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ISSN : 2288-9167(Print)
ISSN : 2288-923X(Online)
Journal of Odor and Indoor Environment Vol.23 No.2 pp.131-147
DOI : https://doi.org/10.15250/joie.2024.23.2.131

Characteristics and management of odors emitted from wastewater treatment plants: (2) Odor control technologies

Kyung-Suk Cho1,2*
1Department of Environmental Science and Engineering, Ewha Womans University
2Center of SEBIS (Strategic Solutions for Environmental Blindsponts in the Interest of Society), Ewha Womans University
* Corresponding Author: Tel: +82-2-3277-2393 E-mail: kscho@ewha.ac.kr
21/05/2024 20/06/2024 20/06/2024

Abstract


This paper aims to review the odor removal performance and operating parameters of pilot and full-scale chemical scrubbers, bioscrubbers, biofilters, and biotrickling filters for odor control in wastewater treatment plants. Based on the performance of full-scale facilities installed in wastewater treatment plants, empty-bed residence times were the shortest for bioscrubbers (7.5±2.5s), followed by chemical scrubbers (20±8.1s), biotrickling filters (22.2±26.2s), and biofilters (48±30s). The removal efficiencies of complex odors by biofilters, biotrickling filters, bioscrubbers, and chemical scrubbers were 97.7±1.9%, 87.7±15.6%, 89.0±9.0%, and 70.0%, respectively. The investment cost was the lowest for biofilters, followed by biotrickling filters, bioscrubbers, and chemical scrubbers. In addition, the operating costs of these deodorization technologies were in the following order: biofilters < bioscrubbers and biotrickling filters < chemical scrubbers. However, most studies on odor control for wastewater treatment processes have been conducted on a laboratory scale with model odors (single odorous compound or mixtures of 2-3 odorous compounds). Therefore, field research to develop deodorization technologies for wastewater treatment plants should be more actively conducted to accumulate data for the design and operation of full-scale deodorizing systems.


Adsorption , Scrubber , Biofilter , Biotrickling filter , Odor control , Wastewater treatment process

하폐수 처리장 악취 특성 및 관리 : (2) 악취 저감 기술

조 경 숙1,2*
1이화여자대학교 환경공학과
2이화여자대학교 환경블라인드스팟연구센터

초록

    © Korean Society of Odor Research and Engineering & Korean Society for Indoor Environment. All rights reserved.

    1. 서 론

    물은 모든 생명체를 구성하는 주요 성분이자 생명 현상을 유지하는데 필수적인 요소이다(Liu and Yang, 2012;Catley-Carlson, 2019). 산업혁명 이후 인구의 기하급수적 증가, 도시화, 오염물질 증가 및 기후변화로 인해 이용 가능한 수자원은 점점 부족해 지고 있다 (Vörösmarty et al., 2000). 하폐수 처리시설은 오염물질을 제거하여 오염된 하폐수에 의한 수자원 및 수생태계의 오염을 방지하는 기능뿐 아니라, 수자원을 재생하는 기능을 하고 있다(Shannon et al., 2008;Li et al., 2020). 그런데, 하폐수 처리과정에서 악취가 배출되는데, 이러한 악취는 처리장에서 일하는 근무자 뿐 아니라 주변 지역의 주민들에게 불쾌감과 보건위생학적 문제를 야기할 수 있다(Lewkowska et al., 2016;Cho, 2024). 따라서, 악취 관리는 하폐수처리장의 설계 및 운영에 있어서 중요한 우선 순위가 되고있다(Estrada et al., 2011;Estrada et al., 2012).

    하폐수 처리장에서 검출되는 악취 종류와 농도는 처리장에 유입되는 하폐수 성상에 영향을 많이 받으나, 슬러지 처리 공정의 악취농도는 수처리 공정에 비해 더 높은 경향이 있다(Ko et al., 2012;Jiang et al., 2017;Cho, 2024). 악취의 화학적 정보와 후각적 정보를 동시에 제공하는 하폐수 처리 공정별 odor wheels을 분석한 결과, 하폐수 처리 전공정에 걸쳐 가장 자주 검출되고 악취 기여도가 높은 물질은 황화계 악취이었다(Jiang et al., 2017;Cho, 2024). 또한, p-cresol과 geosmin 등 은 기기분석법으로는 검출되지 않지만, 후각적으로는 감지되는 악취 물질이었다(Fisher et al., 2018;Cho, 2024).

