Introduction

2014년 국내 축산업 생산액은 약 19조원으로 1970년 대비 약 15배 이상 증가한 양적인 성장을 이루었다. 이러한 양적인 성장과 동반하여 가축분뇨 발생량 또한 증가하고 있으며, 2014년에는 1970년 대비 480% 이상 증가한 4,623만톤에 달하였으나 적절하게 처리되지 않고 있어 심각한 환경오염 및 악취 발생의 원인이 되고 있다 (MAFRA, 2014).

국내 가축분뇨 발생량의 약 90%는 초기 시설비가 낮고 다른 처리기술에 비해 운영이 용이한 퇴․액비화 처리되고 있다. 그러나 퇴․액비화는 호기처리의 특성상 질소 손실을 유발하며, 개방된 시설의 경우 악취를 유발시키는 단점을 가지고 있다. 이러한 단점을 개선하기 위한 방법으로 악취제어가 용이하고, 공정도중 발생된 바이오가스는 에너지원으로, 소화잔존물은 토양개량제로 활용이 가능한 혐기소화가 가축분뇨 처리방안의 하나로 대두되고 있다 (Ahn et al., 2010).

혐기소화는 원료에 포함된 총 고형물 (Total solid, TS)의 함량이 15% 이상일 경우 고상혐기소화, 15% 이하일 경우 습식혐기소화로 구분된다 (Li et al., 2011). 고상혐기소화는 습식혐기소화에 비해 다양한 원료를 처리 할 수 있고, 바이오가스 발생 효율이 높은 장점이 있어 유럽연합의 경우 가동중인 바이오가스 시설 14,500개소 중 62%에 해당되는 8,990여 개소에서 사용되고 있다. 그러나 이러한 장점에도 불구하고 고상혐기소화는 유기물 부하량이 높은 특성으로 인해 HRT가 습식혐기소화 대비 3배 이상 소요되며, 암모니아 및 중금속과 같은 혐기소화 저해인자 집적에 의해 안정성에 문제가 발생할 가능성이 있다 (European Biogas Association, 2014; Mudhoo and Kumar, 2013).

위에서 언급한 고상혐기소화의 문제점을 개선하기 위한 방법으로 2상 소화 (Two-phase), 침출수 순환 등 다양한 방법이 연구되고 있다. 이중 2상 소화는 독성 제거 및 소화효율이 우수하나 시설비가 고가이며 운영이 복잡해 적용이 어렵다 (Bae et al., 2010; Dogan and Demirer, 2012).

침출수 순환은 교반이 어려운 고상혐기소화 시스템에서 활성화된 혐기미생물과 원료의 접촉면적을 조절하는 간접 교반 역할을 하여 Start-up 시기를 단축시키고 바이오 가스 발생 효율을 개선한다. 또한 침출수 순환은 혐기소화 공정에 사용되는 공정수를 절감하는 효과를 가지고 있어 상용화된 고상혐기소화 시스템에서 다양한 형태로 활용되고 있다. 그러나 다양한 장점과 상용화 사례에도 불구하고 침출수 순환은 암모니아 및 중금속 등 혐기소화조 내부에 발생하는 저해인자 제어에 한계를 가지고 있을 뿐 아니라 적절하지 못하게 실시될 경우 혐기 미생물 생장환경을 악화시켜 혐기소화 저해현상을 발생시킬 수 있다. 이러한 단점을 개선하기 위해 액상물을 추가 투입하여 혐기 소화조 내부에 발생한 혐기소화 저해인자를 희석하거나 침출수 순환량을 조절하는 연구가 실시된 바 있으나, 소화조 내부에 발생한 침출수를 배출하고 새로운 침출수를 투입하여 고상혐기소화 효율을 개선하는 침출수 교환에 대한 연구는 이루어진바 없다 (Shahriari et al., 2012; Sponza and Ağdağ, 2004).

