1. 서 론

도시 하수도 시스템은 생활하수와 산업폐수를 수집·이송하여 적절히 처리하기 위한 필수적인 도시 기반시설이다. 그러나 하수도 시스템은 동시에 다양한 악취 물질이 발생하는 대표적인 도시 악취 발생원으로 알려져 있다(Zhou et al., 2023). 하수도에서 발생하는 악취는 주거지역에서 반복적인 민원 발생의 주요 원인으로 지적되고 있으며, 도시 환경의 쾌적성을 저해하는 중요한 환경문제로 인식되고 있다. 특히 인구 밀집 지역에서는 하수도 악취가 단순한 불쾌감 수준을 넘어 생활환경의 질 저하와 사회적 갈등을 유발할 수 있기 때문에 체계적인 관리가 요구된다(Toledo and Muñoz, 2025). 하수도 악취는 다양한 화학물질에 의해 형성되지만, 그 중에서도 환원성 황화합물(reduced sulfur compounds, RSCs)이 가장 중요한 악취 원인물질로 알려져 있다. 특히 황화수소(hydrogen sulfide, H₂S)는 매우 낮은 후각 인지 한계를 가지며 특유의 부패취를 발생시키기 때문에 하수도 악취의 대표적인 지표물질로 활용되고 있다. 황화수소는 하수관 내에서 용존산소가 고갈된 혐기성 환경에서 황산염환원균(sulfate-reducing bacteria, SRB)에 의해 생성되며, 황산염을 전자수용체로 이용하여 유기물을 분해하는 과정에서 생성된다(Qi et al., 2022). 생성된 황화수소는 수중에 용해된 형태로 존재하거나 기상으로 전이되어 하수관 내부 공기 중에 축적되며, 맨홀이나 통기구 등 개방 구조를 통해 외부 대기로 방출될 수 있다.

기존 연구들은 하수관 내부에서 발생하는 황화수소의 생성 메커니즘(Zhang et al., 2023), 관로 내 농도 분포 특성(Marleni et al., 2015), 그리고 생성원인에 따른 황화수소 생성 특성(Qi et al., 2025;Yoo et al., 2026) 등을 중심으로 수행되어 왔다. 이러한 연구들은 하수도 악취 발생의 미생물학적 및 화학적 메커니즘을 이해하는 데 중요한 기초자료를 제공하였다. 또한 하수관 내부에서 발생한 황화수소가 외부 환경으로 확산되는 과정과 관련된 다양한 연구들이 보고되어 왔으며, 일부 연구에서는 하수관 내부 공기 중 황화수소 농도가 수백에서 수천 ppb 수준까지 증가할 수 있음을 보고하였다. 이러한 결과는 하수도 내부에서 생성된 황화수소가 도시 환경에서 악취 문제를 유발할 수 있는 중요한 잠재적 원천임을 밝혔다. 그러나 대부분의 기존 연구들은 하수관 내부에서의 악취 생성 및 이동 특성에 초점을 맞추고 있다. 특히, 하수관 악취의 주요 발생원으로 알려진 정화조에 관한 연구는 상대적으로 제한적으로 수행됐다. 특히 국내 주거지역에서는 많은 건물이 개인 정화조 또는 개인하수처리시설을 통해 하수를 하수관로로 배출하고 있으며, 이러한 시설은 비교적 긴 체류 시간을 가지는 혐기성 환경을 형성하기 때문에 황화수소 생성에 매우 유리한 조건을 제공한다(Zhang et al., 2025). 실제로 정화조 내부에서는 유기물의 혐기성 분해 과정에서 다양한 유기산과 황화합물이 생성될 수 있으며, 이러한 과정은 SRB의 활성을 촉진하여 황화수소 생성에 기여할 수 있다.

