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工學碩士學位 請求論文
무산소/ 호기 생물막 공정에서
유입수 C/ N비에 따른 임계반송율의 결정
Det ermin ation of Critical Recycle Ratio at Variou s
Influent C/ N Ratios in Anoxic/ Oxic Biofilm Process
2001年 2月
仁荷大學校 大學院
環境工學科
徐
秉 元
工學碩士學位 請求論文
무산소/ 호기 생물막 공정에서
유입수 C/ N비에 따른 임계반송율의 결정
Det ermin ation of Critical Recycle Ratio at Variou s
Influent C/ N Ratios in Anoxic/ Oxic Biofilm Process
2001年 2月
指導敎授
趙
光 明
이 論文을 碩士學位 論文으로 提出함.
仁荷大學校 大學院
環境工學科
徐
秉 元
本 論文을 徐
秉 元 의 碩士學位 論文으로 認定함.
2001年 2月
主審
印
副審
印
委員
印
요약문
본 연구에서는 상향류식 고정상 반응조와 활성탄 유동상 반응조로 구성된
무산소/ 호기 생물막 공정에서 유입수의 C/ N비가 1 및 1.5로 낮은 경우에 외부
탄소원을 주입하지 않고 유입수의 유기물만으로 탈질이 가능한 임계반송율을
결정하고 반송율의 변화가 유기물 및 질소 제거에 미치는 영향을 파악하였다.
유입수는 CH 3 OH , NH 4 Cl, N aH CO 3 와 미량 영양물질을 수돗물에 용해시켜 제
조하였으며, 실험시작시 유입수의 T COD C r 농도와 T KN 농도는 모두 500
m g/ L이었으며, 유량은 2 L/ day로 일정하게 주입하였다.
실험결과 유기물 제거효율은 모든 반송율에서 94% 이상이었으며 반송율
에 의하여 크게 영향을 받지 않았다. 반송율이 증가함에 따라 탈질효율은 감소
하는 경향을 보였으며, 특히 유입수의 C/ N비 1.5에서 반송율을 1.3에서 1.8로
증가시켰을 때 탈질효율은 94.7%에서 82.7%로 크게 감소하였다. 질산화조에서
질소수지를 계산한 결과 유입된 총질소중 질소수지 차이로 나타난 질소의 비
율은 유입수의 C/ N비가 1인 경우 임계반송율 0.6에서 22.6% , 그리고 C/ N비가
1.5인 경우에는 임계반송율 1.28에서 22.3%이었다.
유입수의 유기물만으로 탈질이 가능한 임계반송율은 1 및 1.5의 C/ N비에
서 각각 0.6 및 1.28이었으며, 이들 임계반송율에서 T N 제거효율은 각각
52.4% 및 69.1%로 추정되었다. 또한 질소 물질수지로부터 임계반송율을 구할
수 있는 식을 유도하여 임계반송율을 계산한 결과 1과 1.5의 C/ N비에서 각각
0.61 및 1.42로 실험에서 얻어진 임계반송율과 비슷한 값을 나타내었다.
- i -
ABSTRACT
T his st udy w a s carried out t o det erm in e the critical recy cle r atio, at
w hich org anic m att er in th e influent becom e lim it ed a s electr on donor for
denitrification , an d t o inv est igat e th e effect s of r ecy cle r atio on th e r em ov al
of org anic an d nit rogen com poun ds during tr eatm ent of w a st ew at er w it h
low C/ N r atio by an an ox ic/ ox ic biofilm pr oces s . Influ ent w a st ew at er w a s
m ade by dis solv ing CH 3 OH , NH 4 Cl, N aH CO 3 , and tr ace elem ent s in t ap
w at er . Initially , bot h t he influ ent T COD C r an d T KN con centr ation s w ere 500
m g/ L , and t he influent flow r at e w a s fix ed at 2 L/ day through out t he
experim ent .
T he r esult s of th e res earch sh ow ed that th e or g anic rem ov al efficien cy
w a s m or e th an 94% at all r ecy cle r atios t est ed, an d it w a s alm ost not
affect ed by the r ecy cle r atio. T h e denitrificait ion efficien cy decr ea sed a s th e
recy cle r atio incr ea sed . W hen t he recy cle r atio w a s in cr ea sed fr om 1.3 t o
1.8 at t he influent C/ N rat io of 1.5, t he denit rificat ion efficiency decrea sed
fr om 94.7% t o 82.7% . T he result of th e nitr og en m a s s b alan ce for th e
nit rificat ion r eact or sh ow ed that th e unkn ow n s w er e 22.6% an d 22.3% of
t ot al Influent nitr og en at the critical r atios of t he influent C/ N r atio of 1
and 1.5, respectiv ely . A s t he r ecy cle r atio in cr ea sed, t ot al nit rogen r em ov al
efficiency incr ea sed an d w a s est im at ed t o be 52.4% an d 69.1% at th e
critical rat ios of th e influent C/ N r atio of 1 an d 1.5, r espectiv ely . A sim ple
theor etical equ ation for th e estim ation of th e critical r ecy cle r atio w a s
deriv ed fr om t he nitr og en m a s s balance, and the est im at ed critical recy cle
rat ios by t he equ ation w er e 0.61 and 1.42 at influ ent C/ N r at ios of 1 and
1.5, r espectiv ely . A n d
the
critical
recy cle
ratios
det erm in ed
by
t he
experim ent w ere 0.6 an d 1.28 at th e influent C/ N rat ios of 1 an d 1.5,
respectiv ely .
- ii -
목 차
요약문
ⅰ
ABST RA CT
ⅱ
목 차
ⅲ
List of T ables
ⅴ
List of F igures
ⅵ
1장 서론
1
2장 문헌 연구
2
2.1 질소에 의한 오염
2
2.2 생물학적 질소 제거
2
2.2.1 생물학적 질산화
3
2.2.2 생물학적 탈질
5
2.3 생물막 공법
7
2.3.1 고정상 생물막 공법
7
2.3.2 유동상 생물막 공법
9
3장 실험
13
3.1 장치
13
3.2 재료
14
3.2.1 활성탄
14
3.2.2 매질
15
- iii -
3.2.3 유입수
16
3.3 방법
17
3.4 분석
20
4장 결과 및 고찰
21
4.1 유기물 제거
22
4.2 질소 제거
26
4.2.1 질산화
26
4.2.2 질소 수지
27
4.3 탈질
29
4.4 임계반송율
32
4.5 알칼리도
37
5장 결론
40
참고문헌
42
- iv -
Lis t of Ta b le s
T able 3.1 Properties of the Granular Activated Carbon Media
15
T able 3.2 Properties of the Plastic Media
15
T able 3.3 Composition of the Synthetic W ast ew ater at C/ N =1
17
T able 3.4 Charact eristics of the Influent
18
T able 3.5 Summ ary of Experim ent al Conditions
19
T able 3.6 Summ ary of Analytical Methods
20
T able 4.1 Result of the Experim ent s (Average)
21
T able 4.2 Average Alkalinity at Variou s C/ N Ratios and Recycle Ratios
37
- v -
Lis t of Fig u re s
Fig . 2.1 Schematic of conceptual biofilm model
8
Fig . 3.1 Schematic diagram of the experimental syst em
14
Fig . 3.2 Structure of the plastic m edia
16
Fig . 4.1 Effect s of recycle ratio on T CODC r rem oval efficiency
22
Fig . 4.2 Effect s of recycle ratio on T CODC r rem oval efficiency
in nitrification and denitrification reactors at the influent
C/ N ratio of 1
23
Fig . 4.3 Effect s of recycle ratio on T CODC r rem oval efficiency
in nitrification and denitrification reactors at the influent
C/ N ratio of 1.5
23
-
Fig . 4.4 Effect s of recycle ratio on T CODC r rem oval/ NO3 - N rem oval
24
Fig . 4.5 Effect s of recycle ratio on rem oval of T CODC r in anoxic reactor
25
Fig . 4.6 Effect s of recycle ratio on T KN removal efficiency
in aerobic react or
26
Fig . 4.7 Effect s of recycle ratio on Nitrification
27
Fig . 4.8 Nitrogen balance in the aerobic nitrification reactor
28
Fig . 4.9 Effect s of recycle ratio on denitrification in anoxic reactor
29
Fig . 4.10 Denitrification rat e in anoxic reactor
30
Fig . 4.11 Effect of recycle ratio on NOx - - N concentration
of denitrification react or effluent
30
Fig . 4.12 Effect s of recycle ratio on T N rem oval efficiency
31
Fig . 4.13 Schem atic diagram of the anoxic/ oxic biofilm process
32
Fig . 4.14 Effect s of C/ N ratio on theoretical R c at various β
35
- vi -
Fig . 4.15 Det ermination of critical recycle ratio at C/ N =1
36
Fig . 4.16 Det ermination of critical recycle ratio at C/ N =1.5
36
Fig . 4.17 △Alkalinity/ △NO3 - - N ratio in denitrification reactor
38
Fig . 4.18 △Alkalinity/ △NH 4 + - N ratio in nitrification reactor
38
- vii -
1장 서론
산업화 및 도시화로 인하여 발생량이 증가하는 가정하수, 산업폐수, 침출
수 등의 각종 폐수에는 질소화합물이 함유되어 있는데, 이들이 제대로 제거되
지 않고 자연수계로 방출되면 부영양화, 용존산소 소모, 수중생물에 대한 독성
등 각종 오염현상을 일으키므로 적절한 방법으로 제거되어야 한다. 그러나 현
재 대부분의 하・폐수 처리장에서 채택되고 있는 활성슬러지 공법은 유기물의
제거에는 적합하지만 질소 성분의 제거에는 미흡한 실정이다.
질소제거를 위한 탈질- 질산화 공정은 탈질시 전자공여체로 유기탄소가 필
요하므로 유기물이 부족한 폐수에서는 외부탄소원의 첨가가 필요하다. 그러나
외부 탄소원의 첨가에 따라 비용증가 및 잔류 유기탄소원의 질산화 방해 등의
문제가 발생할 수 있으므로 유입수 중의 분해가능한 유기물을 탈질에 최대한
이용하는 것은 탈질- 질산화 공정의 경제성을 향상시킬 수 있으며 또한 질산화
조에 유기물이 미치는 영향을 감소시킬 수 있다. 그러므로 특히 유입수의 C/ N
비가 낮은 경우에는 외부탄소원을 주입하기 전에 유입수 내의 유기물이 탈질
에 철저히 이용되도록 하여야 한다.