    하폐수 처리장에 적용할 수 있는 가장 간단한 악취 관리 방법은 주변 지역에 대한 악취 영향을 최소화하고 대기 중 악취 희석을 촉진하기 위해서 나무를 식재하거나 완충지대 설치 등 수동적 장벽을 활용하는 방법이다 (Estrada et al., 2015). 그런데 이 방법의 효과는 매우 제한적이며 바람의 방향이나 세기에 따라 전혀 효과가 없을 수 있다(Estrada et al., 2015). 악취가 많이 배출되는 설비나 공정에 마스킹제나 중화제를 살포하여 악취로 인한 불쾌감을 줄일 수 있지만, 마스킹제나 중화제에 의한 악취 저감 효과에 대한 과학적인 정보는 매우 부족하며, 이들을 살포한 후 악취 강도가 오히려 증가할 수도 있다(Decottignies et al., 2007). 따라서, 하폐수 처리장에서 악취를 효율적으로 관리하기 위해, 발생하는 악취를 포집해서 처리하는 사후 처리 기술(end-of-pipe technologies)이 이용되고 있다(Estrada et al., 2015).

    사후 처리 기술은 크게 물리적 기술, 화학적 기술과 생물학적 기술로 분류된다(Estrada et al., 2015;Cho and Ryu, 2023). 물리적 기술은 활성탄 등과 같은 악취를 흡착할 수 있는 흡착제를 이용하는 방법으로, 적절하게 운영 및 유지 관리하면 악취 저감 효율이 높고 안정적인 편이나, 흡착제 교체 및 재생 등으로 인해 운영 비용이 고가인 문제가 있다(Alfonsín et al., 2015). 화학적 기술은 산성이나 염기성 약품을 이용하여 중화 처리하는 방법으로, 약품 사용으로 인해 운영 비용이 소요되고, 폐수를 처리해야 하는 문제가 있다(Alfonsín et al., 2015). 생물학적 기술은 물리화학적 기술에 비해 운전 비용이 경제적이고 환경친화적인 방법이지만(Xie et al., 2009;Lebrero et al., 2012;Li et al., 2013), 장치가 상대적으로 크기 때문에 설치 장소가 많이 필요하는 등 초기 투자비용이 많이 소요되는 문제가 있다(Estrada et al., 2011;Estrada et al., 2012;Prado et al., 2009). 물리적 기술인 흡착법은 저농도 악취를 처리하기에 적합한 방법이므로, 하폐수 처리장에서 배출되는 악취를 화학적 기술 혹은 생물학적 기술로 1차 처리 후, 저농도 악취를 흡착법으로 처리하는 방법이 많이 활용되고 있다.

    본 논문에서는 흡착법에 사용되는 흡착제 특성을 정리하고, 하폐수 처리장의 악취 저감을 위해 설치한 파일롯 혹은 실규모 화학적/생물학적 탈취 기술에 의한 악취 제거 성능 및 장단점을 고찰하였다. 또한, 화학적/ 생물학적 탈취 기술의 체류시간, 악취 및 휘발성유기화 합물(volatile organic compounds, VOCs) 제거 성능을 비교 평가하고, 설치 비용과 운전 비용을 비교하였다.

    2. 흡착법에 의한 하폐수 처리장 악취 저감

    하폐수 처리장에서 배출되는 악취를 물리적으로 제거하는 방법은 흡착제을 이용한 흡착법이다. 활성탄(activated carbon, AC), 비산재(fly ash), 폴리머(polymers), 탄소 코팅 폴리머(cabon-coated polymers), 세라믹(ceramics), 마이크로 및 메조 다공성 물질(micro- & mesoporous materials), 금속 유기체(metal organic frameworks), 천연 제올라이트(natural zeolites) 및 합성 제올라이트(synthetic zeolites)를 포함한 다양한 종류의 흡착제가 개발되었다(Gil et al., 2014;Ren et al., 2019). 흡착제의 악취 흡착 성능을 좌우하는 주요 3가지 요소는 비표면적, 기공 구조 및 표면 화학 작용기이다(Ren et al., 2019). 또한, 악취 흡착능 이외에 포화된 흡착제의 재생 효율, 비용 및 내구성 등과 같은 인자도 흡착제 선정 시 고려해야 할 중요 인자이다(Aziz and Kim, 2017;Ren et al., 2019).