정화조 내부에서 생성된 황화수소는 배출수와 함께 하수관로로 유입될 수 있으며, 이후 하수관 내부에서 기상으로 전이되어 관로 공기 중 황화수소 농도를 증가시킬 가능성이 있다. 특히 합류식 하수관로 지역에서는 정화조 배출수가 하수관로로 직접 유입되기 때문에 정화조가 하수도 악취의 중요한 발생원으로 작용할 수 있다. 그럼에도 불구하고 정화조에서 발생한 황화수소가 실제 하수도 악취 형성에 어떻게 기여하는지에 대해서는 현장조사 기반의 정량적인 연구가 충분히 수행되지 않았다. 또한 하수도 악취 관리는 일반적으로 하수관 내부의 황화수소 농도를 기준으로 이루어지고 있으나, 실제 시민이 체감하는 악취는 하수관 내부 농도보다는 외부 대기로 방출되는 악취의 정도와 더 밀접한 관련이 있다. 특히 빗물받이와 같은 구조물은 하수관과 외부 대기를 직접 연결하는 구조를 가지기 때문에 관로 내부에서 생성된 황화수소가 외부 환경으로 확산하는 주요 경로로 작용할 수 있다. 따라서 정화조에서 생성된 황화수소가 하수관로를 통해 이동한 후 빗물받이를 통해 외부 대기로 방출될 가능성을 평가하는 것은 도시 악취 관리 측면에서 중요한 의미가 있다.

한편, 정화조 악취 문제를 해결하기 위해 다양한 기술이 적용되고 있다. 대표적으로 공기공급 장치를 이용하여 정화조 내부의 혐기성 조건을 완화하거나, 황산화 미생물(sulfur-oxidizing bacteria, SOB)을 이용한 생물학적 산화 공정을 적용하는 방법 등이 개발 및 적용되고 있다. 이러한 기술들은 황화수소 생성을 억제하거나 생성된 황화수소를 산화시켜 악취를 줄이는 것을 목적으로 한다. 그러나 실제 현장에서는 유지관리 부족, 장치 운영 미흡, 설치 환경의 제약 등으로 인해 이러한 기술들이 기대한 수준의 효과를 나타내지 못하는 사례도 보고되고 있다. 따라서 하수도 악취 문제를 효과적으로 관리하기 위해서는 하수관 내부 악취뿐만 아니라 정화조에서의 악취 생성 특성과 그 영향 범위를 종합적으로 이해할 필요가 있다. 특히, 정화조에서 생성된 황화수소가 하수관로 악취 형성 및 외부 환경 악취에 미치는 영향을 현장 기반으로 규명하는 것은 효과적인 악취 관리 전략을 수립하는 데 중요한 기초자료가 될 수 있다.

이에 본 연구에서는 합류식 하수관로 지역의 정화조를 대상으로, 정화조 내부 오수를 채취하여 수중 황화수소, pH 및 COD를 측정하고, 정화조 상부와 인근 빗물받이에서 기상 황화수소 농도를 24시간 연속 측정하였다. 이를 바탕으로 정화조 내부 수질 특성과 수중 황화수소 농도 간의 관계를 분석하고, 수중 황화수소와 빗물받이 기상 황화수소 농도 간의 상관관계를 통해 정화조 기원 황화수소의 대기 전이 가능성을 평가하였다. 또한 공기공급 장치 및 황산화 미생물 기반 저감기술 적용 전후의 황화수소 농도를 비교하여 저감 효과를 분석하였다. 본 연구는 정화조가 합류식 하수관로 악취의 중요한 상류 발생원으로 작용할 수 있음을 현장 기반으로 규명하고, 하수도 악취 관리 전략 수립을 위한 과학적 근거를 제시하고자 하였다.

2. 연구 방법

2.1 조사 대상 및 측정위치

본 연구는 S시에 위치한 합류식 하수관로 지역을 대상으로 수행되었다. 조사 대상지는 악취 민원이 다수 발생한 지역을 중심으로 선정하였으며, 대형 공동주택단지, 지하철 역사 인근 등 유동 인구가 많은 지역을 포함하였다. 대상 지역에는 10~80인조 규모의 다양한 개인정화조가 설치·운영되고 있었다. 각 조사 구간에서는 정화조 내부 오수(액상), 정화조 상부 공기(기상), 그리고 정화조와 연결된 하수관로 상의 빗물받이 내부 공기를 대상으로 황화수소 농도를 측정하였다. 또한 정화조 내부 오수의 수질 특성 분석을 위해 pH 및 COD를 함께 측정하였다.