본 연구는 공간 및 비용이 절감되고 안정성과 처리성능이 우수한 것으로
알려진 유동상1 ,2 ,3 ) 을 질산화조로, 그리고 질산화조로부터 반송되는 용존산소의
영향이 유동상보다 적은 고정상을 탈질조로 사용하는 무산소/ 호기 생물막 공
법을 이용하여 1 및 1.5의 유입수 C/ N비에서 외부 탄소원을 첨가하지 않고 유
입수 만으로 탈질이 가능한 임계반송율을 결정하고, 반송율의 변화가 유기물
및 질소제거에 미치는 영향을 파악하기 위하여 수행되었다.
- 1 -
2장 문헌 연구
2 .1 질소에 의한 오염
수중의 질소는 암모니아성 질소, 아질산성 질소, 질산성 질소 및 유기질소
등으로 존재한다. 이러한 질소성분이 수계에 과다하게 방출되면 수자원의 부영
양화를 일으켜 조류의 이상증식을 일으키며, 암모니아성 질소는 아질산성 질소
와 질산성 질소로 산화되는 과정에서 수중의 용존산소를 소비하여 어패류 폐
사 등의 원인이 된다. 또한 암모니아성 질소와 아질산성 질소는 소독시 염소요
구량을 증가시키며, 음용수 중의 질산성 질소는 아질산성 질소와 함께 인체의
혈액에서 산소전달을 방해하여 청색증(m et hem oglobin em ia )을 유발하기도 한
다.
2 .2 생물학적 질소 제거
질산화 및 탈질공정으로 구성되는 대표적인 생물학적 질소제거 공정에는
질산화- 내생 탈질법, 순환식 질산화- 탈질법이 있으며, 폐수의 특성이나 기타
조건 등에 따라 운전방식이 달라진다. 특히, 탈질- 질산화 공정에서는 질산성
질소의 환원을 위하여 전자공여체로서 유기탄소가 필요한데, 유기물이 부족한
폐수의 처리에는 유기물의 첨가에 따른 비용증가가 문제가 되며, 외부탄소원으
로 메탄올이나 에탄올을 첨가시 잔류 알콜은 독성을 일으키는 문제를 가지고
있다.
따라서, 최근에는 유기탄소 요구량을 감소시킬 수 있는 아질산 탈질4 ,5 ) ,
NH 4 - N를 전자수용체로 사용하는 A n am m ox 공정
+
6 ,7 )
탈질8 ,9 ) 등의 질소 제거 공법들이 연구되고 있다.
- 2 -
, 황을 이용하는 독립영양
2 .2 .1 생물학적 질산화
1862년에 P ast eur 1 0 ) 가 토양에서의 질산화가 미생물에 의한 것임을 처음으로
주장한 후, S chloesing와 Munt z 에 의하여 미생물에 의한 질산화가 최초로 증
11)
명되었고 W inogradsky 1 2 ) 에 의하여 현대 질산화 연구의 기초가 마련되었다.
생물학적 질산화반응을 수행하는 중요한 미생물종은 N itr os om onas sp .와
N itrobacter sp .의 두 독립영양균이다. 이들 두 미생물종은 무기 질소 화합물
을 산화시켜 성장에 필요한 에너지를 얻으며, 세포합성에 필요한 탄소원으로
무기탄소를 이용한다. 질산화는 N itros om onas 에 의하여 암모니아성 질소가 아
질산성 질소로 산화된 다음 N itrobacter에 의하여 질산성 질소로 산화되는 연
속적인 반응으로1 3 ) , 그 반응식은 식 (2.1) 및 식 (2.2)이며, 전체반응은 식 (2.3)
으로 표현된다.
Nitrit ation : N H 4+ + 1 .5O 2 → N O 2- + 2H
Nitr at ation : N O 2-
+
+
(2.1)
H 2O
+ 0 .5O 2 → N O 3-
Nitrification : N H 4+ + 2O 2 → N O 3-
(2.2)
+ 2H
+
(2.3)
+ H 2O
식 (2.1)과 식 (2.2) 반응의 Gibb s fr ee ener gy 변화는 각각 54～84
kcal/ m ole
+
NH 4 - N
및
15.4～20.9
kcal/ m ole
N O2 - - N
로
보고되었다 .
14 )
따라서 생성되는 세포가 방출된 에너지량에 비례한다면 N itr obacte r보다
N itros om onas 가
더
많이
생성되어야
한다.
그러나
최대
성장속도는
N itrobacter가 N itros om onas 보다 훨씬 크기 때문에 정상적인 질산화 공정에
서는 N O2 - N이 많이 축적되지 않는다.
암모니아에서 세포로 합성되는 반응은 식 (2.4)와 같으며 식 (2.3)과 식
- 3 -
(2.4)에서
세포의
유지에
사용되는
에너지를
고려한
N itr os om onas 와
N itrobacter의 실험적 성장계수 를 0.17 g V S S/ g NH 4 + - N 로 가정하고 미생
15 )
물 합성을 고려한 전체 반응식을 구하면 식 (2.5)와 같다.
N H 4+ + 4CO 2 + H CO 3- → C 5 H 7O 2 N + 5O 2
(2.4)
N H 4+ + 1 .83O 2 + 1 .98H CO 3→
0 .98N O 3-
+ 0 .021C 5 H 7O 2 N + 1 .04 H 2O + 1 .88H 2 CO 3
(2.5)
질산화반응은 산소와 알칼리도를 소모하는 반응으로, 암모니아성 질소 1 g
당 4.33 g의 산소 및 7.14 g의 알칼리도를 소비한다. 실제 폐수처리시 최대 질
산화 속도는 pH 7.2～9.0에서 일어나며, pH 6.6 이하에서는 질산화 속도가 크
게 감소하므로 충분한 알칼리도를 공급해 주어야 한다1 6 ) . 부착성장 반응조에서
pH를 6.0으로 유지시켰을 때 1.5일 후에는 질산화율이 50% 감소하였지만 10일
후에는 미생물이 순응하여 질산화율이 회복되었다 . P odu ska와 A n dr ew s 는
17 )
18 )
반응조 내의 pH를 7.2에서 갑자기 6.4로 변화시켰을 때 질산화에 아무런 영향
도 나타나지 않았지만 pH를 7.2에서 5.8로 변화시켰을 때는 유출수의 암모니
아성 질소 농도가 0에서 11 m g/ L로 증가하였고, pH를 다시 7.2로 증가시켰을
때는 유출수의 암모니아성 질소 농도가 빠르게 감소함으로써 낮은 pH는 단지
방해작용만을 할 뿐 독성을 나타내지는 않는다고 보고하였다.
DO 농도는 질산화 미생물의 성장속도와 생물학적 처리 시스템에서의 질
산화에 상당한 영향을 미친다. 제한인자를 DO 농도로 하여 M onod 식에 따라
19 )
모델링한 결과 반포화계수 값이 0.15～2.0 m g/ L로 보고되었으나 그 값은 온
도가 증가함에 따라 증가하는 것으로 알려져 있다2 0 ) . N itros om onas 의 고유성
장속도는 DO 농도가 1.0 m g/ L 이상인 경우에는 제한을 받지 않지만 실제는
DO 농도가 2.0 m g/ L 이상으로 유지되어야 한다고 보고되었다2 1 ) .
- 4 -
폐수의 유기탄소와 질소간의 비, 즉 BOD/ T KN 비는 질산화에 영향을 주
는 중요한 요소이며 질산화 미생물의 분포에 많은 영향을 미친다. S a w y er 는
22 )
각종 활성슬러지공법에서 BOD/ NH 3 의 비가 질산화 능력과 높은 상관성을 나
타내는 것으로 보고하였다.
질산화미생물의 성장계수는 0.17 g V S S/ g N 또는 0.04 g V S S/ g O 2 로 종
속영양균의 성장계수 0.72 g V S S/ g O 2 에 비하여 질소기준으로 약 1/ 4, 산소기
준으로 약 1/ 20 정도1 5 ) 이므로 적당한 양의 질산화 미생물을 유지하기 위해서
는 충분한 SRT 가 요구된다.
2 .2 .2 생물학적 탈질
생물학적 탈질은 생물학적 탈질에 관여하는 미생물의 에너지원에 따라 크
게 유기물을 이용하는 종속영양탈질균에 의한 탈질과 무기탄소원을 이용하여
자체 화학합성을 수행하는 독립영양탈질균에 의한 탈질로 구분된다.
Gay on과 Dupet it 가 처음으로 언급한 탈질은 전자공여체인 N O 2 - - N이나
23 )
N O3 - - N을 환원시켜 N 2 , N 2 O, N O 등으로 전환시키는 것이다. B acillus sp .,
P s e ud om onas
sp ., A rchr om obacte r sp . 및 M icr os cop ocs sp . 등의 종속영양
미생물이 대표적인 탈질 미생물로 알려져 있다2 4 ,2 5 ) .
종속영양탈질균은 무산소 상태에서 전자공여체로 유기물을 그리고 전자수
용체로 결합산소인 N O 3 - - N 및 N O 2 - - N을 이용하며, 일반적으로 탈질시 질소
는 N O3 - - N에서 N O 2 - - N으로 그리고 최종적으로 N 2 로 변환된다고 알려져 있
다.
독립영양탈질에서는 유기물이 요구되지 않으며 전자공여체로 NH 4 + - N을
그리고 전자수용체로 N O 3 - - N을 이용하는 A nam m ox (an aer obic am m onium
ox idation )공정, H 2 , F e, S 등을 전자공여체로 이용하는 공정 등이 있으며, 황이용 독립영양 탈질에 관여하는 미생물종으로는 T hiobacillus d en if rif icans 2 6 ) ,
- 5 -
T hiom icrosp ira d en itrif icans 2 7 ) 등이 대표적으로 알려져 있다.
전자공여체로 메탄올을 사용하는 경우 탈질반응은 식 (2.6)으로 표현되며,
미생물 성장을 고려한 질산과 아질산의 탈질 반응식은 각각 식 (2.7) 및 식
(2.8)과 같다.
6N O 3- + 5C H 3OH
3N 2 + 5CO 2 + 7H 2 O + 6OH
-
(2.6)
N O 3- + 1 .08C H 3O H + 0 .24H 2 CO 3
0 .056C 5 H 7 N O 2 + 0 .47N 2 + 1 .68H 2O + H CO 3-
(2.7)
N O 2- + 0 .67C H 3O H + 0 .53H 2 CO 3
0 .04C 5 H 7 N O 2 + 0 .48N 2 + 1 .23H 2O + H CO 3-
(2.8)
식 (2.7)에 의하면 1 g의 질산성 질소가 탈질될 때 2.47 g의 메탄올이 소
모되며, 0.45 g의 새로운 세포가 생성되고, 3.57 g의 알칼리도가 형성된다.
v an Benthum 등2 8 ) 은 미생물의 성장 및 W iesm ann 1 5 ) 이 제시한 질산화균
및 탈질균의 양론변수와 아세트산에 대한 성장계수2 9 ) 를 고려하여 탈질 경로에
따라 이론적으로 요구되는 C/ N비를 계산하였다. 그러나 실제 적용에서는 공정
의 특성, 주어진 폐수에 따른 생분해성의 특성, 미생물에 미치는 영향인자의
다양성으로 인하여 탈질에 요구되는 C/ N비는 다양하게 나타난다.