    가장 일반적으로 이용되는 흡착제는 AC인데, AC의 기공은 크기에 따라 거대기공(macropore, 반경(r) >25 nm), 메조기공(mesopore, r = 1-25 nm), 마이크로기공(micropore, r = 0.4-1 nm) 및 서브-마이크로기공(sub-micropore, r < 0.4 nm)으로 구분된다(Henning and Schäfer, 1993). 악취를 비롯한 가스상 오염물질 제거에 활용되는 AC는 virgin AC, 함침(impregnated) AC, 물-재생(water-regenerative) AC 및 황 선택(sulfurselective) AC 등의 종류가 있는데, 하폐수 처리장의 악취 제거에 주로 사용되는 AC는 virgin AC와 함침 AC 이다(Graham, 2006;Shammay et al., 2016, Table 1). Virgin AC는 석탄, 이탄(peat) 또는 코코넛 껍질과 같 은 고체 탄소 기반 재료를 중~고온 열처리(280-800℃)를 통해 AC의 나노 다공성 구조를 만들어서 제조한다. Virgin AC는 알칼리성 수산화물, 염, 금속 산화물, 중화제 또는 산화제와 같은 다양한 화학 물질을 사용하여 AC를 개질 할 수 있다. 수산화칼륨 혹은 수산화나트륨과 같은 알칼리성 용액에 함침시켜 제조한 AC는 황 화수소를 원소 황으로 산화할 수 있으며, 황화계 악취의 산화 능력이 virgin AC에 비해 우수하다(Menéndez- Díaz and Martin-Gullón, 2006;SWC, 2011;Shammay et al., 2016). 이는 수산화칼륨과 수산화나트륨은 대기 중 이산화탄소와 반응하여 탄산염을 형성하여 황화수소 제거를 촉진하기 때문이다(Ren et al., 2019). 물-재생 AC는 고온, 무산소 조건에서 석탄 숯에 아민계 화합물을 첨가햐여 제조하는데, 황화수소를 황산으로 산화하는 능력이 우수하다(Shammay et al., 2016). 황-선택 AC는 virgin AC에 황산구리 또는 아세트산납과 같은 중금속 산화물을 첨가하여 제조한 AC로 황화계 악취 물질을 원소 황으로 산화할 수 있으나, 중금속을 함유하고 있어 실제로 활용된 사례는 없다(Shammay et al., 2016;Ren et al., 2019).

    비탄소성 흡착제 중에서 과망간산칼륨이 함침된 활성 알루미나도 황화수소의 산화 제거에 사용되었다 (Stuetz and Frechen, 2011). 하수슬러지를 탄화하여 제조한 흡착제 개발도 진행되고 있는데, Yang et al. (2017)은 메틸메르캅탄(methanethiol MT)의 흡착 용량(259.9 mg/g)이 우수한 하수슬러지 기반 AC를 개발 하였다.

    흡착제에 의한 악취의 흡착 반응 기작은 완전히 밝혀지지 않았지만, 악취 흡착은 다음의 단계로 진행되는 것으로 보고되고 있다(Bamdad et al., 2018;Ren et al., 2019). (1) 악취 가스의 흡착제 기공 안으로 이동, (2) 흡 착제 기공 안에서 악취 물질이 활성 부위로 이동, (3) 반 데르 발스 힘(Van der Waals forces)을 통해 악취 물질이 활성 부위(active site)에 흡착, (4) 악취 물질의 반응 생성물 형성, (5) 활성 부위로부터 반응 생성물의 탈착, (6) 반응 생성물의 흡착제 기공 혹은 표면으로 이동.

    AC 흡착법은 AC 흡착제를 정기적으로 교체해야 하고, 폐흡착제 재생 및 유해 폐기물 처분 비용이 들기 때문에, 악취 저감 기술 중에서 운영 비용이 가장 많이 소요되는 것으로 평가되고 있다(Estrada et al., 2011;Ren et al., 2019).

    3. 세정법(약액세정법, 생물세정법)에 의한 하폐수 처리장 악취 저감 사례

    하폐수 처리장에서 배출되는 악취를 화학적으로 제거하는 대표적인 방법은 악취를 액상으로 용해하여 중화 혹은 산화하여 처리하는 약액 세정법이다 (Zarra et al., 2019;Senatore et al., 2021). 약액 세정 법에서 주로 사용되는 약품은 차아염소산염과 가성소다인데(Ren et al., 2019), 이외에 과산화수소도 사용될 수 있는데 과산화수소는 염기성 수용액에서 불안 정하고 MT 제거효율이 낮은 문제가 있다(Charron et al., 2004;Ding et al., 2013). 과산화수소와 유사한 구조를 가지지만 산화-환원전위가 과산화수소보다 강한 peroxymonosulfate(PMS)가 악취 산화제로 제안되었다(Couvert et al., 2006).