2.2 정화조 내부 황화수소 생성 특성

정화조 내부의 액상 황화수소 및 수질 특성을 분석하기 위하여 정화조 상부 덮개를 개방한 후 오수를 채취하였다. 채취된 시료는 현장에서 즉시 수중 황화수소 및 pH를 측정하였으며, 일부 시료는 COD 분석을 위해 무균채수병에 담아 아이스박스에 보관 후 실험실로 이송하였다. pH와 수중 황화수소는 portable sulfide meter (ES-H₂S-M, edaphic scientific, Australia; 검출범위 = 0.5 ~ 50 mg-S/L)를 이용하여 측정하였다. COD는 Hach사의 digestion vial (Hach, USA)과 분광광도계(DR5000, Hach, USA)를 이용하여 표준 분석법에 따라 측정하였다. 이러한 측정 결과를 바탕으로 정화조 규모(사용 인원) 및 COD와 수중 황화수소 농도 간의 상관 관계를 분석하였다.

2.3 정화조 및 빗물받이 내부의 기상 황화수소 측정

정화조 및 빗물받이 내부의 기상 황화수소 농도를 측정하기 위하여 데이터 로깅(data logging)이 가능한 가스 측정기를 설치하여 24시간 연속 측정을 수행하였다. 정화조의 경우, 상부 덮개를 개방한 상태에서 측정기를 내부 공간에 설치한 후 덮개를 닫아 실제 운전 조건과 유사한 밀폐 환경을 조성하였다. 빗물받이의 경우에는 실제 대기 확산 조건을 반영하기 위하여 별도의 밀폐 조치를 하지 않은 상태에서 측정을 수행하였다.

기상 황화수소 농도는 portable gas analyzer (GHS- 8AT, GASTEC, Japan; detection range: 5~1,000 ppm, resolution: 1 ppm)를 사용하여 측정하였으며, 1분 간격으로 데이터를 기록하였다. 측정된 데이터를 바탕으로 다음의 분석을 수행하였다:

2.4 악취발생원 유형 분류 및 분석

조사 관로는 정화조의 유형 및 하수관로 내 퇴적물 존재 여부에 따라 다음과 같이 분류하였다:

각 유형별로 측정된 기상 황화수소 농도 및 악취등급을 비교·분석하여 정화조가 하수도 악취 발생에 미치는 영향을 평가하였다.

2.5 정화조 악취 저감기술 평가

정화조에 적용된 악취 저감기술의 효과를 평가하기 위하여 공기공급(aeration) 장치 및 공기공급과 황산화 미생물(SOB media)을 결합한 시스템을 대상으로 설치 전·후 황화수소 농도를 비교하였다. 각 대상 시설에서 저감장치 가동 전 24시간 동안 기상 황화수소 농도를 측정한 후, 동일한 조건에서 장치 가동 후 24시간 동안 재측정을 수행하였다.

악취는 농도가 낮게 유지되더라도 일시적으로 높게 검출되면 민원이 발생할 수 있으므로 최대농도를 기준으로 황화수소 저감률을 산정하였다. 하지만, 순간적인 peak 값은 시설의 실제 악취 발생 특성을 충분히 반영하기 어려우므로 24시간 연속측정 농도 데이터를 시간에 대해 적분한 누적농도(concentration-time integral)를 기반으로 한 황화수소 저감률도 산정하였다. 산정식은 아래 식을 이용하였다.

최대농도 기준 황화수소 저감율(%)

누적농도 기준 황화수소 저감율(%)

위 식에서 Cmax는 최대검출농도(ppm)를 나타내며 Ci는 순간검출농도(ppm), Δt는 황화수소 농도의 측정간격(min)이다.

