여 회수할 수 있다. 대표적인 기술로서 고도화학침전법(Chemically Enhanced Primary Treatment, CEPT)과 고속활성슬러지법(High Rate Activated Sludge, HRAS)이 있다. 이러한 공법을 통해 회수된 유기 물은 혐기성 소화조에 바로 투입되어 메탄으로 자원화된다. 1차 침전 단계에서 회수된 유기물은 기존의 잉여 활성슬러 지보다는 분해가 쉽기 때문에 메탄 발효 성능이 우수한 것 으로 인정된다. Fig. 1(d)는 유기물 회수 단계를 생략하고 하 수가 함유한 유기물을 곧바로 메탄 발효하는 막분리형 혐기 성 소화(Anaerobic Membrane Bioreactor, AnMBR) 공법 이다. 이를 종합하여 A-단계라 하고, 이후 질소제거를 위한 Bio-oxidation 단계를 B-단계라 한다. 이를 통합한 공정을 소위 A/B 공정이라 명명하고 있다.

1.2. 질소처리(B-단계)

“에너지 Positive 하수처리”를 달성하기 위한 수단으로, 비용효율적인 질소제거 공정(B 단계)의 연구개발이 활발 히 진행되고 있다. 하수처리장의 질소처리공정은 하수 내 40 mg/L의 낮은 농도의 총질소를 처리하는 주공정계열 (Mainstream)과 하수 대비 1 ~ 2 %의 적은 유량이지만 500 ~ 1,000 mg/L의 높은 농도의 총질소를 처리하는 혐기성 소 화 상징수 처리 공정, 즉 부공정계열(Sidestream)로 나뉠 수 있다. 공통되는 에너지 소모 요인은 질산화에 필요한 산소 폭기이며, 이를 줄이는 것이 에너지 효율화의 핵심이다. 단 축질소 공정으로서, 부분질산화-탈질은 질산화 단계에서 암 모니아 산화 미생물(Ammonia-Oxidizing Bacteria, AOB)만 을 선별적으로 활성화시키고 아질산 산화 미생물(Nitrite- Oxidizing Bacteria, NOB)은 억제하여 암모니아의 100 %를 아질산(NO₂^-)으로 전환한다. 질산화 화학양론에 의하면, AOB가 필요로 하는 산소는 질소 1몰당 1.38몰(식 (1))이 고, NOB는 0.49몰(식 (2))이다. 완전질산화에 질소 1몰당 산소가 총 1.87몰이 소모되는 반면, AOB만 활성화된 부분 질산화는 1.38몰의 산소만으로도 충분하므로 산소폭기 비 용의 26 %(0.49몰)를 절감할 수 있다. 본 공정의 최적화 전 략으로서, AOB가 NOB에 대하여 상대적으로 유리 암모니 아 저항성이 크며, 낮은 용존산소 농도에 적응하고, 중온 온도에서 성장이 빠른 특성을 이용한다. 하수처리장 전력비 용 중 폭기에 약 50 %가 사용되고, 최대 75 %에 달하는 것 을 감안하면 상당한 에너지 비용을 절약하는 것이다(^{Åmand et al., 2013}).

질산화-탈질 공정을 이용할 경우, 혐기성 상태에서 질산 의 환원을 위해 유기물을 이용하는 탈질미생물의 종속영양 (Chemoheterotroph) 특성 때문에 일정량의 유기물이 필요 하다. 그러므로 A 단계에서 회수효율을 조절하여 유기물을 남겨 두어야 B 단계에서 효율적으로 탈질반응이 일어난 다. 이렇게 유기물을 의도적으로 잔류시키는 것은 하수의 에너지 잠재력을 회수하지 않고 낭비하는 측면이 있다. 하 수 에너지 잠재력을 최대한 회수하면서 질소제거 또한 효율 적으로 운영하는 방안으로서, 유기물이 전혀 필요하지 않는 혐기성 암모늄 산화 기반의 부분 아질산화-아나목스(Partial Nitritation-Anammox, 이하 아나목스 공정)를 적용할 수 있 다(식 (3)). 아나목스 공정은 암모니아의 50 %를 아질산으 로 전환하기 때문에 완전질산화 대비 폭기 비용의 55 % 절 감할 수 있어서, 앞서 언급한 부분질산화-탈질보다 더욱 에 너지 효율적이다.