    하폐수 처리장의 악취 제거를 위한 파일롯 혹은 실규모 약액 세정법에 의한 악취 제거성능을 평가한 결과를 Table 2에 정리하였다. 미국의 도시하수 처리장의 슬러지 저장탱크에서 배출되는 악취를 차아염소산염과 가성소다 용액을 이용한 약액 세정법으로 처리한 결과, 황화수소 제거효율은 90-99%이었다(Gao et al., 2001). 프랑스의 하폐수 처리장에서 차아염소산염 용액을 이용한 약액 세정법으로 악취를 처리하여 90% 이상의 황화수소 제거효율을 얻을 수 있었다(Biard et al., 2009). Kerc and Olmez (2010)는 튀르키예 이스탄불에 있는 하폐수 처리장 악취를 오존을 주입한 가성소다을 이용한 세정법으로 처리한 결과, 황화수소를 99% 이상 제거 가능함을 보고하였다. 오만의 하수 처리장에서 약액 세정법으로 65-170 ppm의 황화수소를 함유한 폐가스를 유량 1605,450 m3/h 조건에서 처리한 결과, 황화수소 제거효율은 80-96%(평균 90.2%) 이었다(Baawain et al., 2019).

    약액 세정법은 산성부터 염기성 악취까지 폭넓게 악취를 처리할 수 있으며, 온도 영향을 덜 받는다는 장점이 있으나, 소수성 VOCs 제거효율이 매우 낮다는 문제가 있다(Ren et al., 2019). 또한, 약품비 등 운전 비용이 많이 소요되고(전체 운전 경비의 69% 정도 차지), 화학적 부식이 발생하기 때문에 주기적인 유지보수가 필요한 방법이다(Bindra et al., 2015;Senatore et al., 2021). 약액 세정법에서 일반적으로 사용되는 산화제인 NaClO는 인체 건강에 유해한 염소화 부산물을 형성하고 톡쏘는 냄새가 나는 hypochloric acid를 생성할 가능성이 있다(Wu et al., 2014;Yang et al., 2016). 또한, 약액 세정법은 다량의 약품 사용으로 인해 광화학적 산화제 형성, 인체 독성 및 생태 독성, 그리고 담수 부영양화 문제를 야기할 수도 있다(Alfonsín et al., 2015).

    생물세정법(bioscrubber)은 약품 대신 미생물 활성을 활용하여 악취를 제거하는 세정법으로, 파일롯 혹은 실규모 생물세정법에 의한 하폐수 처리장 악취를 처리한 결과를 Table 2에 정리하였다. 덴마크의 도시하수 처리장의 전처리 시설에 배출되는 악취를 활성슬러지를 미생물원으로 이용한 생물세정법으로 처리한 결과, 황화수소 제거효율은 99% 이었다(Hansen and Rindel, 2001). 미국 캘리포니아 Fountain Valley와 Huntington Beach에 있는 2개의 하폐수 처리장에서 생물세정법에 의한 악취 제거 성능을 평가하였다(Vitko et al., 2022). 황화수소, MT, 황화메틸(DMS) 및 이황화메틸(DMDS)의 제거효율은 각각 99.8%, 73.3-74.1%, 22.8-30.9% 및 65.9-67.5% 이었다.

    생물세정법에서 악취는 주로 흡수(absorption), 생분해(biodegradation) 또는 생물전환(biotransformation)에 의해 제거되는데, 이 중 생분해는 악취 제거에 있어 가장 주요한 기작이다(Barbusinski et al., 2017). 생물여과법 및 생물살수여과법에 비해 생물세정법은 pH와 영양물질 농도 조절이 용이하고, 압력손실이 적으며 설치 공간이 작게 필요한 장점이 있다(Ren et al., 2019). 또한, 바이오매스 성장으로 인해 담체가 막힐 위험이 없으며, 가스 유량 크고 높은 농도의 악취를 처리할 수 있으며, 악취 반응 부산물을 세척으로 제거하므로 반응기 내에 반응 부산물의 축적으로 인한 부작용이 발생할 위험성이 적다(Ren et al., 2019). 그러나 생물세정법은 물에 잘 용해되지 않는 악취 제거효율이 낮고, 초기 장치 설치비가 많이 소요되는 문제가 있다(Ren et al., 2019).