3. 결과 및 고찰

3.1 정화조 내 악취 발생 특성

국내 개인정화조는 사용자 수에 따라 10, 20, 30인조와 같이 구분하여 제작 및 설치되고 있다. 이에, 정화조의 규모를 10인조부터 80인조까지 설정하여 정화조 내부의 액상 황화수소 농도를 조사하였다. 조사 결과를 Fig. 1(a)에 정리하였다. 정화조의 규모에 따른 황화수소 농도는 ANOVA 분석에 대한 p = 0.632, Kruskal- Wallis 분석에 대한 p = 0.587로써 통계적으로 유의한 차이를 나타내지 않았다. 또한 사용 인원과 황화수소 농도 간 상관성 역시 확인되지 않았다 (Pearson r = 0.012, p = 0.916). 이는 정화조의 설계 용량 또는 사용 인원이 황화수소 발생 농도의 1차적 결정요인이 아님을 시사한다. 일반적으로 정화조 용량이 증가하면 체류 시간 증가 및 혐기성 환경 심화로 인해 황화수소 발생이 증가할 것으로 예상되나, 본 연구에서는 그러한 경향이 통계적으로 확인되지 않았다. 이는 실제 현장에서는 용량 증가와 동시에 유입 부하 변동성, 슬러지 축적 상태, 환기 조건, 유지관리 수준 등 다양한 인자가 복합적으로 작용하기 때문으로 판단된다. 특히 황산염 환원균(SRB)의 활성은 단순한 용량보다는 유기물 농도, ORP 조건, 온도, 슬러지 체류시간(SRT) 등에 의해 더 크게 좌우되는 것으로 보고되고 있다. 황화수소는 주로 혐기성 환경에서 SRB에 의해 생성된다. SRB는 황산염(SO₄^2–)을 최종 전자수용체로 이용하여 유기물을 산화시키는 과정에서 황화수소를 생성하며, 그 기본 반응은 다음과 같다.

이 과정에서 전자공여체로써 유기물(주로 acetate, propionate와 같은 유기산)을 활용한다. 특히, 정화조는 체류시간을 3일 이상으로 길게 설계하므로 체류시간은 황화수소 발생의 주요 요인으로 작용하기 어려운 조건이다.

Fig. 1(b)는 정화조 내부의 COD와 황화수소의 농도와 상관관계를 나타내고 있다. 정화조 내 COD는 변기 세정수와 함께 유입된 인분이 혐기분해되면서 생성되는 유기산을 비롯한 다양한 형태의 유기물이 섞여 있다. 이러한 유기물은 대표적인 혐기성 미생물인 SRB와 메탄생성균의 주요 탄소원이자 전자공여체로 활용된다. 따라서 두 미생물은 경쟁적으로 유기물을 활용하게 된다(Shi et al., 2020). 두 미생물이 아세테이트로부터 황화수소와 메탄을 생성하는 반응식과 그에 따른 깁스 자유에너지(Gibbs free energy)는 아래 식(3)~(4)와 같다(Zhang et al., 2014;Zhang et al., 2022).

위 반응식에 의하면 메탄생성 반응에 비해 황화수소 생성 반응이 열역학적으로 더 우세하다. 따라서 수중에 황산염이 충분히 존재하면 SRB가 메탄생성균보다 더 우점하게 되어 황화수소의 생성이 더 촉진될 수 있다. 그런데 정화조 내부에는 변기 세정수에 포함된 황산염 이온과 함께 인분의 분해 과정에서 많은 양의 황산염 이온이 생성되므로 황산염 이온이 매우 풍부하다. 따라서, 고농도의 황화수소 생성에 유리하다. 그렇지만 Fig 1(b)에서 정화조 내 COD 농도는 황화수소 농도와 양의 상관관계를 나타내지만 약한 상관계수(R² = 0.285)를 나타내었다. 실험결과 COD 측정값으로 황화수소 발생에 기여하는 유기물의 농도와 황화수소 농도가 약한 상관계수를 가지므로 유기물이 황화수소 농도에 기여하는바가 있지만, 이러한 기작 외에 다른 생물학적, 화학적 기작이 황화수소 생성에 영향을 줄 수 있을 것으로 추측된다.