2.1. 하수 에너지 잠재량

1914년 Arden과 Lockett이 개발한 활성슬러지 공법은 가 장 보편적이고 경제적인 하수처리 방법으로 이용되어 왔다. Modified Ludzack-Ettinger (MLE) 공법과 A²O 공법 같이 질소와 인의 처리효율이 높은 고도처리공법들이 개발된 상 태이며, 생물공학의 발전으로 인해 오염물질 제거에 관련된 미생물 집단의 기능이 명확히 밝혀지고 있다. 활성슬러지 공법의 단점은 막대한 에너지를 소비한다는 것이다. 예를 들어, 활성슬러지 공법과 혐기성 소화 공법을 구비한 대형 하수처리장의 경우 평균적으로 1,620 kJ/m³ (1,080 ~ 2,160 kJ/m³ 범위)의 에너지를 소비한다(^{Wan et al., 2016}). 활성 슬러지 공법의 두 가지 단점, 1) 전기에너지의 절반 정도가 공기 송풍에 소모되는 것과 2) 하수가 함유한 유기물이 이 산화탄소와 잉여슬러지로 전환되는 것을 고려할 때에 앞으 로 활성슬러지 공법을 지양하고, 하수처리장 시스템을 유기 물을 회수하는 방식으로 전환하는 것이 필요하다.

해외 문헌에서 고려하고 있는 하수의 대표적인 화학적 산소 요구량(Chemical Oxygen Demand, COD)은 500 mg/L (g/m³)이다. COD의 잠재 에너지 16.2 kJ/g COD를 바탕으로 하수가 함유한 잠재 에너지를 계산하면 약 8,100 kJ/m³이다 (^{McCarty et al., 2011}; ^{Sheoner et al., 2014}; ^{Wan et al., 2016}). 하수 처리에 사용되는 에너지 1,620 kJ/m³를 고려하 면, 하수는 에너지 비용 대비 5배의 에너지를 보유하고 있 다. 이러한 계산에 의하면, 잠재에너지의 20 %를 초과하여 회수해야만 “에너지 Positive 하수처리”를 달성할 수 있다.

그리고 국내 하수처리장 유입 COD가 우기/건기 계절, 분 류/합류식, 주민 거주 특성에 따라 다르고, 낮게는 100 mg/L 이하인 것을 감안하면 에너지 잠재량의 변동성이 크 고, 함량이 다소 낮은 편이다. 하지만, 유입 COD가 낮을수 록 하수처리에 소모되는 에너지량 또한 낮을 것으로 예상 되므로, 정확한 에너지 잠재량 대비 소모 에너지 산정을 위하여 국내 하수의 발열량과 하수처리장 에너지 사용 실 태에 대한 면밀한 조사가 필요한 상황이다. 참고로 하수 COD의 잠재 에너지는 단백질, 지방, 단백질의 조성에 따 라 높게는 23 ~ 29 kJ/g COD, 낮게는 13 ~ 15 kJ/g COD 범위이고, 하수처리장의 에너지 소모는 720 ~ 5,400 kJ/m³의 범위로 다양하게 나타난다(^{Heidrich et al., 2010}; ^{Lazarova et al., 2012}; ^{Olsson, 2015}).

2.2. 하수 유기물 회수에 의한 에너지 생산

1차 침전조를 활용하여 CEPT와 HRAS를 적용하였을 때, 총 COD 중 혐기성 소화를 거쳐 전기에너지로 전환 가능한 분율을 Table 1에 종합하였다. 1차와 2차 침전조에서 회수 된 유기물은 모두 혐기성 소화조에서 메탄으로 전환되고 화력발전에 의하여 전력으로 생산된다고 가정한다.