따라서 본 연구는 기존의 고상혐기소화효율 개선방법에서 나타나는 다양한 문제점을 해결하기 위한 방법으로 침출수 교환을 실시하여 고상혐기소화 효율을 개선하고 적절한 침출수 교환전략을 제시하고자 하는 목적으로 실시되었다. 이를 위해 산 생성균 및 메탄생성균이 증식하는 doubling time에 근거하여 침출수 교환주기를 설정하였으며 바이오가스 발생량, 유기물 분해율, 안정성 등을 바탕으로 침출수 교환 및 침출수 교환 주기에 따른 고상혐기소화 효율을 평가하였다 (Singh et al., 2015; Youngsukkasem et al., 2011).

Materials and Methods

젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물은 1 m² 당 12.4 kg의 톱밥깔짚이 제공된 유우사에 평균체중 716 kg인 젖소 6마리를 두당 12 m² 의 사육밀도하에서 62일간 사육하여 배출되었다. 이러한 조건하에 배출된 젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물은 본 연구에 사용되기 전 비가림막을 설치한 노지에 약 3개월간 야적과정을 거쳤으며 자세한 특성은 Table 1과 같다.

Table 1. Characteristics of dairy manure and sawdust mixture (Mean ± S.D., n = 3).

^†w.b.: wet basis
^‡d.b.: dry basis

혐기소화조 운전조건 및 처리구 고상혐기소화조는 Fig. 1과 같이 22 L 용량의 스테인리스 원통 형태로, 고형분뇨와 액상물 분리를 용이하게 하기 위하여 스크린을 설치하였다. 젖소분뇨 및 톱밥깔집 혼합물 내부의 미생물 활성화를 위해 24시간 동안 37°C에서 Pre-incubation을 실시하였다. Pre-incubation이 완료된 젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물을 고상혐기소화조에 6 kg 투입 한 뒤에 혐기소화조의 가용화율과 젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물의 Water holding capacity (WHC)를 고려하여 증류수 9.1 L를 추가 투입하여 함수율을 83% 수준으로 유지해 혐기소화조 내용물의 수분을 WHC 수준으로 유지하였다. 이후 혐기소화조 내부를 혐기상태로 조성하기 위해 Vacuum pump (20 L/min)을 사용해 Flushing을 실시하였으며 사용된 질소가스의 부피는 Headspace 부피 (약 7.2 L)의 4배에 해당한다. 혐기상태 조성이 완료된 혐기소화조는 모든 처리구의 교반주기를 1회/3일, 1분, 교반속도 3 RPM으로 설정하여 동일한 교반 조건을 유지하였다. 젖소분뇨 및 톱밥깔집 혼합물의 WHC와 혐기소화조 부피를 고려하여 침출수 교환은 혐기상태를 유지한 상태에서 6 L의 침출수를 소화조로부터 배출한 후 동일한 부피의 증류수를 투입해주는 방법으로 이루어졌다. 침출수 교환주기는 미생물의 doubling time을 고려하여 무교환, 3일 및 9일로 설정하였으며, 설정이 완료된 고상혐기소화조를 37°C가 유지되는 항온실에 위치시켜 45일간 운전하였다.

Fig. 1.

Solid state anaerobic digester used in this study.

바이오가스 및 시료분석 고상혐기소화조에서 발생된 바이오가스의 부피는 자체 제작한 Tipping bucket을 이용해 측정하였으며, 측정된 바이오가스의 부피는 표준상태 (0°C, 1 atm)로 환산해 주었다. 바이오가스에 포함된 CH₄, CO₂함량은 TCD (Thermal Conductivity Detector)가 장착된 Gas chromatography (iGC 7200, DS Science, South Korea)를 사용해 분석하였다. 본 연구과정에서 채취한 액상시료는 3,500 RPM에서 30분간 원심분리 과정을 거친 후 Gallery™ analyzer (Thermo Scientific)를 이용해 NH₄-N, Alkalinity 등을 분석하였고 NH₃는 Eq. 1을 통해 산출하였다 (Drosg, 2013). SCOD (Soluble Chemical Oxygen demand)는 Closed Reflux Titrimetric Method (APHA, 1988)를 이용해 분석하였다. 침출수에 함유된 VFA (volatile fatty acids)는 3,500 RPM에서 30분간 원심분리 과정을 거친 시료를 FID (Flame Ionization Detector)를 장착한 Gas chromatography (iGC 7200, DS Science, South Korea)를 이용해 분석하였다.