3.2 정화조 특성과 하수도 악취의 상관성

유형별 악취등급 평균과 황화수소 농도의 통계적 특성을 Table 1에 제시하였다. 분석 결과, 정화조가 존재하는 관로들(G-type, P-type)에서 악취등급과 황화수소 농도가 현저히 높게 나타나는 경향이 확인되었다. 자연유하식 정화조만 존재하는 구간에서는 평균 악취등급이 1.8, 황화수소 평균 농도는 1.7 ppm으로 비교적 낮은 수준을 나타내었다. 반면 강제배출형 개인하수처리 시설이 존재하는 관로에서는 평균 악취등급이 5.0으로 가장 높았으며, 황화수소 평균 농도 역시 39.4 ppm으로 매우 높은 수준을 보였다. 이는 강제배출 과정에서 발생하는 유출수의 낙차 및 난류가 수중 황화수소의 기상 전이를 촉진하기 때문이다.

또한 자연유하식과 강제배출형 개인하수처리시설이 동시에 존재하는 관로(G-type + P-type)에서도 평균 황화수소 농도가 30.3 ppm으로 높게 나타났으며, 여기에 퇴적물이 추가로 존재하는 경우(G-type + P-type + sediment)에는 평균 황화수소 농도가 38.5 ppm으로 더욱 증가하는 경향을 보였다. 이는 정화조에서 유입된 황화물이 퇴적물과 결합된 혐기성 환경에서 추가적으로 생성되거나 축적될 수 있음을 보여준다. 다만, 퇴적물만이 존재하는 관로가 없어서 퇴적물의 영향도를 평가할 수는 없었다.

조사 관로 중 악취 발생 원인이 확인되지 않은 관로(No sources)에서는 황화수소 농도가 대부분 검출한계 이하(L.D.) 수준으로 나타났으며 평균 악취등급도 1.0으로 가장 낮았다. 이러한 결과는 정화조가 존재하는 관로에서 황화수소 농도와 악취 강도가 뚜렷하게 증가함을 보여주며, 정화조가 하수관로 악취 발생의 주요 원천임을 뒷받침한다. 따라서 본 조사 결과는 정화조에서 생성된 황화수소가 하수관로 내부를 따라 이동한 후 맨홀이나 빗물받이를 통해 대기 중으로 방출되어 실제 도시 환경에서 악취 문제를 유발할 수 있음을 실증적으로 보여준다.

3.3 정화조 악취의 영향

앞 절에서 정화조 내부 황화수소의 생성이 다양한 환경요인에 의해 결정되는 복합적 생물학적 과정임을 확인하였다. 특히 정화조는 장시간 체류하는 구조적 특성을 가지므로 황화수소 생성에 매우 유리한 환경임이 확인되었다. 그러나 정화조 내부에서 생성된 황화수소가 단순히 수중에 머무르는 것이 아니라, 기상으로 전이되어 외부 환경으로 확산할 수 있는지는 실제 악취 민원과 직접적으로 연결되는 핵심 문제이다. 이에 정화조 주변의 빗물받이 내부의 가스상 황화수소 농도와 정화조의 액상 황화수소 농도를 조사하여 상관관계를 파악하였다. Fig. 2(a)는 정화조 수중 황화수소 농도와 인근 빗물받이의 대기 중 황화수소 농도 간의 상관관계를 나타낸 것이다. 분석 결과, 수중 황화수소 농도가 증가할수록 기상 황화수소 농도 또한 선형적으로 증가하는 경향을 보였으며, 95% 신뢰구간 내에서 통계적으로 유의한 양의 상관관계가 확인되었다. 이는 수중 황화수소가 기상으로 쉽게 전이될 수 있음을 의미하며, 정화조의 악취가 하수관로 내부 악취농도에 직접적인 영향을 미칠 수 있음을 시사한다.