예를 들어, 1차 침전조에서 40 %의 COD가 회수되는 경우 에너지 회수량을 계산해 보고자 한다. 1차 침전물 중 84.2 %가 생물학적으로 분해 가능하다(^{Sötemann et al., 2006}). 결과적으로 혐기성 소화조에서 메탄으로 전환 가능한 COD 는 총 COD의 33.7 %이다. 그러나 혐기성 소화조의 메탄 전환 효율이 80 %이고, 화력발전에 의해 30 %가 전력으로 생산되므로 결국 8.1 %의 에너지가 회수되어 655 kJ/m³의 에너지를 얻을 수 있다. 이후, 유입수에 잔류하는 60 %의 COD가 활성슬러지 공법 폭기조에 유입된다. 활성슬러지에 의한 유기물 처리효율을 90 %라 가정하면, 유입된 60 %의 COD 중 약 54 %의 COD가 미생물에 의해 섭취된다. ASM No.3 모델에서 사용하는 생물량 생산 계수(Biomass Yield) 가 0.63이므로, COD 54 % 중 34 %가 잉여슬러지로 전환 되는 것으로 계산된다(^{Gujer et al., 1999}). 잉여슬러지의 생 분해율이 약 40 %인 것을 감안하면, 혐기성 소화조에서 메 탄으로 전환 가능한 COD는 14 %이다(^{Kang and Jeong, 2008}). 메탄발효 효율 80 %와 화력발전 효율 30 %를 고려 하면, 결국 3.3 %의 에너지가 회수되어 265 kJ/m³의 에너 지를 얻을 수 있다. 1차 침전슬러지와 잉여슬러지에서 회 수 가능한 에너지의 총 합은 919 kJ/m³이다. 회수된 에너 지는 하수는 처리에 사용되는 에너지 1,620 kJ/m³에 비하 여 56.7 %에 불과한 비율이다.

하수의 에너지 잠재량을 최대한 회수하기 위해서는 생분 해도가 높은 1차 슬러지의 형태로 유기물을 회수하고, 생 분해율이 낮은 잉여슬러지의 생산과 이산화탄소로의 전환 을 지양해야 한다. 즉, 활성슬러지 공법으로 유입되는 유기 물은 최소화해야 한다. 표 1과 같이, 만약 1차 침전조에서 유기물의 60 %를 회수한다면, 1,158 kJ/m³의 에너지를 생 산할 수 있으며, 1차 침전조의 효율을 80 %로 끌어 올리면 1,398 kJ/m³의 에너지 생산이 가능하다. 이는 하수처리 소 모에너지 범위 1,080 ~ 2,160 kJ/m³ 범주 안에 들어가기 때 문에 적어도 “에너지 Neutral 하수처리”를 달성할 수 있게 된다. 그러나 낮은 화력발전 효율을 개선하지 못한다면 현 실적으로 에너지 초과 생산을 달성할 수 없다(^{Heo et al., 2008}). 다만, 주공정 아나목스 기술이 실현되면 폭기 비용 의 약 50 %가 감소하여 하수처리 에너지 소모 에너지가 810 ~ 1,620 kJ/m³ 정도로 낮아지므로 “에너지 Positive 하 수처리” 실현에 더욱 근접하게 된다. 또한, 강화된 1차 침 전처리 이후 하수의 COD 함량이 최소화되기 때문에 폭기 조에서의 추가적인 에너지 효율 개선이 가능할 것으로 사 료된다.

3.1. Chemically Enhanced Primary Treatment

하수원수는 생물학적 처리를 거치기 전에 중력에 의한 침전과정를 거친다. CEPT는 화학제를 이용하여 하수에 포 함된 입자성분을 효율적으로 응집/침전시키는 방법이다(Fig. 1b). 이 과정을 통해 부유성 오염물질, 미생물, 질소, 인 등 의 성분이 제거된다. 물리화학적 침전 공정은 생물학적 처 리가 없는 하수처리장에서 유기물, 질소, 인의 방류기준을 용이하게 달성하는 기술로 많이 사용되기도 한다(^{Wang et al., 2009}). ^{National Research Council (1993)}은 CEPT 단계 에서 TSS, BOD, TP, TN의 제거효율이 각각 85 %, 57 %, 85 %, 37 %에 달하는 것으로 보고하였다. 최근 CEPT로 회수된 유기물을 혐기성 소화를 통해 자원화하는 연구사 례가 증가하고 있다(^{Ju et al., 2017}; ^{Kooijman et al., 2017}; ^{Obulisamy et al., 2016}). CEPT는 활성슬러지 공정의 부하율을 낮추거나, 일시적인 고부하를 해결하기 위한 수단 으로 사용되기도 한다(^{Mouri et al., 2013}).