                                              (Eq. 1)

T : 273.15 K + gas temperature (°C)

최종생분해도 (Ultimate Biodegradability) 혐기소화시 발생하는 바이오가스는 원료에 포함된 TVS (Total Volatile Solids, TVS)중 분해 가능한 이분해성유기물 (Biodegradable Volatile Solids, BVS)이 혐기미생물에 의해 분해되며 발생한다. 이때 BVS는 CH₄, CO₂ 및 미량의 Trace gas로 전환된다. 따라서 Trace gas를 제외한 biogas 무게는 CH₄, CO₂ 무게와 같다고 가정 할 수 있으며, 이러한 가정하에 도출된 Eqs. 2~4를 통해 분해된 후 남아있는 휘발성 고형물의 (TVSe) 무게를 구할 수 있다. 총 휘발성고형물 (TVS₀)과 구해진 TVSe의 무게를 바탕으로 Tritt and Kang (1991)이 제시한 Graphical statistic analysis를 사용하여 젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물의 최종생분해도를 계산하였다.

BMR (Biomass removal) = CH₄ weight + CO₂ weight                                         (Eq. 2)

BMR =                                          (Eq. 3)

TVSe = TVS₀-BMR                                                                    (Eq. 4)

Kinetic modeling (Modified Gompertz) 각 처리구에서 발생한 바이오가스 부피 및 농도를 기반으로 Modified Gompertz 함수 (Eq. 5)를 이용해 각 처리구별 메탄발생 잠재력 (P), 일일 최대 메탄발생량 (Rm), 지연기 () 등을 평가하였다 (Kafle and Chen 2016).

                                             (Eq. 5)

M : Cumulative methane yield (N․mL/g - experiment)

P : Methane yield potential (N․mL/g vs)

R_m : Maximum methane production (N․mL/g vs day)

 : Lag phase

t : Day

혐기소화 단계별 효율 평가 침출수에 용존된 SCOD (Soluble Chemical Oxygen Demand)와 투입원료의 TCOD (Total Chemical Oxygen Demand), 메탄으로 전환된 COD 및 VFA로 전환된 COD 를 바탕으로 아래의 Eqs. 6~8을 통해 각 처리구의 가수분해율, 산생성률, 메탄생성률 등을 계산하였다. 

                                   (Eq. 6 )

                            (Eq. 7)

                                             (Eq. 8)

통계분석 침출수 교환효과 비교평가를 위해 일원배치분산분석 (One way, Anova)의 Turkey Test와 회귀분석을 실시하여 모의분석치와 실제 바이오가스 발생량간의 상관관계를 검정하였다 (p < 0.05).

BMP Test (Biochemical methane potential) 침출수에서 기인하는 CH₄ 발생량을 평가하기 위해 Owen 및 Welinger가 제시한 BMP test방법을 이용하였다 (Owen, 1979; Wellinger et al., 2013). 시간의 경과에 따라 배출되는 바이오가스는 Tedlar bag을 사용하여 포집하였다. Tedlar bag을 통해 포집된 Biogas의 부피는 Syringe를 사용해 측정하였고 가스함량은 TCD (Thermal Conductivity Detector)가 장착된 Gas chromatography (iGC 7200, DS Science, South Korea)를 사용해 분석하였다

Results and Discussion

바이오가스 발생 효율 평가 젖소분뇨와 톱밥깔집 혼합물 고상혐기소화 결과 VS (Volatile solids) 1 g당 발생한 총 누적 메탄발생량을 Fig. 2에 나타내었다. 45일간의 혐기소화조 운전결과 누적 메탄발생량은 무교환 56.3 N․mL g^-1-VS, 9일 주기 교환 처리구 56.5 N․mL g^-1-VS 로 유사한 발생량을 보였으며 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 반면 3일 주기 교환 처리구의 메탄발생량은 무교환, 9일교환 처리구에 비해 약 36% 감소한 36.0 N․mL g^-1-VS 으로 통계적으로 유의적인 차이를 보였다 (p < 0.05). 각 처리구 별 침출수 교환 시 수거한 각각의 침출수를 대상으로 별도의 BMP test를 실시하여 메탄발생량을 평가한 결과 9일 교환 처리구의 메탄 발생량은 g-VS당 2.7 N․mL, 3일 교환 처리구의 경우 8.2 N․mL의 메탄이 발생하였다. 사전에 설명한 차이는 침출수 교환 주기의 차이에 의해 발생한 것으로 보이며 침출수에서 발생하는 메탄을 고려하여 메탄발생량을 평가한 결과 침출수교환이 실시 될 경우 메탄 발생량은 교환 주기에 따라 4.7~23% 가량 감소 하는 결과를 보였다 (p < 0.05). 가용화 형태로 전환된 유기물 및 혐기소화 미생물이 침출수 교환과정에서 배출되거나 희석됨으로 인해 침출수 교환주기에 따라 메탄발생량이 감소하는 현상이 나타나는 것으로 사료된다.