또한, Fig. 2(b)는 정화조 내부의 pH와 빗물받이의 기상 황화수소 농도 간의 관계를 나타내고 있다. 분석결과 pH가 낮아질수록 기상 황화수소 농도가 증가하는 경향이 확인되었다. 이는 황화수소의 산–염기 평형 반응 및 Henry’s law에 따른 기–액 평형 거동을 반영하는 결과로 해석된다. 황화수소는 pKa 값이 6.97을 가지는 약산성 가스로 식(5)와 같이 산-염기 평형을 이룬다(Zhang et al., 2022). 그리고 액상황화수소 농도에 해나 기상 황화수소의 농도는 Henry’s law에 의해 식(8)과 같이 나타낼 수 있다.

C_g는 가스상 농도, C_aq는 액상 농도, H는 헨리상수이다. 위 두식에 의하면 pH가 낮을수록 비이온형 H₂S(용존 황화수소)의 비율이 증가하며, 이는 헨리법칙에 따라 대기 중으로 휘발할 수 있다. 반대로 pH가 높아질 경우 HS– 형태가 증가하여 대기 중으로 휘발하지 못하고 액상에 존재한다. 따라서 정화조 내부 pH 조건은 황화수소의 실제 악취 발생 강도를 결정하는 중요한 인자로 작용한다. 조사결과를 종합해 보면 아래와 같은 일련의 과정을 통해 정화조의 악취가 시민들에게 직접적인 영향을 주는 것을 유추할 수 있다:

특히 빗물받이는 하수관로와 대기가 직접 연결된 구조를 가지므로, 내부 압력 변화 또는 온도 차이에 의해 황화수소가 외부로 쉽게 방출될 수 있다. 이는 정화조 악취가 단순한 시설 내부 문제가 아니라 도시 환경문제로 확장될 수 있음을 의미한다.

3.4 정화조 악취 저감장치 운영현황

다양한 관로에서 황화수소의 농도 분포를 조사한 결과 정화조가 하수관로 악취 발생의 주요 원천임을 확인하였다. 따라서 하수도 악취 문제를 근본적으로 완화하기 위해서는 정화조 단계에서의 황화수소 발생을 효과적으로 저감하는 기술적 관리가 필수적이다. Fig. 3은 정화조에 적용된 공기공급(aeration) 장치와 공기공급과 황산화미생물(SOB media)을 결합한 시스템의 악취 저감 효과를 비교한 결과를 나타낸 것이다. Fig. 3(a)의 24시간 모니터링 데이터 중 최대값을 비교해보면 공기공급 장치만을 적용했을 때, 정화조 내부의 황화수소 농도는 설치 전 평균 약 60~70 ppm 수준에서 설치 후 약 10~20 ppm 수준으로 크게 감소하는 경향을 보였다. 또한, 공기공급을 통해 전체 황화수소의 생산 총량을 의미하는 AUC 값도 크게 감소하였다(Fig. 3(b)). 전체 조사관로 중 한 지점의 24시간 모니터링 결과를 Fig. 3(c)에 나타내었다. 24시간 중 최대 농도는 오전 9~10시 사이와 오후 6~7시 사이에 발생하여 생활용수의 사용량이 가장 높은 시간에 악취의 발생도 가장 높음을 확인하였다. 공기공급장치의 가동 후 전반적으로 악취 농도의 감소와 함께 최대 농도도 크게 감소하였다.