Can ziani 등3 0 ) 은 유입하수를 탈질의 탄소원으로 이용하는 경우 입자성 유
기물질의 가수분해를 확인하는 것이 필요하며, 설계시 용해성과 분해 가능한
유기물질의 비율을 질소제거공정의 가장 중요한 요소로 고려해야 한다고 보고
하였다. 또한 입자성 유기물질의 대부분은 분해가 되지 않은 채로 반응조에 남
아 질산화조의 유기물 부하를 높게 함으로써 낮은 질산화효율을 초래한다고
- 6 -
하였다. 한편, 탈질에서는 pH , DO 등의 환경조건이 중요한 영향인자로 작용하
지만 일반적으로 pH는 질산화에서 보다 덜 민감하여 탈질효율은 pH 6 이하와
pH 8 이상에서 억제된다고 알려져 있다. 수중의 DO는 전자공여체로 사용되는
유기탄소원을 소모하고 탈질반응을 억제하나 미생물종에 따라서는 DO의 영향
을 받지 않는 경우도 있으며, 산소호흡과 탈질을 동시에 수행할 수 있는 미생
물도 보고되었다3 1 ) .
2 .3 생물막 공법
2 .3 .1 고정상 생물막 공법
생물막법은 매질의 표면에 형성된 생물막에 폐수를 접촉시켜서 폐수중의
오염물질을 제거하는 공정이다. 매질로는 모래, 자갈, 쇄석, 플라스틱, 활성탄
입자 등이 사용되고 있으며, 미생물이 매질의 표면에 부착성장하는데 영향을
미치는 중요 인자로는 폐수의 유량, 매질 입자의 크기, 구조형태 등이 있다.
F ig . 2.1은
생물막법의
기본적인
모델을
나타내는데1 9 ) ,
Ritt m ann과
M cCarty 에 의하면 수막을 통과한 기질은 생물막 표면으로부터 내부로 확산
32 )
해 들어감에 따라 미생물에 의해 감소하여
F ig . 2.1의 S f 곡선과 같은 하향
농도경사를 나타낸다. W illiam son과 M cCarty 3 3 ) 에 의하면 수막은 효과적인 교
반으로 제거될 수 있는 층과 그렇지 못한 층이 있으며, 실험에서 계산된 고정
층 수막의 두께는 56 ㎛ 이었다. 그러나 일반적으로 수막은 하나의 층으로 간
주되며 그것을 통과하는 질량은 식 (2.9)의 F ick의 제 1 확산법칙으로 표현될
수 있다.
생물막법의 동력학적 해석에서는 생물막의 두께 측정, 생물막 내부에서의
기질과 산소농도 측정의 어려움, 부유성장과 부착성장 미생물간의 관계, 호기
성 산화와 혐기성 산화의 동시진행에 따른 복잡성 등 때문에 기질제거모델이
- 7 -
명확하게 확립되어 있지는 않으나 최근 많은 학자들에 의하여 생물막의 기질
제거모델에 대한 연구가 이루어지고 있다.
Fig. 2.1 Schematic of conceptual biofilm model
* S b , S s , S f , S w represent respectively , the substrate concentration in the bulk
liquid, at the outer surface of the biofilm , within the biofilm , and at the surface of
th e medium . Xf represent s the microbial density in the biofilm
M
= N f = - D・A
t
위 식에서
S - Ss
S
= - D・A
Z
Lt
(2.9)
; M
=
기질의 질량(M )
t
=
경과시간(T )
Nf
=
Z 방향의 기질 flux (MT )
A
=
생물막의 표면적(L )
S
=
용액에서의 기질의 농도(ML )
Ss
=
생물막 표면에서의 기질의 농도(ML - 3 )
Lt
=
수막의 두께(L)
D
=
수막에서의 기질확산계수(L2 T - 1 )
-1
2
-3
- 8 -
W illiam son과 M cCarty 3 3 ) 는 최초로 생물막에 의한 기질 제거과정을 제안
하였으며, Ritt m ann과 M cCarty 는 정상상태에서의 생물막 모델 연구에서 수
32 )
중의 기질농도가 최저농도 이하일 때 정상적인 생물막은 존재하지 않으며 두
께는 영(zer o)이라고 하였다.
St ran d 3 4 ) 는 M on od 공식과 F ick 확산식을 이용하여 생물막 내부에서의 유
기탄소와 암모니아 제거에 관한 모델을 제안하였으며, M eunie와 W illiam son 3 5 )
은 액으로부터 생물막으로의 기질확산과 생물막 내부의 박테리아에 의한 기질
의 이용과정을 근거로 한 생물막 모델을 제안하였다. Kinner와 Eighm y 3 6 ) 는
유출수와 함께 유실되어 나오는 미생물들이 침전에 의하여 제거되어 T BOD와
T COD 제거효율이 침전조의 침전효율에 의하여 영향을 받으므로 생물막법을
이용하는 폐수처리에서 동력학적 해석은 S COD , SBOD 등 용존성 유기물질의
제거효율로서 결정되어야 한다고 주장하였다.
Lem m er 등3 7 ) 은 메탄올이 주입되는 고정상 반응기를 이용한 탈질 공정에
서 맨 위의 층에서 생물막의 두께가 90～100 ㎛임을 관찰하였고, 탈질에 소모
되는 메탄올의 질량비가 2.5일 경우에는 탈질에 충분하며, 3을 넘을 경우에는
탈질에 해로운 영향을 미친다고 하였다. Oh 등3 8 ) 은 매질로 실린더 형상의
polypropylen e pall rin g을 사용한 상향류 모형반응기에서 탈질율을 측정한 결
과 9 kg N O3 - - N/ m 3 –d까지 제거가 가능하다고 하였다.
Chui 등3 9 ) 은 침적여과조의 하단에서부터 전체높이의 1/ 3지점에 공기를 주
입하여 반응조를 무산소실과 호기실로 분리시킨 실험을 실시한 결과 각각
90% 및 98%의 질소 및 COD 제거효율을 얻었다.
2 .3 .2 유동상 생물막 공법
유동상 생물막 공법은 부유성장공법과 부착성장공법의 장점을 결합시킨
공정으로, 부착성장공법의 안정성과 운전의 편의성, 그리고 부유성장공법의 처
- 9 -
리효율성을 동시에 가진다. 상의 폐색이나 역세척 문제가 없는 효과적인 처리
공법으로, 모래나 활성탄과 같은 비교적 크기가 작은 입자에 미생물이 부착성장
하도록 하여 유동시킴으로써 부착 미생물과 폐수간의 접촉이 촉진되어 짧은 수
리학적 체류시간에서도 고농도의 유기성 폐수를 효과적으로 처리할 수 있다4 0 ) .
유동상 생물막 공법에 대한 연구는 고정상 반응조에서의 폐쇄현상과 수두
손실 문제를 해결하기 위하여 Am ant와 M cCarty 4 1 ) 에 의하여 1960년대 말에
시작되었으며, J eris 등4 2 ) , 그리고 J eris와 Ow en s 4 3 ) 에 의하여 유동상을 이용한
질소제거 연구가 활기를 띄기 시작하였다.
호기성 유동상 생물막 공법을 이용한 초기단계의 연구들은 주로 공기를
유입수에 용해시켜 공급하는 유동상 반응조를 이용하였는데, 이러한 간접폭기
식 산소공급은 고부하로 운전되는 반응기에서 산소공급이 제한되는 경우가 있
어 이의 방지를 위하여 순산소를 사용해야 하며, 유동상태를 유지하기 위하여
폐수 순환율을 높게 유지하여야 한다.
유동상 공법은 각종 공장폐수, 유기성 폐수 및 페놀과 같은 난분해성 유기
물의 제거4 4 ) 에 성공적으로 적용되어 왔다. Jeris와 Ow en s 4 5 ) 는 호기성 유동상으
로 최초침전지 유출수를 처리한 결과 16분 및 11분의 짧은 접촉시간에서도
BOD 및 NH 3 - N 제거효율이 각각 93% 및 99%로 매우 양호하였으며, 반응조
내의 미생물 농도를 35,000～40,000 m g/ L로 높게 유지할 수 있어 반응조 부피
를 현저하게 줄일 수 있었다.
Iw ami
등4 6 ) 은 혐기성 및 호기성 반응기를 나란히 연결한 MA A CF B
(m icroor g anism - at t ach ed act iv at ed carbon fluidized bed ) 공정이 침출수내의
난분해성 유기물과 고농도의 NH 3 - N를 각각 60% 및 70%까지 제거 가능한 매
우 효과적인 공법이라고 하였으며, 조 등4 7 ) 도 활성탄 유동상 반응조에 합성폐
수와 연못물을 주입시켜 연구한 결과 폐수내의 유기물은 활성탄의 흡착능과
미생물의 성장에 의해서 제거되며, 매질층의 폐쇄를 방지하고 양호한 처리수를
얻기 위해서는 매질층을 100% 팽창시키고 포기를 실시하는 것이 바람직한 것
- 10 -
으로 보고하였다.
네덜란드에서의 pilot scale 연구 에서는 0.5～2시간의 짧은 수리학적 체류
48 )
시간으로 COD 용적부하를 5～20 k g/ m 3 - day까지 유지할 수 있었는데, 이는
재래식 활성슬러지 공법의 10～40배에 해당하는 높은 부하율이다.
생물막 공법에서 미생물막의 두께와 미생물 농도는 전체 미생물의 활성과
유기물 제거에 직접적인 영향을 미치며, 이 중에서 특히 미생물막의 두께는 공
급되는 기질의 농도와 용존산소의 농도에 따라 유기물 제거 특성을 결정짓는
주요인자이다4 9 ) . Char acklis 5 0 ) 는 생물막 공정에서는 대체로 유기물 부하가 증
가하면 생물막의 두께가 두꺼워지고 biom a s s 농도도 증가하게 된다고 하였다.
포도당을 주 기질로 한 유동층 생물막 반응기에 대한 김 등5 1 ) 의 연구결과에서
도 유기물 부하율에 따라 생물막의 두께가 거의 선형적으로 증가하였으며, 생
물막 두께가 증가함에 따라 생물막의 건조밀도도 증가하는 경향을 보였으나
400
m 이상의 생물막 두께에서는 기질의 확산이 저항을 받아 생물막의 건조
밀도가 거의 변하지 않았던 것으로 보고하였다.