    4. 생물여과법에 의한 하폐수 처리장 악취 저감 사례

    생물여과법은 하폐수 처리장의 악취 처리를 위해 일반적으로 사용되는 생물학적 방법중 하나이다(Lebrero et al., 2011). 생물여과법에서 수분을 함유한 악취 가스는 미생물막이 형성된 담체(퇴비, 이탄, 나무껍질, 폴리 우레탄, 세라믹, 플라스틱 등)로 구성된 여과층을 통과하고, 악취 물질은 필터에 흡수되고 미생물에 의해 생분해된다(Ren et al., 2019;Cho and Ryu, 2023). 파일롯 규모 혹은 실규모 생물여과장치(biofilter)에 의한 하폐수 처리 악취 제거 성능을 평가한 결과를 Table 3 에 정리하였다. 미국의 도시하수처리장에서 퇴비를 담체와 미생물 접종원으로 이용한 생물여과장치를 이용하여 슬러지 저장탱크에서 배출되는 황화수소를 처리한 결과, 황화수소 제거효율은 95.9-99.8%로 매우 우수하였다(Gao et al., 2001). 또한, 프랑스 도시하수 처리장에서 파일롯 규모 생물여과장치는 6초의 매우 짧은 체류시간 조건에서 황화수소를 99% 제거할 수 있었다(Patria et al., 2001). 미국의 도시하수 처리장에서 평가한 목재칩을 담체로 퇴비를 미생물원으로 이용한 생물여과장치의 황화수소 제거용량은 14 g m-3 h-1이었다 (Zhuang et al., 2001). 중국 도시하수 처리장에서 파일롯 규모 생물여과장치의 악취와 VOCs의 제거 성능을 체류시간 120초 조건에서 평가하였다(Xie et al., 2009). 그 결과, 황화수소, 암모니아 및 VOCs의 제거효율은 각각 98%, 91% 및 90%이었다. 플라스틱과 퇴비를 혼합한 담체를 충진한 생물여과장치에 의한 황화수소 제거율은 부하량 140 g m-3 h-1까지는 99% 이상이었다 (Jones et al., 2012). 체류시간 60초 조건에서 이탄을 충진한 생물여과장치에 의한 황화수소 제거효율은 99% 이었다(Omri et al., 2013).

    덴마크 도시하수 처리장에서 전처리 설비로부터 배출되는 악취를 생물여과장치로 처리한 결과, 복합악취 제거능은 99% 이상이었고, 황화수소와 MT 제거효율도 각각 98% 및 90% 이상이었다(Almarcha et al., 2014). 또한, 스페인 도시하수처리장에서 슬러지 퇴비화 설비에서 배출되는 악취를 생물여과장치로 처리한 결과, 복합악취 제거능은 95%이었고, 암모니아 제거효율은 97% 이상이었다(Almarcha et al., 2014).

    시판용 미생물제제를 접종한 조개껍데기 담체를 충진한 생물여과장치는 하폐수처리장 배출 황화수소를 99% 이상 제거할 수 있었다(Abraham et al., 2015). 폴리우레탄을 담체로 활용한 생물여과장치도 개발되어 성능을 평가한 결과, 황화수소와 암모니아 제거능이 우수하였다(Rabbani et al., 2016;Liu et al., 2017). 이라크와 미국 하폐수 처리장에서 활성슬러지를 접종원으로 이용한 생물여과장치의 성능을 평가한 결과, 황화수소 제거용량은 각각 11.3 및 11.1 g m-3 h-1이었다(Ghawi, 2018).

    Liu et al. (2020)은 생물여과장치에 의한 슬러지 탈수 공정에서 배출되는 악취 제거 성능에 미치는 체류시간의 영향을 평가하였다. 체류시간 48초와 36초 조건에서 황화수소와 암모니아 제거효율은 99% 이상이었으나, 체류시간을 24초로 줄이면 황화수소와 암모니아 제거 효율이 각각 92.6%와 94.3%로 약간 감소하였다. Vitko et al. (2022)은 생물여과장치의 하폐수처리장 악취 제거에 미치는 담체 종류(시판용 담체, 조개껍질 담체, 화산석 담체)의 영향을 평가한 결과, 담체 종류에 무관하게 악취 제거 효율은 거의 유사하였다.

    생물여과법에서 미생물 성장을 지지하는 담체는 악취 제거효율과 장치의 수명을 결정하는 핵심요소이다 (Oyarzún et al., 2003;Omri et al., 2013). 담체의 비표면적과 다공성이 크고, 수분 보유 능력과 완충 능력이 우수하고, 영양분 함량이 높을수록 악취 제거 효율이 우수하다(Ren et al., 2019). 퇴비, 이탄, 나무껍질 등 과 같은 유기성 담체는 내구성을 떨어지나 미생물 활성을 유지하는 데 필요한 영양분을 제공할 수 있다 (Rattanapan et al., 2009;Chung et al., 2010;Chouari et al., 2014). 화산석, 세라믹, 플활성탄과 같은 무기성 담체는 내구성이 우수하여 장치의 수명을 증가시킬 수 있다(Liu et al., 2009;Lee et al., 2013).