이러한 결과는 공기공급을 통해 정화조 내부의 환경이 변화하면서 혐기성 조건이 완화되고, 황산염 환원균(SRB)의 활성이 억제되기 때문이다. 공기 주입 과정에서 일부 황화수소가 기상으로 탈기(stripping)되는 효과도 동시에 작용할 수 있다. 이러한 결과는 공기공급이 정화조 내부의 황화수소 축적을 효과적으로 억제할 수 있음을 보여준다. 한편, 공기공급과 SOB media를 동시에 적용하면 황화수소 농도 감소 효과는 더욱 뚜렷하게 나타났다. 설치 전 약 20~30 ppm 수준이었던 황화수소 농도는 설치 후 대부분 10 ppm 이하로 감소하였으며, 일부 관로에서는 검출한계 수준까지 낮아졌다. 이는 공기공급에 의해 형성된 산화환경에서 SOB (Sulfur Oxidizing Bacteria)가 황화수소를 황산염으로 산화시키는 생물학적 제거 과정이 추가적으로 작용했기 때문으로 판단된다. 즉, 공기공급이 혐기성 황화수소 생성을 억제하는 역할을 한다면, SOB media는 이미 생성된 황화수소를 생물학적으로 산화시켜 제거하는 역할을 수행한다.

이러한 장점으로 서울시에서는 공기공급장치의 설치 및 운영을 의무화하고 있다. 그러나 이러한 기술적 가능성에도 불구하고 공기공급장치가 설치 및 운영되고 있는 지역에서도 하수도 악취 문제는 여전히 지속적으로 발생하고 있다. 이는 정화조 악취 저감 장치가 설치된 이후에도 장비의 유지관리 부족, 공기공급 중단, 미생물 활성 저하 등 운영상의 문제로 인해 장기간 안정적으로 작동하지 못하는 경우가 많기 때문이다. 실제 현장 조사에서도 일부 정화조에서는 장치가 설치되어 있음에도 불구하고 충분한 악취 저감 효과가 나타나지 않는 사례가 확인되었다. 이러한 결과는 정화조 악취 문제 해결에 있어 단순한 기술 적용뿐만 아니라 지속적인 유지관리 체계와 운영 관리 기준이 함께 마련되어야 함을 시사한다.

결국, 공기공급 및 SOB media 기반의 정화조 악취 저감 기술은 황화수소 농도를 크게 감소시킬 수 있는 효과적인 방법으로 확인되었다. 그러나 이러한 기술의 실질적인 악취 저감 효과를 확보하기 위해서는 장치 설치 이후의 운영 관리와 유지관리 체계가 함께 구축되어야 하며, 이는 하수도 악취 관리 정책을 수립할 때 중요하게 고려되어야 할 요소이다.

4. 결 론

본 연구에서는 합류식 하수도 지역에서 정화조 내 황화수소 생성 특성과 하수도 악취에 미치는 영향을 조사하였다. 분석 결과, 정화조의 설계 용량이나 사용자 수는 황화수소 농도와 통계적으로 유의한 관계를 나타내지 않았으며, 유기물 농도(COD)가 황화수소 생성과 약한 양의 상관관계를 보였다. 또한 정화조가 존재하는 관로, 특히 강제배출형 개인하수처리시설이 설치된 관로에서 황화수소 농도와 악취등급이 현저히 높게 나타나 정화조가 하수도 악취의 주요 발생원임을 확인하였다. 정화조 수중 황화수소 농도와 인근 빗물받이의 기상 황화수소 농도 사이에는 양의 상관관계가 나타나 정화조에서 생성된 황화수소가 하수관로를 통해 이동한 후 빗물받이를 통해 대기 중으로 방출될 수 있음을 확인하였다. 정화조에 적용된 공기공급 장치 및 공기공급과 황산화미생물(SOB media)을 결합한 시스템은 황화수소 농도를 효과적으로 저감하는 것으로 나타났다. 그러나 현장 조사에서는 유지관리 부족과 운영상의 문제로 인해 일부 시설에서 저감효과가 충분히 발현되지 않는 사례도 확인되어, 정화조 악취 관리를 위해서는 기술 적용과 함께 지속적인 운영 및 유지관리 체계가 병행되어야 함을 확인하였다.