Shieh와 K eenan 5 2 ) 은 유기물 부하가 낮고 전단응력이 클수록 생물막의 두
께가 얇아진다고 하였으며, 일반적으로 생물막의 건조밀도가 감소하면 두꺼운
생물막을 가지지만 비교적 건조밀도가 낮은 생물막 입자가 반응조의 상부로
모이는 경향이 있어 반응기내에 매질의 성층화가 일어나 생물막 입자의 유실
가능성이 증가하는 것으로 시사하였다.
유동상 공법의 가장 큰 장점은 biom a s s를 고농도로 유지할 수 있다는 점
인데, 반응조 내의 biom a s s 농도가 8,000～40,000 m g/ L 정도로1 ) , 3,000～6,000
m g/ L인 활성슬러지법이나 6,000～8,000 m g/ L인 순산소법에 비하여 훨씬 높으
며, 미생물 종이 다양하여 유기물 분해능력이 높은 미생물의 성장이 가능하므
로 부하변동이나 유독성 폐수의 유입과 같은 외부 환경조건의 변화에 비교적
안정적이다. 또한 유동상 공법은 재래식 공법에 비하여 용적부하가 아주 높으
며, 반응기가 직립식으로 되어 있어 설치 부지면적이 적다. 그러나 유동상 생
- 11 -
물막 공법은 미생물 특성만이 아니라 유동 특성에 의하여 상당한 영향을 받으
므로 반응속도에 미치는 인자가 너무 많아 아직도 실질적인 설계식이 개발되
어 있지 않으므로 현장에서 운전하는데 여러 가지 문제점이 있으며 또한 매질
의 유동화에 의하여 생물막이 탈리하고 층의 팽창을 조절해야 하는 문제점이
있다.
- 12 -
3장 실험
3 .1 장치
본 연구에 사용된 실험장치는 F ig . 3.1에 나타낸 바와 같이 탈질조, 질산화
조, 주입펌프, 반송펌프, 재순환펌프, 가스포집조 등으로 구성되었다.
질산화조는 내경이 8.5 cm 이고 높이가 60 cm 인 아크릴로 제작된 반응조
와 내경이 5 cm 이고 높이가 65 cm 인 포기조로 구성되었다. 미생물의 부착성
장을 위하여 1,100 m 2 / g 이상의 비표면적을 가지며 8～10 m esh (dp : 2.00～
2.38 m m ) 크기를 가진 활성탄을 10 cm 높이로 충전시켜 매질로 사용하였으
며, 순환펌프로 의하여 폐수를 6～9 L/ m in의 율로 순환시켜 활성탄층을 50%
유동시켰다. 질산화조의 유출수는 반송펌프에 의하여 유입수와 함께 탈질조의
하부로 유입되도록 하였다. 또한 질산화조의 하부를 원뿔모양으로 함으로써 활
성탄층의 균일한 유동을 도모하였다. 압축공기를 사용하여 간접포기 방식으로
공기를 공급하였고, 탈질조에 미치는 용존산소의 영향을 고려하여 반송율이 높
은 경우에는 DO농도를 2～3 m g/ L 정도로 유지하였다.
탈질조는 내경이 8 cm 이고, 높이가 68 cm 인의 원통형태로 비표면적이
143 m 2 / m 3 인 P all rin g형 m edia 117개를 충전한 상향류식 고정상 반응조
(upflow fix ed bed r eact or )이다. 폐수는 연동펌프(perist altic pum p )를 이용하
여 상향흐름으로 주입하였다. 유출부에는 공기의 유입을 차단하기 위한여 U자
관을 설치하였으며, 탈질조에서 발생한 가스는 탄산가스의 용해를 막기 위하여
포화식염수를 채운 가스포집조에 포집하였다.
질산화조 및 탈질조의 둘레에는 w at er j ack et을 설치하여 항온수조의 물을
순환시킴으로써 반응조의 온도를 20±2℃로 유지하였다.
- 13 -
Fig. 3.1 Schematic diagram of the experimental system
3 .2 재료
3 .2 .1 활성탄
질산화조의 매질로 사용된 활성탄은 야자계의 입상 활성탄((주)삼천리 제
품)으로 그 특성이 T able 3.1에 주어져 있다. 입상 활성탄은 표준망체(청계상
공사 제품)을 사용하여 8～10 m esh (입경 : 2.00～2.38 m m )의 크기를 선별하여
증류수로 수회 세척한 다음 105℃의 건조로에서 48시간 건조시킨 후 반응조에
충전하였다.
- 14 -
Table 3.1 Properties of the Granular Activated Carbon Media
P roperties
Specification
P article size
8～10 m esh (d p : 2.00～2.38 m m )
Ra w m at erial
Coconut sh ell
3
Appar ent den sit y (g/ cm )
H ar dn es s num ber (% )
0.40～0.45
95 m in .*
M oist ur e (% )
5.0 m ax .* *
V olat ile m at t er (% )
3.0 m ax .
A sh (% )
5.0 m ax .
Specific surface ar ea (m 3 / g )
1,100 m in .
3
T ot al cum ulat iv e pore v olum e (cm / g )
M ean por e radiu s (Å)
0.6～0.8
13～20
Iodine num ber (m g/ g )
1,100 m in .
Ben zene adsorption (% )
35 m in .
* min. = minimum , ** max . = m aximum
3 .2 .2 매질
생물학적 탈질조에 충전시킨 플라스틱 매질의 구조와 규격을 F ig . 3.2에
도시하였으며, T able 3.2에 그 특성을 나타내었다.
Table 3.2 Properties of the Plastic Media
Pr operties
S pecificat ion
Out side diam et er (m m )
25
In side diam et er (m m )
22
h eight (m m )
25
Support er type
Double cros s type
Space ar ound cylin der
8 rect an gular space
V oid fraction (% )
89.9
Specific surface (m 2 / m 3 )
M ean w eight (g )
143
2.0±0.15
- 15 -
unit : mm
Fig. 3.2 Structure of the plastic media
3 .2 .3 유입수
본 실험에 사용된 합성폐수는 T able 3.3에 나타낸 바와 같이 수돗물에 탄
소원으로 CH 3 OH , 질소원으로 NH 4 Cl, 알칼리도원으로 N aH CO 3 그리고 미생물
성장에 필요한 미량원소를 첨가하여 3～5일에 한번씩 제조하였다.
NH 4 + - N이 질산화될 때는 알칼리도가 소비되며, N O 3 - - N이 탈질될 때는
알칼리도가 생성된다. 따라서 질산화조에서 탈질조로의 반송율이 증가할수록
탈질조에서 생성되는 알칼리도의 양이 증가하게 되므로 알칼리도 보충량은 감
소하게 된다. 본 실험에서는 이5 3 ) 가 질산화 및 탈질 효율을 100%로 가정하여
- 16 -
주어진 반송율(R )에서 요구되는 유입수의 알칼리도(A lk i )와 T KN (T KN i )간의
비를 나타낸 식 (3.1)을 사용하여 유입수의 알칼리도 보충량을 계산하였다.
A lk i
TKN i
7 . 14 + 3 .57・R
1+ R
(3.1)
Table 3.3 Composition of the Synthetic Wastewater at C/N= 1
S olution
Synthet ic
w a st er w at er
Com poun d
Con centr ation (m g/ L )
CH 3 OH
500 *
NH 4 Cl
500 * *
N aH CO 3
3,273
T r ace elem ent solution
1
***
KH 2 P O 4
8,500
K 2 HP O 4
21,750
N a 2 HP O 4 ・H 2 O
33,400
T r ace elem ent
NH 4 Cl
solution
1,700
M g S O 4 ・7H 2 O
22,500
CaCl2
27,500
F eCl3 ・6H 2 O
* T COD C r ,
** T KN ,
250
*** m L/ L
3 .3 방법
유입유량을 2 L/ day로 고정시킨 후 먼저 T able 3.4에 주어진 C/ N비가 1
인 합성폐수를 주입함으로써 실험을 시작하였다.
- 17 -
Table 3.4 Characteristics of the Influent
C/ N = 1
C/ N = 1.5
It em
Rang e
A v er ag e
Rang e
A v er ag e
T COD C r (m g/ L )
449.1- 522.0
485.9
663.2～815.5
725.3
T KN (m g/ L )
454.0- 593.6
491.8
442.4～593.6
482.9
Alk alinity (m g/ L )
2720- 3360
2997
2300～3100
2690
pH
8.2- 8.8
8.4
8.1～8.7
8.3
T COD C r / T KN
0.9- 1.1
1.0
1.3～1.7
1.5
C/ N비 1에서는 M cCarty 5 4 ) 가 미생물 합성을 고려하여 제시한 질산성 질소
1g의 탈질에 소모되는 COD 3.7 g과 이5 3 ) 가 유입수의 유기물 만으로 탈질이
이루어질 수 있는 임계반송율(R c )을 예측하기 위하여 제시한 식 (3.2)를 이용
하여 계산된 임계반송율 0.37을 기준으로 하여 반송율을 0.2, 0.37, 0.5로 증가
시키면서 실험을 진행하였다.
Rc =
C
f CN ・N -
(3.2)
C
위 식에서; R C = 임계반송율
C
= 유입수의 biodegr adable COD 농도(m g/ L )
N = 유입수의 NH 4 + - N 농도(m g/ L )
fC N = 질산염 탈질시 소모되는 유기물의 비
그러나, 실험이 진행되면서 질산화조로 유입되는 T KN중에서 질산화 이외
의 경로로 소비되는 분율이 커지게 되어 무산소조로 반송되는 질산성 질소의
농도가 낮아졌다. 따라서 반송율 0.37에서 임계반송율에 이르지 못한 것으로
- 18 -
판단되어 반송율 0.68의 단계를 추가하여 실험을 실시하였다. 실험결과 질산염
탈질에 필요한 유기물보다 탈질조로 유입되는 유기물이 적어지는 임계반송율
이 0.6으로 결정되어 반송율을 더 이상 증가시키지 않았다. C/ N비 1.5에서는
식 (3.2)에 의하여 계산된 임계반송율 0.68을 기준으로 반송율을 0.37, 0.5, 0.68,
0.9, 1.3 그리고 1.8로 증가시키면서 실험을 실시하였다.
C/ N비 1과 1.5에서 반송율의 증가에 따른 반응조의 체류시간의 변화를
T able 3.5에 나타내었다. 수리학적 체류시간은 유입유량과 반송유량을 모두 고
려하여 계산하였는데, 무산소조의 경우에는 전체 반응조 부피에서 매질의 부피
를 제외한 용적(2.5 L )을 사용하여 폐수와 미생물간의 실제 접촉시간을 계산하
였고, 유동상 반응조에서는 활성탄층의 팽창부피(0.85 L )에 대하여 E BCT
(em pty bed cont act tim e )를 계산하였다.