Fig. 2.

Cumulative methane yield of each test unit.

침출수에서 발생하는 메탄을 제외하고 g-VS당 메탄발생량을 평가한 결과 무교환 56.3 mL, 9일 교환 53.8 mL, 3일 교환 27.7 mL의 메탄이 발생하였으며 무교환 및 9일 교환 처리구간의 메탄발생량은 약 4%의 차이를 보였으나 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05).

이러한 결과를 종합하여 볼 때 톱밥깔짚이 함유된 젖소분뇨를 대상으로 무교환 및 9일 주기 침출수 교환은 메탄발생에 유의적인 차이를 보이지 않으나, 침출수 교환을 위한 부가비용이 (장비, 운영비 등) 필요하지 않은 무교환 전략이 적절한 것으로 판단된다 (Table 2).

Table 2. Summary of cumulative methane production from reactor and leachate of each treatment (Mean ± S.D., n = 3).

^†Reactor methane production (N․mL/g-VS).
^‡Leachate methane production (N․mL/g-VS).
^§Lechate methane production / Total methane production (%).
^a-bMeans with different superscripts in the same row of each group are significantly different (p < 0.05).

Kinetic modeling Modified Gompertz model에 의한 모의분석결과를 Table 3에 나타내었다. 평가결과 무교환, 9일주기 교환 처리구의 메탄발생 잠재력 (P)은 52.7, 54.2 mL g^-1-VS 으로 무교환 이 9일 교환 처리구에 비해 약 2.8% 높았으나 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 그러나 3일 주기 침출수 교환 처리구의 경우 36 mL g^-1-VS 으로 유의적인 차이를 보였다 (p < 0.05). 일일 최대 메탄발생량 (Rm) 및 Lag phase 평가결과 모든 처리구에서 일일 최대 메탄 발생량은 2.2~2.6 N․ mL g^-1-VS․d, Lag phase는 2~2.2일이 소요되는 것으로 평가되었으며, 처리구간에 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05).

Table 3. Gompertz and experimental parameters of methane production from dairy manure and sawdust mixture (Mean ± S.D., n = 3).

^†Maximum yield potential (N․mL g^-1-VS).
^‡Maximum methane production (N․mL g^-1-VS․d).
^§Lag phase, day.
^a-bMeans with different letters in the same row of each group are significantly different (p < 0.05).

혐기소화 단계별 효율평가 혐기소화단계별 효율평가 결과를 Table 4에 나타내었다. 무교환 조건의 가수분해율은 26.5%로 9일 교환 처리구에 비해 25% 가량 높았으나 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 그러나 3일 교환 처리구는 무교환 조건 대비 54%, 9일교환 처리구 대비 38% 가량 낮은 가수분해효율을 보였으며 통계적으로 유의적인 차이를 보였다 (p < 0.05). 가수분해된 유기물의 메탄 전환률은 무교환, 9일, 3일 교환 처리구 순으로 약 71%, 95%, 97% 가 메탄으로 전환되었으며 모든 처리구에서 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 배출된 침출수를 제외하고 혐기소화조만을 대상으로 혐기소화단계별 효율평가를 실시한 결과 9일 교환 처리구의 가수분해율은 19.1%로 0.5% 감소했다. 3일 교환 처리구의 가수분해율은 22% 감소한 9.7%로 무교환 조건에 비해 50% 가량 낮은 가수분해율을 보였다 (p < 0.05). 산생성률 평가결과 3일 교환 9.7%, 9일 교환 18%로 각각 가수분해된 유기물의 100%, 95%가 산생성 단계에 이용된 것으로 보이며 산으로 전환된 유기물은 3일 교환 처리구의 97%, 9일 교환 처리구의 100%가 메탄으로 전환된 것으로 사료된다 (p < 0.05). 혐기소화 단계별 효율을 평가한 결과 3일 주기 침출수 교환이 실시될 경우 약 21% 이상의 유기물을 유실시키며 메탄생성환경을 악화시키는 것으로 보인다. 그러나 9일주기 침출수 교환의 경우 유기물 유출 및 메탄발생에 통계적으로 유의적인 영향을 미치지 않는것으로 판단된다 (p < 0.05).