일반적인 응집/침전 공정과 같이 CEPT 공법은 혼화, 응 결, 침전 세 단계가 순차적으로 배열되어 있다. 혼화조에서 는 응집제가 투여되고, 응집이 효과적으로 일어나도록 급속 교반을 해 준다. 응결 단계에서는 플록이 잘 형성되도록 완 속교반을 시행한다. 하수에 포함된 부유물질은 10 ~ 100 μm 크기의 입자가 주요하며, CEPT는 이 범위에 해당되는 입 자에 대하여 높은 응집/침전효과를 가진다. 예를 들어, 일 반적인 침전조는 입자 총부피 689.4 × 10⁹ μm³에 대하여 30.7 %의 제거효율을 보이는 반면, Poly-Aluminum Ferric Chloride (PAFC)를 이용한 CEPT는 81.3 %의 제거효율을 나타내었다(^{Zhang et al., 2007}).

응집과정에 가장 큰 영향을 주는 것은 화학제의 종류이 다. 주로 금속염이나 고분자 전해질이 사용된다. 콜로이드 입자는 음전하를 띠고 있으므로 철염, 알루미늄염과 같이 양이온의 금속염이 사용된다. 가장 일반적으로 사용되는 황 산 알루미늄(Al₂(SO₄)₃, Alum)은 충분한 알칼리도가 공급된 상태에서 우수한 응집/침전 효율을 나타내고 관망, 펌프와 같은 시설에 대한 부식성이 없어서 널리 사용되고 있다. 황 산제1철(FeSO₄·7H₂O)은 황산알루미늄에 비하여 가격이 저 렴하고 침전물의 침강속도가 빠르다. 그러나 철이온의 잔류 에 의한 오염과 부식이 일어날 가능성이 있다. 알루미늄 폴리머 계열 유기고분자 응집제는 전기적 중화작용과 가교 작용을 동시에 수행한다. 이러한 응집제는 플럭 형성단계에 서 효율이 낮을 수 있기 때문에 응집 보조제를 첨가하는데, 보통 소석회(Ca(OH)₂), 탄산나트륨(Na₂CO₃), 벤토나이트, 규산나트륨(Na₂SiO₃), 음이온계 폴리머 등을 사용한다.

이러한 화학제 사용이 혐기성 소화 단계에서 잠재적으로 메탄생산 효율에 영향을 줄 수 있다. 황산의 농도 증가로 인해 황환원 미생물이 증식하면 혐기성 소화의 산생성 단계 와 메탄생성 단계 미생물과 경쟁할 수도 있다(^{Chen et al., 2008}). 혐기성 소화 단계에서 악영향을 주는 금속류는 크롬, 니켈, 구리, 아연으로 밝혀져 있으나, 철과 알루미늄에 대한 확연한 독성 자료는 없다(^{Chen et al., 2008}). 다만, 응집/침 전에 사용된 철과 알루미늄이 미생물의 성장에 필요한 기질 로 사용될 것으로 예상되며, 대사단계에서 어떻게 영향을 주는 지에 대해서는 생화학적 연구가 필요한 상황이다.