Table 3.5 Summary of Experimental Conditions.
Influent
F low r at e
(L/ day )
Recy cle T ot al flow r at e A nox ic rea ct or A er obic react or
C/ N
rat io
ratio
(L/ day )
HRT (hr )
EBCT (hr )
0.2
2.4
25.0
8.5
0.37
2.74
21.9
7.4
0.5
3.0
20.0
6.8
0.68
3.36
17.9
6.1
0.37
2.74
21.9
7.4
0.5
3.0
20.0
6.8
0.68
3.36
17.9
6.1
0.9
3.8
15.8
5.4
1.3
4.6
13.0
4.4
1.8
5.6
10.7
3.6
1
2
1.5
- 19 -
3 .4 분석
유입수, 탈질조 유출수, 질산화조 유출수의 시료를 St andar d M et hods 5 5 ) 와
수질오염 공정시험법 에 준하여 주 3회 분석하였으며, 실험에 채택된 분석항
56 )
목 및 분석방법을 T able 3.4에 나타내었다.
N O 2 - - N 및 N O 3 - - N는 시료를 0.45 ㎛ m em brane으로 여과한 후 ion
chr om at ography (Dionex , DX - 500)로 측정하였으며, CO 2 , O 2 , N 2 , CH 4 등의 가
스성분은 g a s chrom at ogr aphy (V arian 3300, T CD )로 분석하였다.
Table 3.6 Summary of Analytical Methods
It em
An alyt ical M eth od
pH
pH m eter (ORION 720A )
DO
DO m et er (YSI Model 58)
A lkalinit y
T itration Method of St andard Methods
BOD
5- day BOD t est of Standard Methods
COD C r
Dichrom at e Reflux Method (Closed) of St andard Methods
T KN
Macro Kjeldahl Method of St andard Methods
NH 4 + - N
Amm onia - Selective Electrode Method(ORION EA 920)
N O2 - - N
Ion Chrom at ography (Dionex , DX - 500)
-
N O3 - N
Ion Chrom at ography (Dionex , DX - 500)
Ga s com position
Ga s Chrom at ography (Varian 3300, T CD )
- 20 -
4장 결과 및 고찰
유입수 C/ N비 1 및 1.5에서 반송율을 변화시키면서 진행된 실험의 유기물
및 질소 제거효율을 T able 4.1에 요약하였다. C/ N비는 유입수의 T COD C r 과
T KN 농도를 각각 C와 N으로 나타내어 계산하였다. 질산화효율은 유입된
T KN중 N Ox - - N으로 산화된 양에 대하여 나타내었으며, 탈질효율은 탈질조 유
입수의 N Ox - N 농도에서 유출수의 N Ox - N 농도를 뺀 값을 근거로 계산하였
다.
Table 4.1 Result of the Experiments (Average)
E fficien cy (% )
Recy cle ratio
C/ N
ratio
0.2
0.37
0.5
0.68
0.9
1.3
1.8
1.0
94.6
95.2
96.1
95.9
–
–
–
1.5
–
96.3
97.2
97.5
98.1
98.3
98.3
1.0
95.4
95.8
97.0
97.2
–
–
–
1.5
–
96.8
98.0
98.2
98.7
99.0
99.4
1.0
99.7
99.5
99.5
99.6
–
–
–
1.5
–
99.9
99.8
99.9
99.8
99.8
99.9
1.0
20.0
46.5
50.9
53.5
–
–
–
1.5
–
41.5
50.2
56.0
63.2
69.1
69.8
1.0
95.3
75.5
71.4
72.0
–
–
–
1.5
–
81.8
75.5
69.2
73.2
67.9
72.3
1.0
98.2
96.3
92.4
89.9
–
–
–
1.5
–
98.1
97.2
96.5
94.7
94.7
82.7
T COD C r r em ov al
S COD C r rem ov al
T KN rem ov al
T N r em ov al
Nit rificat ion
Denitrification
- 21 -
4 .1 유기물 제거
T able 4.1의 자료에 근거하여 F ig . 4.1에 반송율의 변화에 따른 T COD C r
제거효율을 나타내었는데, 반송율이 증가함에 따라 1 및 1.5의 유입수 C/ N비
에서 T COD C r 제거효율은 모두 94% 이상으로 나타났으며, 반송율의 변화는
T COD C r 제거효율에 큰 영향을 미치지 않았다.
1 및 1.5의 유입수 C/ N비에서 반송율이 변화할 때 탈질조와 질산화조에서
의 T COD C r 제거효율을 비교하기 위하여 질산화조의 유입수와 유출수로부터
계산된 질산화조의 T COD C r 제거효율과 탈질조 유입수와 유출수로부터 계산된
탈질조의 T COD C r 제거효율을 각각 F ig . 4.2와 F ig . 4.3에 나타내었는데, F ig .
4.2에서 보는 바와 같이 C/ N비가 1인 경우 반송율을 증가시켰을 때 탈질조의
T COD C r 제거효율은 증가하였으나 질산화조에서의 T COD C r 제거효율은 감소
하는 경향을 보였다. F ig . 4.3에 도시된 바와 같이 C/ N비가 1.5인 경우에는
C/ N비가 1인 경우에 비하여 명확하지는 않으나 반송율이 0.5와 0.68인 경우를
Fig. 4.1 Effects of recycle ratio on TCODC r removal efficiency
- 22 -
Fig. 4.2 Effects of recycle ratio on TCODC r removal efficiency in nitrification
and denitrification reactors at the influent C/N ratio of 1
Fig. 4.3 Effects of recycle ratio on TCODC r removal efficiency in nitrification
and denitrification reactors at the influent C/N ratio of 1.5
- 23 -
제외하면 탈질조에서의 T COD C r 제거효율은 증가하다가 반송율 1.8에서 감소
하였고, 질산화조에서의 T COD C r 제거효율은 감소하다가 반송율 1.8에서 급격
히 증가하는 경향을 보였다. 이는 반송율의 변화시 탈질조와 질산화조에서 제
거되는 유기물의 분율이 달라질 뿐 제거되는 유기물의 양은 거의 일정하며, 반
송율이 유기물 제거에 큰 영향을 미치지 않는다는 N obuyuki5 7 ) 의 연구결과와
일치함을 보였다. 또한 0.37, 0.5 및 0.68의 반송율에서 C/ N비가 1.5일 때가
C/ N비가 1인 경우보다 높은 T COD C r 제거효율을 나타내었는데, 이는 유입수
의 유기물 농도는 증가하였지만 최종유출수의 유기물 농도는 일정한 데에 그
원인이 있는 것으로 판단된다.
F ig . 4.4는 유입수의 C/ N비가 1 및 1.5인 경우 탈질조에서의 탈질량과 소
비되는 유기물량간의 비를 보여주는데, 낮은 반송율일 때는 질산염 탈질량과
소비된 유기물량간의 비가 미생물의 합성을 고려한 이론적인 값인 3.7보다 훨
씬 큰 값을 보였다. 이는 반송율이 낮을 때 탈질조에서 포집된 g a s의 CH 4 함
량이 높았던 것을 고려하면 탈질조 유입수의 유기물 중 일부가 혐기성 상태에
Fig. 4.4 Effects of recycle ratio on TCODC r removed/NO3 - -N removed ratio
- 24 -
서 제거되었기 때문으로 판단된다.
F ig . 4.5에 유입수의 C/ N비가 1 및 1.5일 때 탈질조에서 제거된 T COD C r
량 중 탈질에 이론적으로 요구되는 T COD C r 량과 혐기성 상태에서 제거된 것
으로 추정되는 T COD C r 량을 비교하였다. 낮은 반송율에서는 제거된 전체
T COD C r 량 중에서 질산염 탈질에 이론적으로 요구되는 T COD C r 량이 차지하
는 비율은 낮게 나타났다. 이는 유입수의 C/ N비 1 및 1.5에서 낮은 반송율의
경우 탈질조로 유입되는 질산염 부하가 낮으므로 유입수 T COD C r 량 중에서
질산염 탈질에 의하여 제거된 후 남은 T COD C r 량이 생물막 내부에 발생한 혐
기성 상태에서 CH 4 로 일부 제거된 것으로 판단된다. 반송율이 증가함에 따라
탈질조로 유입되는 질산염 부하의 증가로 탈질조로 유입된 T COD C r 량의 대부
분이 질산염 탈질에 의하여 제거되었으며, 유입수 C/ N비 1의 반송율 0.68과
C/ N비 1.5의 반송율 1.8에서의 질산염 탈질에 따른 T COD C r 제거량은 이론적
값인 3.7보다 낮은 값을 나타내었다.
Fig. 4.5 Effects of recycle ratio on removal of TCODC r in anoxic reactor
- 25 -
4 .2 질소제거
4 .2 .1 질산화
F ig . 4.6은 반송율의 변화가 질산화조에서의 T KN 제거효율에 미치는 영
향을 나타낸 것으로, 질산화조 유입수의 T KN 농도와 유출수의 T KN 농도로
부터 계산된 T KN 제거효율이 모든 반송율에서 99%이상으로 나타남으로써
반송율이 T KN 제거효율에 큰 영향을 미치지 않았다. 이는 질산화조가 미생물
을 고농도로 유지할 수 있는 생물막법으로 운영되었으며, 운전시 온도는 20±
2℃로, DO농도는 2.3～3.7 m g/ L로, 그리고 pH는 8.1～8.4로 유지됨으로써 운전
조건이 질산화미생물의 성장에 적합하였기 때문으로 판단된다. 유입수 C/ N비
1 및 1.5에서 질산화조의 T KN 유입부하는 평균 1,147 g T KN/ m - d이었으며,
3
3
T KN 제거율은 1,143 g T KN/ m - d이었다.
F ig . 4.7에 반송율이 질산화효율에 미치는 영향을 나타내었는데, C/ N비가 1
인 경우 0.2의 반송율에서는 질산화효율이 95.3%이었으나, 반송율이 증가함에
Fig. 4.6
Effects of recycle ratio on TKN removal efficiency in aerobic reactor
- 26 -
따라 점차 감소하여 일정해지는 경향을 나타내었다. 1.5의 C/ N비에서는 초기
반송율 0.37에서 질산화효율이 82.6%이었으며, 마찬가지로 반송율이 증가함에
따라 70% 정도의 일정한 값으로 감소하는 경향을 나타내었다.