    생물여과장치에서 여과층의 수분함량도 악취 제거 성능을 좌우하는 주요 인자이다. 일발적으로 하폐수처 리장에서 배출되는 악취 가스의 상대습도는 80% 이상 이지만, 여과층의 건조를 방지하기 위해 가습장치를 이용하여 가습한 악취 가스를 생물여과장치에 공급하기도 한다(Yang et al., 2014). 그런데, 생물세정법과 생물 살수여과법에 비해 생물여과법은 여과층의 pH와 수분 함량과 같은 인자를 제어하고 악취 분해 부산물의 축적 을 방지하는 것이 매우 어려운 방법이다(Sempere et al., 2009;Premkumar and Krishnamohan, 2012;Zehraoui et al., 2013). 또한, 여과층의 미생물막이 과대 성장으로 인한 여과층의 폐색과 이로 인한 압력손실이 커지는 문제가 있다(Ryu et al., 2008;Ryu et al., 2010a;Ryu et al., 2010b;Ren et al., 2019).

    5. 생물살수여과법에 의한 하폐수 처리장 악취 관리 사례

    생물살수여과법은 생물세정법과 생물여과법의 특성을 조합한 방법으로, 생물학적 기술 중 하폐수 처리장 악취 저감을 위해 많이 적용되고 있는 기술이다 (Ren et al., 2019). 생물살수여과법에 사용되는 담체는 폴리우레탄(Wu et al., 2001;Gabriel and Deshusses, 2003;Dorado et al., 2015;Tian et al., 2023), polyvinyl chloride (PVC, Cox et al., 2002), 섬유상 담체(Popov et al., 2005) 등이 이용되고 있다. 체류시간 2-10초의 비교적 짧은 조건에서 생물살수여과법에 의한 하폐수 처리장 배출 황화수소의 제거효율은 90% 이상 이었다(Wu et al., 2001;Gabriel and Deshusses, 2003;Popov et al., 2005; Ie Roux and Johnson, 2012; Lafita et al., 2012). 네덜란드 도시하수 처리장에 설치한 생물여과장치의 황화수소 제거용량은 체류시간 8.5초 조건에서 55.8 g m-3 h-1이었다(Lafita et al., 2012).

    미국 하수처리장에 PVC 담체를 이용한 파일롯 규모 생물살수여과장치(biotrickling filter)를 설치하여 체류시간 24초 조건에서 악취 제거 성능을 평가하였다(Cox et al., 2002). 그 결과, 황화수소 제거효율과 제거용량은 각각 98% 이상과 5.2 g m-3 h-1이었고, 복합악취 제거효율은 98%이었다. 또한, 네덜란드 도시하수 처리장에 설치한 생물살수여과장치의 경우, 체류시간 19초 조건에서 복합악취의 제거효율은 92.5∼96.0% 이었다(Lafita et al., 2012). 그런데 체류시간 1.6-2.2초의 짧은 조건에서는 황화수소 제거효율은 90%이었으나, 복합악취 제거 효율은 65%이었다(Gabriel and Deshusses, 2003).

    폴리우레탄 담체를 이용한 파일롯 규모 생물살수여 과장치를 스페인 가죽공장 폐수 처리장에 설치하여 암모니아와 VOCs 제거 성능을 평가한 결과, 암모니아와 VOCs 제거용량은 각각 13 g-N m-3 h-1과 3.3 g-C m-3 h-1이었다(Dorado et al., 2015). 스페인 하폐수 처리장의 악취를 체류시간 4.5초 조건에서 생물살수여과법에 의해 처리한 결과, 복합악취 제거효율은 68-93%(평균 80%)이었다(Santos et al., 2015).

    이탈리아의 하수슬러지 퇴비화 공정에서 배출되는 황화수소를 생물살수여과법으로 처리한 결과(체류시간 3.5초), 황화수소 제거효율과 제거용량은 각각 80%와 90 g m-3 h-1이었다(Spennati et al., 2017). 또한, 영국의 하수슬러지 퇴비화 공정에서 배출되는 복합악취의 생물살수여과법에 의한 처리효율은 93%이었다(Sempere et al., 2018). 중국의 화학섬유공장 폐수 처리장에서 배출되는 VOCs를 체류시간 59초 조건에서 생물살수여과 법으로 처리한 결과, VOCs 제거용량은 24.9 g m-3 h-1 이었다(Yang et al., 2017).