Table 4. Hydrolysis, acidogenesis and methanogenesis rate of each treatment (Mean ± S.D., n = 3).

^{( )}Without the methane production of leachate.
^a-bMeans with different superscripts in the same row of each group are significantly different (p < 0.05).

유기물 분해율 (Ultimate Biodegradability) Table 5에 유기물 분해율 평가결과를 나타내었다. 45일간의 혐기소화조 운전결과 최종생분해도는 무교환, 9일, 3일 교환 처리구 순으로 18.2%, 18.9%, 14.4%로 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 무교환 및 9일 교환 처리구의 BVS 분해율은 약 72%로 통계적으로 유의적 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 반면 3일 교환 처리구의 BVS 분해율은 약 54%로, 무교환 및 9일 교환 처리구 대비 약 25%가량 감소하였으며 유의적인 차이를 보였다 (p < 0.05).

Table 5. Ultimate biodegradability and volatile solids removal rate of each treatment (Mean ± S.D., n = 3).

^†Based on no replacing UB (%).
^a-bMeans with different superscripts in the same column of each group are not significantly different (p < 0.05).

안정성 pH는 전반적인 혐기소화 진행상태를 살필 수 있는 측정이 간편한 운전 인자 중 하나로 Buffering capacity및 암모니아 농도와 유기적인 관계를 가지고 있다 (Sung and Liu, 2003). 문헌에 의하면 안정적인 혐기소화를 위한 최적의 pH는 원료의 성상과 혐기소화 단계에 따라 차이가 있으나 pH 6.8~7.8 을 유지할 경우 전반적으로 안정적인 혐기소화 공정이 진행될 수 있다고 한다 (Cioabla et al., 2012; Standards Australia International, 2003). 모든 처리구에서 pH 변화에 의한 혐기소화 저해현상은 발생하지 않은 것으로 판단된다 (Fig. 3).

Fig. 3.

Variation of leachate pH over time.

일반적으로 NH₄-N농도는 투입된 원료의 성상 및 pH의 정도 등에 따라 변화되지만 안정적인 혐기소화운전을 위해서는 1,500~3,000 mg L^-1를 상회하지 않는 것이 적절하다 (Gerardi, 2003). 45일간의 혐기소화조 운전결과 무교환 조건의 NH₄-N농도는 혐기소화조 운전 시작 후 지속적으로 증가하여 운전종료 시점에는 1,000 mg L^-1를 상회하였으나 혐기소화 저해현상 발현 농도인 1,500 mg L^-1를 초과하지 않았다. 9일 교환 처리구의 NH₄-N 농도는 운전시작 후 최대 596 mg L^-1까지 증가하였으나 이를 기점으로 감소하기 시작하여 운전 종료시점까지 평균 340 mg L^-1의 NH₄-N농도를 유지하였다. 3일 교환 처리구의 NH₄-N 농도는 최대 440 mg L^-1까지 증가한 뒤 침출수 교환에 따른 희석효과로 인해 지속적으로 감소하여, 운전종료시점에는 82% 가량 감소한 60 mg L^-1를 유지하였다. 이러한 결과를 종합하여 볼 때 3일 교환 처리구를 제외한 모든 처리구에서 혐기소화 저해현상은 발생하지 않은 것으로 판단되며, 침출수 교환 주기에 따라 43~82%의 NH₄-N을 제거 할 수 있을 것으로 사료된다.