Fig. 4.7 Effects of recycle ratio on nitrification
4 .2 .2 질소 수지
F ig . 4.6에 도시된 바와 같이 질산화조에서의 T KN 제거효율은 반송율과
관계없이 99% 이상이었으나, F ig . 4.7에서 보는 바와 같이 질산화효율은 반송
율이 증가함에 따라 70% 정도로 점감하는 결과를 나타내었다. 따라서 질산화
조에서의 질소수지를 계산하여 그 결과를 F ig . 4.8에 나타내었는데, 질산화조로
유입하는 질소량 중에서 세포합성과 유출수의 T KN 그리고 N O x - N이 차지하
는 부분을 제외한 나머지 부분을 unkn ow n이라고 표시하였다. 질소수지를 세
- 27 -
울 때 세포합성에 사용된 질소는 0.17 m g V S S/ m g NH 4 + - N과 0.72 m g
V S S/ m g O2 의 계수 를 이용하여 이론적으로 계산하였으며, 질소수지를 4.4절
15 )
에서
설명될
임계반송율의
전후
반송율에서의
평균값으로
계산한
결과
unkn ow n으로 나타난 질소의 비율은 C/ N비 1에서 평균 22.6%이었으며, C/ N
비 1.5에서는 평균 22.3%를 차지하였다.
Fig. 4.8 Nitrogen balance in the aerobic nitrification reactor
이와 같이 질산화조에서 20% 이상의 질소수지 차이를 보이는 것은 실험
이 진행됨에 따라 생물막이 두꺼워지면서 생물막 내부에 발달된 혐기성 영역
에서의 탈질반응에 의하여 N 2 , N O, N 2 O 가스 등으로 전환된 것에 원인이 있
는 것으로 판단된다. 따라서 질산화조에서 실제 질산화효율은 더 높을 수 있
다.
- 28 -
4 .3 탈질
반송율이 탈질 반응조에서의 탈질효율에 미치는 영향을 F ig . 4.9에 나타내
었는데, 반송율이 증가할수록 탈질효율이 점차 감소하는 경향을 나타내었으며,
C/ N비 1.5의 경우 반송율 1.8에서 탈질효율은 82.7%로 크게 감소하였다. 이는
탈질조에 유입되는 유기물의 양은 일정하지만 반송율이 증가됨에 따라 탈질조
에서의 질산성 질소 부하가 증가하므로 탈질에 필요한 유기물이 점차 부족해
지는 점, 반송수중의 DO가 탈질효소의 활동을 방해하는 점5 8 ) , 그리고 반송율
의 증가에 따른 체류시간의 감소에 그 원인이 있는 것으로 판단된다.
Fig. 4.9 Effects of recycle ratio on denitrification in anoxic reactor
F ig . 4.10에는 1 및 1.5의 C/ N비에서 질산염 부하에 따른 탈질속도를 나타
내었는데, 질산성 질소 부하가 증가할수록 탈질속도도 증가하는 경향을 나타내
었다. 최대 질산염 부하는 유입수의 C/ N비 1.5의 반송율 1.8에서 197.6 g
N O3 - - N/ m 3 - d이었으며 이 때 탈질율은 173.5 g N O3 - - N/ m 3 - d이었다.
- 29 -
Fig. 4.10 Denitrification rate in anoxic reactor
Fig. 4.11 Effect of recycle ratio on NOx - -N concentration of denitrification
reactor effluent
- 30 -
F ig . 4.11에 반송율이 탈질조 유출수의 N O 2 - - N 및 N O 3 - - N 농도에 미치는
영향을 나타내었는데, 탈질조 유출수의 N O 3 - - N 농도는 반송율이 증가할수록
증가하였다. N O 2 - - N 농도는 C/ N비 1에서 반송율이 증가할수록 증가하였으며,
C/ N비 1.5에서는 반송율 0.37에서 높게 나타났고 반송율 1.8에서 N O 3 - N 농도
와 마찬가지로 높아졌지만 일관성 있는 경향을 나타내지는 않았다.
반송율이 T N 제거효율에 미치는 영향을 F ig . 4.12에 나타내었는데, C/ N비
1의 경우에는 반송율 0.37에서 46.5%의 T N 제거효율을 나타낸 후 완만하게
증가하여 반송율 0.68에서는 53.5%의 값을 나타내었으며, 1.5의 C/ N비에서는
반송율 0.9에서 63.2%의 T N 제거효율을 나타낸 후 증가폭이 둔화되어 1.8의
반송율에서 69.8%의 T N 제거효율을 나타내었다. 전체 T N 제거효율은 반송율
이 낮은 경우에 높게 나타났는데, 이는 질산화조에서 유입된 T KN이 질산화
이외의 경로로 소모되어 질산화조 유출수의 질산염 농도가 낮아진 데에 원인
이 있는 것으로 추정된다.
Fig. 4.12 Effects of recycle ratio on TN removal efficiency
- 31 -
4 .4 임계반송율
탈질- 질산화 공정에서 유입수의 C/ N비가 낮아 외부 탄소원을 첨가하는
경우에는 비용이 증가하고 유기물이 잔류하면 질산화조에서의 질산화를 저하
시킬 수 있다. 따라서 본 연구에서 채택된 무산소/ 호기 생물막 공정에서 유입
수의 유기물을 최대한 탈질에 이용하기 위하여 요구되는 임계반송율(R C )을 예
측하기 위하여 공정의 개념도를 F ig . 4.13에 나타내었다.
Fig. 4.13 Schematic diagram of the anoxic/oxic biofilm process
F ig . 4.13을 이용하여 질소성분에 대한 질량평형(m a s s balance )을 취하면
무산소조 유출수의 T KN농도(T KN m ), 질산화조 유출수의 T KN농도(T KN e ),
그리고 질산화조 유출수의 N O x - N농도(N Ox .e )를 각각 식 (4.1), 식 (4.2) 및 식
(4.3)으로 나타낼 수 있다.
TKN m =
TKN e =
( T K N i ・Q + T K N e ・R・Q) ( 1 ( Q + R・Q)
T K N m ・( 1 - E N ) ( 1 - β)
- 32 -
)
(4.1)
(4.2)
N O x .e =
T K N m ・( 1 -
(4.3)
) EN
위 식에서; α = 탈질조에서 세포합성을 포함하여 소모된 T KN 분율
β = 질산화조에서 질산화 이외의 경로로 소모된 T KN 분율
E N = 질산화 분율
R
= 반송율, Q r / Q
식 (4.2)를 식 (4.1)에 대입하면 탈질소 유출수의 T KN 농도(T KN m )는 식
(4.4)로 표현될 수 있다.
TKN m =
T K N i・( 1 - )
( 1 + R ) - [ ( 1 - ) ( 1 - ) ( 1 - E N )・R ]
(4.4)
식 (4.4)를 식 (4.3)에 대입하고 탈질시 필요한 C/ N비(f C N ) 및 반송율을 고
려하면 탈질조에서 필요한 이론적 COD 농도(COD t i )를 식 (4.5)과 같이 나타낼
수 있다.
COD t i =
T K N i・E N ・f CN ・ ( 1 - ) ( 1 - )・R
( 1 + R ) - [ ( 1 - ) ( 1 - ) ( 1 - E N )・R ]
(4.5)
이5 3 ) 가 제시한 임계반송율을 구하는 식 (3.2)에서는 α와 β값을 0으로 가
정한 후 탈질조 유출수의 암모니아 농도에서 COD t i 를 구하는 방법을 제시하였
다. 그러나, 본 실험에서는 4.2절에서 언급된 바와 같이 질산화조에서 질산화
이외의 경로로 소모된 T KN 분율를 나타내는 변수 β가 unknow n과 세포합성
을 포함하여 30% 정도이므로 탈질조로 반송되는 질산화조 유출수의 N O - x - N
- 33 -
농도를 식 (4.3)으로 나타내고 변수 β를 0으로 가정하지 않고 식에 포함시켜
탈질시 필요한 COD t i 를 나타내는 식 (4.5)를 유도하였다.
식 (4.5)에서 유입수 COD (COD i )중에서 biodegr adable COD의 분율을 fb 라
고 하면 COD t i ・fb 가 COD t i 보다 높아야 탈질시 유기물이 부족하지 않게 된다.
따라서 식 (4.5)의 COD t i 에 COD t i ・fb 를 대신 대입하여 반송율 R에 대하여 정
리하면 식 (4.6)과 같이 탈질시 요구되는 만큼의 유기물을 공급하게 되는 임계
반송율(R c )을 구할 수 있다.
Rc =
[ T K N i ・E N ・f CN ( 1 -
) (1-
COD t i ・f b
) - COD t i ・f b ( 1 - ( 1 -
) (1-
) ( 1 - E N )) ]
(4.6)
질산화 분율(E N )을 1로 가정하고 α를 1 보다 매우 적은 값으로 가정하면
식 (4.6)은 식 (4.7)로 요약될 수 있으며, 식 (4.7)에서 유입수의 COD t i ・fb 와
T KN i 를 각각 C와 N으로 나타내어 식 (4.8)로 단순화시킬 수 있다.
Rc =
COD t i・f b
[ T K N i ・f CN ( 1 - ) - COD t i ・f b ]
(4.7)
Rc =
C
[ N ・f CN ( 1 -
(4.8)
) -
C]
식 (4.8)을 이용하여 C/ N비와 β값의 변화가 임계반송율에 미치는 영향을
파악하기 위하여 C/ N비는 0에서 2까지 그리고 β는 0에서 0.35까지 변화시키
면서 R c 를 구한 결과를 F ig . 4.14에 나타내었는데, C/ N비와 β값이 커질수록
임계반송율(R c )이 증가하는 경향을 나타낸다. 이는 C/ N비가 커질수록 탈질에
이용될 수 있는 유기물이 많아지므로 질산화조에서 탈질조로 반송되는 질산성
- 34 -
질소의 부하가 증가하더라도 어느 정도 대처가 가능함을 의미하며, β가 커지
는 것은 질산화조에서의 unkn ow n 및 세포합성되는 질소가 증가하는 것을 의
미하므로 탈질조로 반송되는 질산성 질소 부하량이 감소하게 되어 조금 더 높
은 반송율에서도 탈질이 가능함을 의미한다.
Fig. 4.14 Effects of C/N ratio on theoretical Rc at various β
이론적 임계반송율을 계산하기 위하여 유입수의 C/ N비, 3.7의 F C N 그리고
unkn ow n과 세포합성에 쓰인 비율을 포함한 β를 식 (4.8)에 대입하여 계산한
결과 1 및 1.5의 C/ N비에서 임계반송율은 각각 0.61 및 1.42로 계산되었다.