    폴란드 도시하수 처리장에서 Pseudomonas와 Thiobicillus 속 세균을 접종한 생물살수여과장치의 악취와 VOCs 제거 성능을 평가한 결과, 황화수소의 제거효율은 97% 이상이었고, VOCs 제거효율은 85-99% 이었다(Kasperczyk et al., 2019). Parzentna-Gabor et al. (2023)은 폴란드의 도시하수 처리장의 소화조에서 배출되는 악취와 VOCs 처리용 생물살수여과장치의 성능에 미치는 살수액의 pH의 영향을 평가하였다. 살수액이 산성(pH 5)인 조건보다 살수액이 중성(pH 7)인 조건에서 악취와 VOCs의 제거효율이 우수한 경향이 있었다.

    생물살수여과법에서 여과층 위로 용액이 지속적으로 흘러 내리기 때문에, pH 및 수분 조절이 용이하고, 영양분 공급과 악취 분해 부산물의 축적을 방지할 수 있는 장점이 있다(Talaiekhozani et al., 2014). 그러나, 생물살 수여과법도 생물여과법과 유사하게 여과층의 미생물막 과대 성장으로 인한 폐색과 이로 인한 압력손실이 증가하는 문제가 있다(Barbusinski et al., 2017).

    6. 화학세정법, 생물세정법, 생물여과법 및 생물살수여과법의 비교

    Senatore et al. (2021)은 하폐수 처리장에서 배출되는 악취 저감에 의해 설치한 실규모의 화학세정장치, 생물 세정장치, 생물여과장치 및 생물살수여과장치의 체류시간, 악취 및 VOCs 제거 성능을 비교 평가하였다. 4가지 장치의 체류시간을 비교해 보면(Fig. 1a), 생물세정장치의 체류시간이 가장 짧았고(7.5±2.5 s), 그 다음 화학세 정장치(20±8.1 s), 생물살수여과장치(22.2±26.2 s) 그리고 생물여과장치(48±30 s) 순이었다. 복합악취의 제거효율은 생물여과장치가 가장 높았고(97.7±1.9%), 생물살수여과장치(87.7±15.6%)와 생물세정장치(89.0± 9.0%)가 거의 비숫한 수준이었고, 화학세정장치의 제거 효율(70.0%)이 상대적으로 낮았다(Fig. 1b). 하폐수 처리장에서 배출되는 주요 악취물질인 황화수소의 제거 효율은 생물여과장치가 가장 높았고(96.1±5.1%), 생물살수여과장치(92.3±17.2%)와 화학세정장치(92.8± 10.6%)가 거의 비슷한 수준이었으나, 생물세정장치에 의한 황화수소 제거효율은 76.0±17.2%로 다른 장치에 비해 낮은 효율을 보였다(Fig. 1c). 그런데, VOCs 제거효율은 화학세정장치에서 가장 높은 효율을 얻을 수 있었고(94.0±0.0%), 그 다음 생물여과장치(89.2± 8.9%), 생물세정장치(83.5±6.5%) 및 생물살수여과장치 (77.6±18.8%) 순이었다(Fig. 1d).

    4종 탈취 기술의 투자 및 운영 비용을 Table 5에 정리 하였다(Stanley and Muller, 2002;Tomàs et al., 2009;Lebrero et al., 2011;Kraakman et al., 2014;Shammay et al., 2016;Oliva et al., 2021;Senatore et al., 2021). 초기 투자 비용은 생물여과장치(6-15 € m-3 h-1)와 생물살수여 과장치(8-28 € m-3 h-1)가 상대적으로 저렴하고, 생물세정 장치 및 화학세정장치는 각각 10-32 및 15-30 € m-3 h-1수 준이었다. 약품과 물의 주기적인 공급이 필요하는 화학 세정기는 운전비용이 상대적으로 많이 소요되고(5-6 € m-3 h-1), 생물여과장치(2-4 € m-3 h-1)에 비해 물 사용량이 많은 생물세정장치와 생물살수여과장치의 운전비용은 각각 3-5 및 3-6 € m-3 h-1수준이었다. 한편, 활성탄을 이용한 흡착장치의 투자 경비를 상대적으로 저렴하지만(5- 12 € m-3 h-1), 주기적인 활성탄 교체 및 재생 등으로 인해 운전 비용은 10-200 € m-3 h-1로, 타 탈취 기술에 비해 운전 비용이 매우 많이 소요된다(Stanley and Muller, 2002;Shammay et al., 2016;Senatore et al., 2021).