NH₃는 pH와 밀접한 연관관계를 가지고 있으며 NH₄-N 보다 독성이 강한 혐기소화 저해인자로 저농도에서도 강한 독성을 일으킨다 (Strik et al., 2006). 연구에 의하면 pH 7.0 미만일 때 NH₃가 80 mg L^-1 이상을 상회할 경우 혐기소화 저해현상이 발생하였다고 보고된 바 있다 (Anderson et al., 1982; Chen et al., 2008). 운전일자에 따른 NH₃ 변화를 관찰한 결과 모든 처리구에서 80 mg L^-1 미만의 NH₃ 농도를 유지하여 안정적인 혐기소화가 진행된 것으로 판단된다 (Fig. 4).

Fig. 4.

Variation of NH₄-N and NH₃ concentrations over time.

Alkalinity는 VFA누적, pH감소 등에 의한 산 축적현상을 중화시키는 염기의 정도로 원료의 성상에 따라 변화되나, 일반적으로 안정적인 혐기소화운전을 위한 적정농도로 최소 1,000~5,000 mg L^-1 이상을 유지해야 한다고 알려져 있다 (Jeanger, 2005). 침출수 교환주기별 운전일자 경과에 따른 alkalinity 변화를 Fig. 5에 나타내었다. 무교환 조건의 alkalinity 농도는 운전기간 동안 4,300~6,300 mg L^-1 수준을 유지하였다. 반면 9일 및 3일주기 침출수 교환 처리구의 경우 각각 첫 번째 침출수 교환이 실시된 이후 운전종료 시점까지 지속적인 감소세를 보였다. 9일 교환 처리구의 alkalinity 농도는 최대 5,260 mg L^-1 까지 증가한 뒤에 점차적으로 줄어들어 운전종료 시점에는 약 1,260 mg L^-1 까지 감소하였고 76%의 감소율을 보였다. 3일 교환 처리구의 alkalinity 농도는 3일경에는 최대 3850 mg L^-1 까지 증가하였으나, 이를 기점으로 감소하기 시작하여 21일에는 860 mg L^-1, 운전종료 시점에는 90%가량 감소한 약 385 mg L^-1 까지 감소하였다. 이상의 결과를 종합하여 볼 때 3일 주기 침출수 교환이 7회 이상 실시 될 경우 alkalinity농도에 영향을 미쳐 혐기소화 안정성에 문제가 발생 하는 것으로 사료되며, 3일 교환 처리구를 제외한 모든 처리구에서 안정적인 혐기소화운전이 진행된 것으로 판단된다.

Fig. 5.

Variation of the alkalinity concentrations over time.

Acetic acid는 메탄생성단계의 주요 중간생성물인 VFA중 하나로 혐기소화조의 안정성을 판단 할 수 있는 parameter로 사용이 가능하며, 문헌에 따르면 acetic acid가 2,400 mg L^-1 를 초과할 경우 혐기소화 저해현상이 발생한다는 연구결과가 보고 된 바 있다 (Drosg, 2013; Wang et al., 2009). 45일간의 혐기소화조 운전 결과 모든 처리구의 acetic acid 는 2,400 mg L^-1 미만으로 안정적인 혐기소화가 진행된 것으로 사료된다. 그러나 3일 교환 처리구의 경우 33일 이후 acetic acid 농도가 증가하는 경향을 보인다. 이는 pH, alkalinity 등의 감소로 인해 메탄생성균의 생장 환경이 악화되어 acetic acid가 소모되지 않고 축적되어 발생한 현상으로 보이며 추가적인 연구가 필요할 것으로 판단된다 (Fig. 6).

Fig. 6.

Variation of acetic acid concentrations over time.

Propionic acid는 환경변화에 민감하고 분해속도가 느린 VFA 중 하나로 2,750~5,000 mg L^-1 를 상회할 경우 혐기소화 저해현상이 발생하는 것으로 알려져 있다 (Drosg, 2013; Pullammanappallil et al., 2001; Sandra et al., 2012). 운전결과 모든 처리구의 propionic acid는 혐기소화 저해현상이 발생하는 2,750~5,000 mg L^-1 를 상회하지 않았으며 propionic acid 축적으로 인한 혐기소화 저해현상은 발생하지 않은 것으로 판단된다 (Fig. 7). 