실험결과를 상호 비교하기 위하여 본 연구의 실험결과로부터 각 반송율에
서 탈질조 유입수의 T COD C r 을 도시하고 반송되는 질산염부하에 따른 F C N 값
을 3.7로 가정하여 이론적으로 탈질에 필요한 T COD C r 을 F ig . 4.15와 F ig . 4.16
에 나타내었다. 임계반송율은 탈질에 필요한 유기물이 부족한 시점을 의미하므
로 두 경우가 일치할 때의 반송율을 임계반송율로 판단하였는데, 임계반송율은
1과 1.5의 C/ N비에서 각각 0.6 및 1.28이었으며, 식 (4.8)에 의한 임계반송율
0.61 및 1.42와 근사하였다.
- 35 -
Fig. 4.15 Determination of critical recycle ratio at C/N=1
Fig. 4.16 Determination of critical recycle ratio at C/N= 1.5
- 36 -
4 .5 알칼리도
생물학적 질산화는 알칼리도를 소비하는 반응이지만 종속영양탈질은 알칼
리도를 생성하는 반응이다. 식 (2.5)와 식 (2.7)에 의하면 이론적으로 1 g의
NH 4 + - N이 질산화될 때 7.14 g의 알칼리도가 소비되며, 유기물로 메탄올을 사
용할 때 1 g의 N O 3 - - N가 탈질되면 3.57 g의 알칼리도가 생성된다. 본 연구에
사용된 무산소/ 호기 생물막 공정은 질산화된 폐수가 탈질조로 반송되어 알칼
리도가 생성되므로 유입수의 알칼리도 보충량은 감소하게 된다. 본 연구에서는
반송율에 따른 알칼리도 보충량을 식 (3.1)에 의하여 계산하였으며, 각 반송율
에서 유입수, 탈질조 유출수, 그리고 질산화조 유출수의 평균 알칼리도, 그리고
탈질조와 질산화조에서의 알칼리도 증감분을 T able 4.2에 나타내었다.
Table 4.2 Average Alkalinity at Various C/N Ratios and Recycle Ratios
Recycle
ratio
ratio
Influent
0.2
1
1.5
△Alkalinity (m g/ L )
Alkalinity (m g/ L )
C/ N
Anoxic
Aerobic
Anoxic
A erobic
effluent
effluent
react or
react or
3,248
2,957
265
206
2,692
0.37
3,082
2,573
339
232
2,234
0.5
2,919
2,280
269
245
2,011
0.68
2,738
1,957
218
257
1,757
0.37
3,048
2,520
306
213
2,214
0.5
2,890
2,279
237
276
2,042
0.68
2,802
2,065
301
275
1,764
0.9
2,630
1,810
276
248
1,434
1.3
2,520
1,476
216
258
1,260
1.8
2,325
1,342
367
276
975
T able 4.2에 의하면 식 (3.1)로 계산된 알칼리도를 유입수에 보충시켰을
때 탈질시 생성된 알칼리도에 의하여 질산화조에서 알칼리도는 부족하지 않았
- 37 -
다. F ig . 4.17과 F ig . 4.18에 반송율을 증가시켰을 때 탈질조에서 N O3 - - N 1 g
이 탈질될 때 생성되는 알칼리도와 질산화조에서 NH 4 + - N 1 g이 소모될 때 요
구되는 알칼리도를 각각 나타내었다.
Fig. 4.17 △Alkalinity/△NO3 - -N ratio in denitrification reactor
Fig. 4.18 △Alkalinity/△NH4 + -N ratio in nitrification reactor
- 38 -
탈질조에서 N O3 - - N 1 g이 탈질되었을 때 생성된 알칼리도는 평균 3.26 g
으로 이론적인 값 3.57 g보다 약간 낮은 값을 나타내었으며, 질산화조에서
NH 4 + - N 1 g이 질산화되었을 때 소모된 알칼리도의 양은 7.19 g으로 이론적인
값 7.14 g보다 약간 높은 값을 나타내었다.
탈질- 질산화 공정에서 유입수의 알칼리도는 질산화에 필수적이며, 알칼리
도의 보충이 필요한 경우 공정의 경제성을 위하여 보충량을 예측하여야 한다.
이5 3 ) 가 제시한 유입수의 알칼리도와 T KN 농도로부터 질산화시 알칼리도가 부
족하지 않은 반송율을 나타내는 식 (4.9)를 식 (4.8)과 관련시키면 식 (4.10)과
같이 나타낼 수 있다.
7 . 14 R
Ai
Ni
(4.9)
Ai
- 3 . 57
Ni
7 . 14 -
Ai
Ni
Ai
- 3 .57
Ni
R
C
[ N ・f CN ( 1 -
) -
C]
(4.10)
식 (4.10)은 탈질- 질산화 공정에서 유입수의 알칼리도, 질소, 그리고 유기
물 농도로부터 탈질이 완전히 일어날 수 있는 반송율의 범위를 나타내며, 이를
이용하여 탈질- 질산화 공정의 경제적인 운전범위를 정할 수 있다.
- 39 -
5장 결론
유입수의 C/ N비가 1 및 1.5인 합성폐수를 플라스틱 매질로 충전된 고정상
탈질반응조와 활성탄 유동상 형태의 질산화반응조로 구성된 무산소/ 호기 생물
막 공정으로 처리하는 실험을 실시하여 다음과 같은 결론을 얻었다.
1. 유기물 제거효율은 모든 반송율에서 94% 이상이었으며, 반송율에 의하여
크게 영향을 받지 않았는데, 이는 탈질조와 질산화조에서 소비되는 유기물
간의 비가 달라진 뿐 최종 유출수 농도는 일정하기 때문이다.
2. 임계반송율에서 질산화조의 질소수지를 따진 결과 1과 1.5의 유입수 C/ N비
에서 각각 22.6% 및 22.3%의 차이를 보였는데, 이는 질산화조의 생물막 내
부에 존재하여 측정되지 않은 질소와 생물막 내부에 발달한 무산소 및 혐기
성 영역에서의 탈질반응에 의한 것으로 판단된다.
3. 유입수의 유기물만으로 탈질이 가능한 임계반송율은 C/ N비 1에서 0.6 그리
고 C/ N비 1.5에서는 1.28이었다.
4. 유입수의 C/ N비로부터 임계반송율을 구할 수 있는 식을 유도하여 계산한
결과 임계반송율은 1과 1.5의 유입수 C/ N비에서 실험에 의한 임계반송율과
유사한 0.61 및 1.42로 각각 나타났다.
5. 반송율이 증가함에 따라 T N 제거효율은 향상되었으며, 1과 1.5의 유입수
C/ N비에서의 임계반송율에서 T N제거효율은 각각 53.4% 및 69.1%로 추정
되었다.
- 40 -
6. 질산화조의 T KN 부하는 평균 1,147 g T KN/ m 3 - d, T KN 제거율은 1,143 g
T KN/ m - d로, 유입된 T KN의 99% 이상이 제거되었다.
3
7. 반송율이 증가하여 탈질조의 질산염 부하가 증가함에 따라 탈질속도도 점차
증가하였다. 무산소조의 최대 질산염 부하는 유입수의 C/ N비 1.5에서 반송율
1.8에서 197.6 g
N O3 - - N/ m 3 - d이었으며 이 때 최대 탈질율은 173.5 g
NO3 - - N/ m 3 - d 이었다.
8. 탈질조에서 N O 3 - - N 1 g이 탈질될 때 생성된 알칼리도는 이론값인 3.57 g보
다 낮은 3.26 g이었으며, 질산화조에서 NH 4 + - N 1 g이 질산화될 때 소모된
알칼리도는 이론값인 7.14 g보다 약간 높은 7.19 g이었다.
- 41 -
참고문헌
1) Jeris , J. S ., Ow ens , R. W ., Hickey , R. and Flood, F ., “Secondary treatm ent
and nitrogen rem oval using biological fluidized bed technology ,” P r oc. of
the A nn ual Conf eren ce of the W a ter P ollution Con trol F ed era tion (1975).
2) Cooper , P . F . and William s, S . C., “High - rat e nitrification in a biological
fluidized bed,”W a t. S ci. T ech., 2 2 (1/ 2), pp. 431～442 (1990).
3) Iw ami, N., Im ai, A ., Inam ori, Y. and Sudo, R., “T reatm ent of landfill
leachat e cont aining refract ory organics and amm onium nitrogen by the
microorganism - att ached activ ated carbon fluidized bed proces s”, W a t. S ci.
T e ch ., 26 (9/ 11), pp. 1999～2002 (1992).
4) T urk, O. and Mavinic, D. S ., “Selective inhibition : a novel concept for
removing nitrogen from highly nitrogenou s w astes ,” E nv. T echn ol. L e tt.,
8 , p. 419 (1987).
5) Abeling ,
U.
and
Seyfried,
C.
F .,
“Anaerobic- aerobic
treatm ent
of
high - strength amm onium w astew ater - nitrogen rem oval via nitrit e,”W a t.
S ci. T ech., 26 , pp. 1007～1015 (1992).
6)
v an de Graaf, A . A ., Mulder , A ., de Bruijn , P ., Jett en , M . S . M .,
Robert son , L. A . and Kuenen , J . G., “Anaerobic oxidation of amm onium is
a biologically mediated process,” A pp l. E nv iron. M icrobiol, 6 1 (4), pp. 124
6～1251 (1995).
7) Strou s, M ., van Gerven, E ., Kuenen, J . G. and Jett en, M ., “Effect s of
aerobic
and
microaerobic
conditions
on
anaerobic
amm onium - oxidizing
(Anamm ox ) sludge,” app l. E nv iron. M icrobiol, 63 (6), pp. 2446～2448 (1997).
8) Koenig , A . and Liu , L. H .,
Aut otrophic denitrification of landfill leachat e
u sing elem ental sulphur ,”W a t. S ci. T e ch ., 3 4 (5- 6), pp. 469～476 (1996).
- 42 -
9) Zhang,
T.
C.
and
Lampe,
D.
G.,“Sulfur
:
limest one
aut otrophic
denitrification processes for treatm ent of nitrate - contanim at ed w ater : bat ch
experim ent s ,” W a t. R es . 3 3 (3), pp. 599～608 (1999).
10) Pa st eur , L.,“Etudes sur les mycoderm es, role de ces plantes dans la
ferment ation acetique,”Com p tes R en d us d e l ' A cad em ie d es S cien ces ,
P ar is , 54, pp. 265～270 (1862).
11) Schloesing, T . and Munt z, A .,“Recherches sur la nitrification par les
fem ent s organises,”Com p tes R end us d e l 's A cad em ie d es S ciences , P ar is ,
8 5 , pp. 892～895 (1877a ).
12) Winogradsky , S .,“Recherches sur les organism es de la nitrification,”
A nnales d e l 'I ns titut P as te ur , 4 , pp. 213～231 (1890a ).