최근까지 알려져 있는 CEPT 공정의 응집제 종류와 부유 물 제거율, 유기물 회수율을 Table 2에 나타냈었다. 응집제 의 농도는 다양하게 나타나지만, 200 mg/L를 초과하지 않 는 것으로 조사되었다. CEPT는 유지관리가 용이하고, 반응 시간이 매우 빠르며, 기존의 1차 침전조의 설비개량을 최 소화하면서 공법을 적용할 수 있다. 이러한 CEPT의 장점 을 고려할 때 CEPT가 조기에 현장적용 가능할 것으로 예 상된다. 그러나 CEPT의 치명적인 단점은 용존성 유기물의 회수효율이 매우 낮다는 것이다. Table 2의 연구사례에서 대부분 50 % 이상의 유기물 회수 효율을 보지만 “에너지 Neutral 하수처리”에 근접할 수 있는 80 %의 제거효율을 나타내지는 못하였다. 일부 사례에서는 흡착효과에 의해 용 존성 유기물이 회수되기도 하지만 이러한 현상은 매우 제 한적이다. 그 예로, ^{Haydar and Aziz (2009)}은 CEPT가 부 유물질의 98 % 이상을 제거하지만, 용존 유기물은 7 ~ 28 % 만을 제거하는 것으로 보고하였다. Table 3은 국내 하수의 부유성/용존성 유기물 성상에 관하여 TCOD와 SCOD로 나 타낸 것이다. 국내 하수에서 용존성 유기물은 28 ~ 42 %로 나타났다. 이러한 사실에 근거하여, CEPT의 유기물 회수율 은 60 ~ 70 %의 한계를 극복하지 못하는 것으로 예상된다. CEPT에서 제거하지 못한 용존성 유기물이 주공정계열의 아나목스 공정에 유입될 경우 탈질 종속영양미생물의 성장 을 촉진할 가능성이 있다. 그러므로 CEPT의 B 단계로는 유기물을 필요로 하는 종속영양 탈질 기반의 질소처리 공 정과 결합되어야 한다.

메탄발효시에 생분해가 용이한 용존성 유기물을 1차 침 전 단계에서 회수하지 못하고, 상대적으로 생분해가 어려운 부유성 유기물만을 회수하는 것은 에너지 회수 극대화 측 면에서 바람직하지 못하다. 따라서 향후 용존성 유기물의 화학적 회수에 대한 활발한 연구가 이루어져야 할 것으로 판단된다. 신기술 개발 관점에서 CEPT의 응집제 투여 비 용, 2차 오염, 잠재적인 혐기성 소화 공정 효율 저하의 단 점을 보완하기 위하여 응집제 사용을 줄일 수 있는 막분리 혹은 공기부상분리와 같은 물리적 처리 기술(Mechanically Enhanced Primary Treatment, MEPT)을 CEPT에 적용하는 연구개발이 활발히 진행되고 있다.

3.2. High Rate Activated Sludge

HRAS 공법은 A 단계의 대표적인 생물공정 기술로서 활성슬러지를 이용하여 유기물을 회수하는 기술이다(Fig. 1c). HRAS의 근간이 된 기술은 1977년 Böhnke가 발표한 Adsorptions-Belebungsverfahren (AB) process이다(^{Böhnke, 1977}). 이 기술은 미생물과 유입수를 공기와 함께 접촉시키 고, 후단 침전조에서 잉여슬러지의 형태로 유기물을 회수하 는 방식이다. 이는 활성슬러지 공법과 유사한 구조를 가지 되, 수리학적 체류시간(Hydraulic Retention Time, HRT)이 매우 짧기 때문에 고속활성슬러지법(High Rate Conventional Activated Sludge, HiCAS)으로 명명되었다. 이후 활성슬러 지를 이용한 고속 유기물 회수 공법은 여러 가지 설계 구조 및 운전 특성을 가지게 되었고, 이와 같은 기술들을 HRAS 으로 통칭하고 있다. Fig. 2는 HRAS의 대표적인 공법 구성 을 나타내고 있다. 본 논문에서는 편의상 유입수, 미생물, 산 소와의 접촉 이후 침전을 시행하는 방식을 HiCAS (Fig. 2a) 로 하고, 유입수와 미생물이 용존산소 농도가 최소화된 상태 에서 접촉한 후 산소포기에 의해 안정화되는 방식을 접촉안 정화(Contact Stabilization, CS)로 지칭하기로 한다(Fig. 2b). 산소와의 접촉 시 용존산소 농도는 1.0 mg/L 내외로 한다.

Fig. 2. Conventional HRAS configurations of (a) High Rate Conventional Activated Sludge and (b) Contact Stabilization.