Fig. 7.

Variation of propionic acid concentrations over time.

VFA/Alkalinity ratio TVFA/Alkalinity 비는 TVFA (Total Volatile Fatty Acid)와 Alkalinity의 비를 통해 혐기소화 이상 유무를 평가 할 수 있는 유용한 Parameter로써 TVFA/Alkalinity 비가 0.8 이하로 유지될 경우 혐기소화가 안정적으로 진행된다고 알려져 있다 (Callaghan et al., 2002). 45일간의 고상혐기소화 운전결과 무교환 및 9일 교환 처리구의 TVFA/Alkalinity 비는 종료시점 전까지 0.8 이하를 유지하여 안정적인 혐기소화가 진행된 것으로 판단된다. 그러나 3일 교환 처리구의 경우 27일을 기점으로 TVFA/Alkalinity 비가 증가하기 시작해 운전 종료일에는 0.8을 상회하였다. 이러한 현상은 잦은 침출수 교환에 의해 메탄생성미생물의 생장환경이 악화되어 (pH 감소, alkalinity 유실 등) VFA가 분해되지 않고 축적되기 때문으로 사료된다 (Fig. 8).

Fig. 8.

Variation of total VFA and Alkalinity ratio over time.

Conclusions 

본 연구는 침출수 교환이 고상혐기소화 효율 및 안정성에 미치는 영향을 평가하고자 무교환 및 3일, 9일을 주기로 침출수 교환을 실시하였으며, 바이오가스 발생효율, 유기물 분해율 및 혐기소화 안정성 등을 바탕으로 침출수 교환 효과를 고찰하고 적합한 침출수 교환주기를 제시하고자 수행되었다.

메탄 발생량 평가결과 VS 1 g당 9일 교환 56.5 N․mL, 무교환 56.3 N․mL, 3일 교환 36.0 N․mL의 메탄이 발생하였다. 무교환 및 9일 교환 처리구의 경우 3일 교환 처리구 대비 약 1.6배 가량 우수한 메탄발생량을 보였다 (p < 0.05). 휘발성고형물 (BVS) 분해율 평가결과 무교환, 9일 교환, 3일 교환 처리구 순으로 72.4%, 72.1%, 54.4%,로 무교환 처리구가 가장 높은 유기물 분해율을 보였으나 9일 교환 조건과는 통계적으로 유의적인 차이를 보이지 않았다 (p > 0.05). 반면 3일 교환 처리구의 유기물 분해율은 무교환 및 9일 교환 처리구 대비 24% 가량 감소하였다 (p < 0.05).

혐기소화 단계별 효율 평가결과 3일 교환 처리구의 가수분해율은 12.4%로 무교환조건 가수분해율 (26.5%) 대비 53% 감소하였다. 9일 교환 처리구의 가수분해율은 19.9%로 무교환 조건대비 약 25% 감소한 수치를 나타냈으나 메탄생성률은 18.9%로 무교환 조건 (18.8%) 과 유사한 결과를 보였다 (p > 0.05). 이와 같은 결과로 볼 때 3일 주기 침출수 교환은 유기물 및 혐기소화 단계별 분해 효율을 감소시키나 9일 주기 침출수 교환은 유기물 및 혐기소화 단계별 분해 효율에 영향을 미치지 않는 것으로 보인다.

pH, NH₄-N, NH₃, alkalinity, VFA, TVFA/Alkalinity 비 등을 통한 안전성 평가결과 3일 교환 처리구를 제외한 모든 처리구에서 혐기소화 저해현상은 발생하지 않은 것으로 보이며, 교환 주기에 따라 약 43~82% 의 NH₄-N을 제거할 수 있는 것으로 판단된다. 이상의 연구결과와 침출수 교환에 투입되는 부대비용을 종합하여 볼 때, 젖소분뇨 및 톱밥깔짚 혼합물 대상 고상혐기소화 시 적합한 침출수 교환전략으로는 침출수 무교환이 적절한 것으로 판단된다. 그러나 혐기소화조 내부에 발생한 혐기소화 저해인자 제어 및 침출수 활용 측면에서 침출수 교환이 요구되는 경우 9일 주기 침출수 교환이 적절한 것으로 사료된다.