13) Randall, C. W . and Buth, D.,“Nitrite build- up
in
activ ated
sludge
resulting from temperature effect s ,” J W P CF , 5 6 , pp. 1039～1044 (1984).
14) McCarty . P . L.,“T herm odynamics of biological synthesis and growth,”
P roce ed ing s of the 11 th I n t. Conf . on W a ter P ollu t. R es ., T okyo, Japan ,
pp. 169～199 (1964).
15) Wiesmann, U.,“Biological nitrogen removal from w astewater,” A dvances in
B iochem ical E ng in eering/ B iotechnology , Fiechter, A. ed., Springer- Verlag,
Berlin, Germany, 5 1, pp. 113～154 (1994).
16) Rhem , H . J . and Reed, G., Microbial degradation , B iotech. B ioeng ., 8 (2),
p. 68 (1986).
17) Haug, R. T . and McCarty, P . L., N itrif ication w ith the s ubm erg ed f ilter ,
Report
Prepared
by
the
Department
of
Civil
Engineering,
Stanford
Univer sity , U.S .A . (1971).
18) Podu ska, R. A . and Andrew s, J . F ., “Dynamics of nitrification in the
activ ated sludge proces s,” P r oce ed ing s
of
the 30th I n d us tr ial W as te
Conf er en ce , Purdue Univer sity , Ann Arbor Science, p. 1005 (1975).
- 43 -
19) U.S .A . EPA , M an ual N itr og en Con tr ol, W ashington, D.C. (1993).
20) Stankewich, Jr ., M . J .,“Biological
oxygenation
proces s,”
P roce e d ing s
nitrification
of
the
with
2 7th
the
high
I nd us trial
purity
W as te
Conf er en ce , Purdue University , Lafayett e, pp. 1～23 (1974).
21) Hanaki, K., W atanabe, C. and Ohgaki, S .,“Nitrification at low levels of
dissolved oxygen with and without organic loading in a suspended- growth
react or ,” W a t. R es ., 24 , p. 297 (1990).
22) Sawyer , C. N ., “T he influence of nutrition in det ermining activat ed sludge
characteristics.” J . of S ewag e W ork s , 12 (1), pp. 3～17 (1940).
23) Gayon , U. and Dupetit , G., “Recherches sur la reduction des nitrat es par
les infinem ent petit s,” M em oir es d e la S ociété d es S cien ces P hy s iq ues e t
N a turelles d e B ord ea ux , S e r 3 , 2 , pp. 201～307 (1886).
24) Alexander , M ., I n tr od uction to S oil M icr ob iolog y , John Wiley & Son s Inc.,
New York (1961).
25) Benefield, L. D. and Randall, C. W ., B iolog ical P rocess D es ig n f or
W as tewa te r T r ea tm en t, Prentice- Hall Inc., Englew ood Cliffs , N. J ., pp.
43～54 (1980).
26) Bisogni, Jr ., J . J . and Driscoll, Jr ., C. T .,“Denitrification u sing thiosulfat e
and sulfide,”
J ournal
of
th e
E n v ir onm en tal
E ng in e ering
D iv is ion ,
P roce ed ing s of the A m erican S ocie ty of Civ il E ng in e e rs , 103 , pp. 593～604
(1977).
27) Lampe, D. G. and Zhang, T . C., “Evaluation of sulfur - based aut otrophic
denitrification,” P r oce ed ing s of the 1996 H S R C/ W E R C J oin t Conf e ren ce
on the E nv ir onm en t, Albuquerque, New Mexico, May 21 (1996).
28) v an Benthum , W . A . J ., Garrido, J . M ., Mathij ssen, J . P . M ., Sunde, J ., van
Loosdrecht ,
M.
C.
M.
and
Heijnen,
J.
J .,“Nitrogen
rem oval
in
int ermittently aerat ed biofilm airlift react or ,”J . of E nv ir on. E ng ., 124 (3),
- 44 -
pp. 239～248 (1998).
29) van Benthum , W . A . J ., Derissen, B. P ., van Loosdrecht , M . C. M . and
Heijen, J. J ., “Nitrogen rem ov al using nitrifying biofilm growth and
denitrifying
suspended
growth
in
a biofilm
airlift
suspen sion
react or
coupled with a chemost at ,” W a t. R es ., 3 2 (7), pp. 2009～2018 (1998).
30) Canziani R., Vism ara R., Basilico D. and Zinni L,“Nitrogen rem oval in
fix ed- bed submerged biofilters without backw ashing,” W a t. S ci. T e ch .,
4 0 (4- 5), pp. 145- 152 (1999).
31) Lloyd, D., Boddy , L. and Davies, K. J . P ., “Per sist ence of bacterial
denitrification capacity under aerobic condition : the rule rather than the
ex ception ,” F E M S M icrob iolog y E colog y , 4 5 , pp. 185～190 (1987).
32) Rittmann , B. E . and McCarty , P . L.,“Model of steady
st at e biofilm
kinetics,” B iote chn ol. an d B ioeng ., 2 2 , p. 2243 (1980).
33) William son, K. J . and McCarty , P . L., “A m odel of substrat e utilization
by bact erial film ,”J W P CF , 4 8 (1), pp. 9- 24 (1980).
34) Strand, S . E ., “Model of ammonia and carbon oxidation in biofilm ,” J .
E n v iron. E ng ., A S CE , 1 12 (4) p. 785 (1986).
35) Meunie, A . D. and William son, K. J.,“Packed bed biofilm reactor s :
simplified m odel,” J . E n v iron . E ng ., A S CE , 107 (2), p. 307 (1981).
36) Kinner , N . E . and
Eighmy , T . T .,“Biological fix ed- film
sy st em s,”
J W P CF , 5 9 (6), p. 395 (1987).
37) Lemmer, H ., Zaglauer , A .
and
Met zner , M ., “Denitrification
in
a
m ethanol- fed fix ed- bed react or . P art 1: Phy sico- chemical and biological
characterization,” W a t. R es . 3 1 (8), pp. 1897- 1902 (1997).
38) Oh , J . I., Yoon , S . M . and P ark , J . M .,“Denitification in subm er ged
biofilt er s of concentrat ed - nitrat e w a st ew at er ,” P r oce ed ing s of 1s t W orld
W a te r Cong r es s of the I n terna tional W a ter A s s ocia tion (I W A ), Book 3,
- 45 -
pp. 170- 176 (2000).
39) Chui, P . C., T erashim a, Y., T ay , J . H . and Ozaki, H .,“W ast ew at er
treatm ent
and
nitrogen
rem ov al
u sing
subm erged
filt er
sy st em s,”
P r oce e d ing s of 1s t W orld W a ter Cong res s of the I n terna tional W a ter
A s s ocia tion (I WA ), Book 3, pp. 177- 184 (2000).
40) Cooper , P . F ., “T he use of biological fluidized beds for the treatm ent for
dom estic and indu strial w ast ew at er s,” T h e Chem ical E ng in e e ring , 8 (5),
pp. 373～378 (1981).
41) Am ant , P . P . and McCarty , P . L., “T reatm ent of high nitrat e w at er s,”
JA W WA , 6 1 (6), pp. 659～662 (1969).
42) Jeris , J . S ., Beer , C. and Muller , J . A ., “High rat e biological denitrification
using a granular fluidized bed,” J W P CF , 4 6 (9), pp. 2118～2128 (1974).
43) Jeris,
J.
S.
and
Ow ens ,
R.
W .,“Pilot - scale,
high - rate
biological
denitrification ,” J W P CF , 47(8), pp. 2043～2057 (1975).
44) Hirat a, A ., Hosaka, Y. and Um ezaw a , H ., “Biological treatm ent of w at er
and w astew ater in three - phase fluidized bed,”P roc. W orld Cong r es s Ⅲ
Chem . E ng ., pp. 556～559 (1986).
45) Jeris , J . S . and Ow ens, R. W ., “Biological fluidized- bed treatm ent for
BOD and nitrogen rem oval,” J W P CF , 4 9 (5), pp. 816～831 (1977).
46) Iw ami, N., Imai, A ., Inam ori, Y. and Sudo, R., “T reatm ent of landfill
leachat e containing refract ory organics and amm onium nitrogen by the
microorganism - attached activat ed carbon fluidized bed process ,” W a t. S ci.
T ech., 26 (9- 11), pp. 1999～2002 (1992).
47) 조광명, 배재호, 변종각, 박수영, 유동상 생물학적 활성탄 반응조의 개발에
관한 연구, 한국환경과학연구협의회 (1993).
48) Shieh, W . K. and Chun, T . L., “Perform ance and kinetics of aerated
fluidized bed biofilm reactor ,” J E E D , A S CE , 1 15 (1), pp. 65～79 (1989).
- 46 -
49) 김동석, 박영식, 박경기, 송승구, “유동층 생물막 반응기(IF BBR )에서 유기
물 부하 변동에 따른 생물막 성상의 변화,” 대한환경공학회지, 16 (8), pp. 943
～952
(1994).
50) 이정수, 김환기, “간접포기식 유동상법에 의한 폐수처리 특성에 관한 실험적
연구,” 대한토목학회논문집, 14 (2), pp. 367～378 (1994).
51) Characklis, W . G., “F ouling biofilm developm ent : A process analy sis,”
B iotechn ol. & B ioeng ., 23 (7), p. 1923 (1981).
52) Shieh , W . K. and Keenan , J . D., “Fluidized bed biofilm react or for
w astew ater treatm ent ,” A d van ces in B iochem ical E ng . B iotech., 33, pp. 13
1～169 (1986).
53) 이관용, 생물막 무산소/ 호기 공정에 의한 침출수 처리시 수리학적 체류시간과
재순환율이 유기물 및 질소 제거효율에 미치는 영향, 인하대학교 석사학위논문
(1999).
54) McCarty , P . L., Beck, L. and Am ant , P . S .,“Biological denitrification of
w ast ew at er by addition of organic m at erials ,”P roce e d ing s of
the 24 th
I n d us trial W as te Conf er en ce , Purdue Univer sity , Lafayette, Ind., p. 1271
(1969).
55) APHA , S tan dard M e thods f or the E xam ina tion of W a ter an d W as tewa ter ,
20th E d., W ashington D.C., USA (1998).
56) 환경부 고시 제 96- 32호, 수질환경오염공정시험법 (1996).
57) Nobuyuki, K., “폴리에틸렌 連通氣泡體 충전 생물여과법에 의한 질소제거,”
첨단환경기술, p. 59 (1995.7).
58) F ocht , D. D. and Chang, A . C.,“Nitrification and denitrification proces ses
related w ast ew at er treatm ent ,” A d v . A p p l. M icrobiol., 19 , pp. 153～186
(1975).
- 47 -