    7. 결 론

    본 논문에서는 하폐수 처리장의 악취 저감을 위해 적용된 파일롯 혹은 실규모의 화학세정법, 생물세정법, 생물여과법 및 생물살수여과법의 악취 제거 성능과 운전인자를 비교 분석하였다. 하폐수 처리장에 설치한 실규모 탈취 장치의 성능을 기반으로 4가지 기술의 특성을 비교해 보면, 생물세정법, 화학세정법, 생물살수여과법 및 생물여과법의 가스 체류시간은 각각 7.5±2.5 s, 20±8.1 s, 22.2±26.2 s 및 48±30 s 이었다. 복합악취의 제거효율은 생물여과법 97.7±1.9%, 생물살수여과법 87.7±15.6%, 생물세정법 89.0± 9.0%, 그리고 화학세정법 70% 이었다. 하폐수 처리장에서 배출되는 주요 악취물질인 황화수소의 제거효율을 비교해 보면, 생물여과법은 96.1±5.1%, 생물살수 여과법은 92.3±17.2%, 화학세정법은 92.8±10.6%, 그리고 생물세정법은 76.0±17.2% 이었다. 초기 투자 비용(€ m-3 h-1)은 생물여과법(6-15) < 생물살수여과법(8-28) < 생물세정법(10-32), 화학세정법(15-30) 순이었다. 이들 탈취 기술의 운전비용(€ m-3 h-1)은 생물여과법(2-4) < 생물세정법(3-5), 생물살수여과법(3-6) < 화학세정법(5-6) 순이었다.

    하폐수 처리장 악취 저감을 위해 파일롯 혹은 실규모의 탈취 기술에 대한 연구가 진행되었으나, 여전히 대부분은 연구는 실험실 규모에서 모델 악취 가스(단일 악취 물질, 혹은 2~3종 악취 물질 혼합)를 대상으로 진행되고 있다. 따라서, 하폐수 처리장 현장 악취 대상 탈취 기술 개발 연구가 좀 더 활발하게 수행되어, 실규모 탈취 기술 설계 및 유지관리에 필요한 정보가 축적되어야 한다.

    감사의 글

    This research was supported by the Basic Science Research Program through the National Research Foundation of Korea (NRF) funded by the Ministry of Science and ICT (No. 2022R1A2C2006615 & RS2023-00217228). This research was supported by Particulate Matter Management Specialized Graduate Program through the Korea Environmental Industry & Technology Institute (KEITI) funded by the Ministry of Environment (MOE).

    <저자정보>

    조경숙(교수)

    Figure

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    Comparison of empty-bed residence time (EBRT), odor removal, H2S removal and volatile organic compounds (VOCs) of full-scale chemical scrubbers, bioscrubbers, biofilters and biotrickling filters applied in wastewater treatment plants (Senatore et al., 2021). (a) EBRT, (b) odor removal efficiency, (c) H2S removal efficiency, and (d) VOCs removal efficiency.

    Table

    Types and properties of activated carbons (AC) for odor control (Graham, 2006;Shammay et al., 2016)

    Odor control by pilot- and full-scale scrubbers in wastewater treatment plants

    <sup>a</sup>RE, Removal efficiency; <sup>b</sup>MT, Methanethiol; <sup>c</sup>DMS, Dimethyl sulfide; <sup>d</sup>DMDS, Dimethyl disulfide.

    Odor control by pilot- and full-scale biofilters in wastewater treatment plants

    <sup>a</sup>RE, Removal efficiency; <sup>b</sup>RC, Removal capacity; <sup>c</sup>VOCs, Volatile organic compounds; <sup>d</sup>RSH, Mercaptans; <sup>e</sup>MT, Methanethiol; <sup>f</sup>DMS, Dimethyl sulfide; <sup>g</sup>DMDS, Dimethyl disulfide.

    Odor control by pilot- and full-scale biotrickling filters in wastewater treatment plants

    <sup>a</sup>RE, Removal efficiency; <sup>b</sup>RC, Removal capacity; <sup>c</sup>VOCs, Volatile organic compounds.

    Comparison of investment and operating costs of full-scale chemical scrubbers, bioscrubbers, biofilters and biotrickling filters (Senatore et al., 2021)

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