HRAS 공법은 높은 생분해성 유기물(bCOD)의 부하율을 가진다. 일반적인 활성슬러지 공법의 유기물 부하율이 0.2 ~ 0.6 g bCOD/g VSS-d인 것에 비해 HRAS 공법은 10 배 이상(2 ~ 10 g bCOD/g VSS-d)을 나타낸다(^{Meerburg et al., 2015}). 이러한 높은 부하율은 20 ~ 30분의 짧은 수리학적 체 류시간을 통해 달성가능하다. 이렇게 짧은 체류시간은 미생 물의 군집을 변화시키는 일종의 선별압력(Selective Pressure) 으로 작용하는데, 이러한 선별압력에 의하여 유기물을 빠르 게 흡수하고 저장할 수 있는 특정 미생물이 우점하게 된다. 내생 호흡에 의한 생물량 손실이 최소화되기 때문에 생물 량 생산 계수가 높다. 생체량 동화(Assimilation)를 위해 질 소 및 인을 빠르게 흡수하므로 질소, 인에 대한 제거효율 이 높아지는 부가적인 효과도 나타난다. HRAS 운영에 의 해 생산되는 잉여슬러지는 혐기성 소화조로 이송되어 메탄 으로 전환된다. HRAS의 활성슬러지 특성상 유기물의 일부 만 호흡에 사용하기 때문에, 부착 및 흡수된 유기물의 혐 기성 소화율이 일반 잉여슬러지보다 높게 나타난다. 그리고 하수처리장 폐슬러지 총생산량은 낮아지는 부가효과도 있다 (^{Loosdrecht et al., 1997}).

환경공학에서 부유성 고형물(Suspended Solids)은 1.2 μm 필터로 분류할 수 있으며, 필터를 빠져나간 성분은 용존성 고형물(Dissolved Solids)로 구분하지만 세부적으로는 콜로 이드 입자와 수용성 유기물로 분류할 수 있다(^{Jimenez et al., 2015}). 수용성 유기물은 Flocculated and Filtered COD (ffCOD)법으로 측정하며 콜로이드성 유기물은 총 COD에서 ffCOD의 값을 뺀 차이로 계산한다(^{Mamais et al., 1993}). 콜로이드 제거와 관련된 HRAS 공정 해석을 위해서는 이와 같은 방법으로 유기물을 분류하여 측정할 필요가 있다.

HiCAS와 CS 두 방식 모두 생물흡착(Bio-adsorption 혹은 Bio-flocculation)과 저장(Storage)의 두 가지 기작을 사용한 다. 생물흡착에 의한 부유성 고형물과 콜로이드 입자의 제 거가 유기물 회수에 중요한 역할을 한다. Table 4와 같이 부유성 고형물와 콜로이드 입자에 의한 COD 함량은 총 COD의 77.1 ~ 80.7 %에 달한다. 생물흡착 반응의 효율은 미 생물이 생산하는 세포외 고분자물질(Extracellular Polymeric Substances, EPS)의 함량과 직결된다. ^{Jimenez et al. (2015)} 는 EPS와 유기물 제거율의 양의 상관관계를 보고하였다. 미생물 당 EPS 함량이 80 mg COD/g VSS일 때 부유성 고형물과 콜로이드 입자를 각각 80 %와 90 % 가량 제거할 수 있음을 보고하였고, 최대 EPS 함량은 140 mg COD/g VSS로 나타났다. 또한, EPS의 함량은 HRT 5 ~ 30분, 고형 물 체류 시간(Solid Retention Time, SRT) 0.25 ~ 2일, 용존 산소 0.1 ~ 2 mg/L의 범위에서 HRT, SRT, 용존산소에 대하 여 양의 상관관계를 가지며, EPS 함량은 0 ~ 200 mg COD/g VSS 범위를 나타내었다(^{Jimenez et al., 2015}).

용존성 유기물은 저장성 고분자의 형태로 미생물 세포내 에 축적된다. 대표적인 저장 물질은 Polyhydroxyalkanoates (PHA), Triacylglycerides, Glycogen 등이다. ^{Kinyua et al. (2017)}은 HiCAS 조건에서 용존산소에 따른 세포내 저장물 질의 변화를 보고하였다. 0.5, 1.0, 1.5 mg/L 용존산소 농도 중 1.0 mg/L의 폭기강도에서 단백질, 탄수화물, PHA의 함 량이 가장 높은 것으로 나타났으며, 이에 따라 가장 높은 혐기성 소화 메탄 생성이 예상되었다.

ASM No.3에서 생물량 생산 계수가 0.63임을 위에서 언 급한 바가 있다. HRAS 시스템에서는 이보다 높은 계수를 획득하여 잉여슬러지 생산량을 높이는 것이 중요하다. 보통 HRAS에서 SRT를 0.1 ~ 2.0일 범위에서 조정한다. SRT가 낮은 조건, 즉 슬러지 연령이 낮을수록 높은 생산 계수를 얻 을 수 있다. ^{Rahman et al. (2016)}의 보고에 따르면 HiCAS 반응기에서는 SRT 0.8일 조건에서 생물량 생산 계수가 0.54 g COD/g COD에 불과하였으나, CS 반응기에서는 SRT 0.3 일 조건에서 0.71 g COD/g COD의 높은 생물량 생산 계수 를 획득하였다.

Table 5에 나타낸 바와 같이, HRAS 공정은 56 ~ 70 % TCOD 제거효율을 보인다. 이는 CEPT와 유사한 처리성능 이다. 그러나 활성슬러지가 흡수한 COD의 일부를 이산화 탄소로 전환하기 때문에 HRAS는 COD 회수 손실을 발생 시킨다. 그러므로 HRAS가 CEPT 보다 뛰어난 기술이라 평 가하기는 힘들다. 다만, 유기물 제거 및 회수가 최적화되면, 화학제 투여가 필요치 않고 2차 오염이 적기 때문에 지속 가능한 대안기술이 될 것이다. 특히 용존성 유기물을 제거 할 수 있는 장점 때문에 하수의 낮은 C/N 비를 달성할 수 있다. 이렇게 낮은 유기물 농도는 아나목스 기반 B 단계 공정에 유리한 조건이다. HRAS와 아나목스의 결합은 CEPT와 질산화-탈질의 조합보다 에너지 절감이 용이하므 로, 이를 통해 “에너지 Positive 하수처리”를 상대적으로 용 이하게 달성 가능하다고 사료된다.

3.3. Anaerobic Membrane Bioreactor

AnMBR을 이용하면 하수의 유기물을 메탄의 형태로 곧 바로 회수할 수 있다(Fig. 1d). 유기성 폐자원 메탄전환 시 사용되는 혐기성 소화조의 원리를 그대로 하수에 적용하는 데, 보통 단일 반응기 내에서 산발효와 메탄 생성이 동시 에 일어난다. 기존의 혐기성 소화조와 다른 점은 (1) 하수 내 유기물을 농축하지 않기 때문에 유기물 부하가 낮고, (2) 수리학적 체류시간이 작으며, (3) 낮은 온도에서 운영된 다는 것이다. 이 모든 조건이 혐기성 소화 미생물에게 불 리하므로 결과적으로 생물 반응이 필연적으로 느린데, 막분 리를 통해 높은 미생물 농도를 유지하여 느린 생물반응 속 도를 극복한다. 85 % 유기물 회수, 65 %의 메탄전환 효율 을 가정하고, 메탄을 이용한 화력발전효율 30 %를 적용하 였을 때 회수가능한 에너지는 19.5 %이고 1,580 kJ/m³의 에너지 회수가 가능하다. 이는 CEPT와 HRAS와 비교하였 을 때 최대의 에너지 회수 효율이다. AnMBR은 유기물 농 도가 최소화되고, 막분리에 의해 SS가 대부분 제거되므로 아나목스 공정을 위한 최적의 기술사양이다. 그러나 막의 대형화/집적화의 한계와 운영상의 어려움으로 인해 대형 하수처리장에서 실용화가 더디게 진행되고 있다(Fig. 2).

미생물이 유출되는 것을 방지하기 위해 AnMBR은 0.1 μm 수준의 미세여과(Microfiltration, MF) 막을 이용한다. 고분 자 기반의 막으로는 Polyacrylonitrile (PAN), Polyethylene (PE), Polypropylene (PP), Polyether-sulfone (PES), Polyvinylidene Fluoride (PVDF), Polytetrafluoroethylene (PTFE) 등 이 사용된다. 막분리 공정에서는 막오염(Fouling)을 제어 하기 위해 역세척 혹은 막세정이 필요하고 막간차압(Transmembrane Pressure, TMP)의 섬세한 모니터링이 필요하다. 막오염 현상의 주된 원인은 EPS이고, ^{Zhang et al. (2008)} 의 보고에 의하면 EPS와의 친화도가 큰 막은 PES>PVDF>PAN 순서인 것으로 나타났다. 분리막의 운영 및 세척 단 계에서 막의 손상이 발생할 수 있는데, 막소재의 내구성을 보완하기 위해 Alumina, Pyrophyllite와 같은 세라믹 계열 막을 사용할 수 있다(^{Jeong et al., 2017}). 그리고 수투과도 향상을 위하여 미세여과막 대신 기공이 5 ~ 50 μm 수준인 망구조(Mesh)를 사용하는 사례도 있다(^{Li et al., 2017}). 이 러한 경우 망구조에 형성되는 생물막(Biofilm)이 생물활성 을 나타내면서 두꺼운 3차원 구조를 형성하고 부유물질이 통과하는 것 방지하는 막의 역할을 수행한다.

AnMBR에서 HRT와 SRT는 유기물 회수율을 결정짓는 중요한 운영인자이다. HRT는 반응기의 크기를 결정하는 인자인데 HRT가 길수록 COD 제거효율은 높아지지만 큰 반응기 용적이 필요하다. 하수대상 AnMBR은 3 ~ 12시간 사이의 HRT에서 운영되고 있다. SRT는 부유상 미생물 (Mixed Liquor Suspended Solids, MLSS) 농도를 결정하는 인자이다. SRT를 길게 설정하여 MLSS의 농도를 높임으로 써, 짧은 HRT에서도 COD 제거효율이 높게 유지할 수 있 다. 그러나 높은 MLSS는 막오염을 심화시키므로 적절한 최적화가 필요하다. 통상적으로 SRT를 30일 이상에서 무 한대로 유지하고, MLSS농도는 낮게는 3 g/L에서 높게는 20 g/L까지 유지한다.

Table 6에 하수대상 AnMBR의 COD 제거효율을 종합하 였다. 하수처리 AnMBR은 온도에 민감한 영향을 받는다. ^{Hu and Stuckey (2007)}의 보고와 같이, 35 °C의 중온에서 세 시간의 짧은 HRT 조건에서도 90 % 이상의 높은 TCOD 제거 효율을 보인다. 하지만 15 °C 이하의 낮은 온도에서는 16시간과 같은 긴 HRT의 조건에서만 90 % 이상의 TCOD 제거효율을 얻을 수 있고, 짧은 HRT에서는 TCOD 제거효 율이 불안정해 진다(^{Smith et al., 2011}; ^{Zhang et al., 2010}). ^{Chu et al. (2005)}의 보고와 같이, 11 °C의 낮은 온 도에서도 75 % 이상의 TCOD 제거효율을 나타내기도 한 다. 신기술의 형태로서, 낮은 용존 유기물의 농도를 농축하 기 위한 수단으로 정삼투(Forward Osmosis, FO) 공정이 연 계될 수 있다. FO 공정에서 반투과막 사이에 하수 원수와 삼투압이 높은 유도용액이 위치하며, 유도용액 방향으로 순 수한 물만 이동하므로 부유성 고형물과 용존성 물질은 반 응기에서 농축된다(^{Wang et al., 2017}). 또 다른 이슈로, 낮 은 온도에서 메탄의 용해도가 증가하여 유출수에 포함된 수용성 메탄을 회수하지 못하는 문제가 최근 보고되고 있 다. 한 예로, 수용성 메탄의 농도가 35, 25, 15 °C 조건에서 각각 15.8, 20.5, 26.0 mg/L로 나타났다(^{Bandara et al., 2011}). 이러한 수용성 메탄을 회수하는 기술에 대한 관심이 고조되고 연구개발이 진행되고 있다.