잉여슬러지의 오존분해에 따른 VFA의 생성 및 인 방출을 위한 탄소원으로의 재이용 가능성에 관한 연구 The Study on Ozone Treatment of Wasting Activated Sludge for VFA Production and Reuse as Carbon Source for Phosphorus Release원문보기
본 연구에서는 오존분해 된 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 사용하기 적절한지 평가하기 위하여 오존 주입량 변화에 따라 오존분해된 슬러지의 성상변화와 함께 인 방출 실험 및 VFA(Volatile Fatty Acid) 생성량을 살펴보았다. 슬러지를 오존 주입량 0.5 g $O_3/g$ SS로 분해했을 경우 TCOD(Total Chemical Oxygen Demand)와 TSS(Total Suspended Solid)는 오존분해 전 7050, 4900 mg/L에서 5850, 2867 mg/L로 각각 17, 41% 감소하였다. 또한, pH는 6.6에서 3.8로 감소하였고, SCOD(Soluble Chemical Oxygen Demand)는 38.7 mg/L에서 2760 mg/L로 약 70배 증가함을 보였다. 오존 분해에 의해 acetic acid와 같은 VFA도 새로이 생성됨을 확인하였다. Acetic acid의 경우 0.05 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지에서 50.24 mg/L가 생성되었으며, 0.5 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지의 경우는 123.56 mg/L로 증가되었다. 그러나 혐기성 소화에 의한 VFA의 증가량은 0.05 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지에서 Acetic acid가 50.24 mg/L에서 219.28 mg/L로 가장 많이 증가되었다. 또한 낮은 오존 주입량(0.05, 01 g $O_3/g$ SS)으로 분해된 슬러지에서 관찰되지 않았던 Propionic acid는 46 mg/L가 새로이 증가하였다. 그 외 혐기성 소화로 인해 n-Butyric Acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid의 농도도 증가하였다. 오존 주입량에 따라 SCOD, VFA의 농도는 증가하지만 인 방출 속도 및 경제성을 고려하여 적정 오존 주입 농도는 0.05-0.1 g $O_3/g$ SS로 조사되었다.
본 연구에서는 오존분해 된 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 사용하기 적절한지 평가하기 위하여 오존 주입량 변화에 따라 오존분해된 슬러지의 성상변화와 함께 인 방출 실험 및 VFA(Volatile Fatty Acid) 생성량을 살펴보았다. 슬러지를 오존 주입량 0.5 g $O_3/g$ SS로 분해했을 경우 TCOD(Total Chemical Oxygen Demand)와 TSS(Total Suspended Solid)는 오존분해 전 7050, 4900 mg/L에서 5850, 2867 mg/L로 각각 17, 41% 감소하였다. 또한, pH는 6.6에서 3.8로 감소하였고, SCOD(Soluble Chemical Oxygen Demand)는 38.7 mg/L에서 2760 mg/L로 약 70배 증가함을 보였다. 오존 분해에 의해 acetic acid와 같은 VFA도 새로이 생성됨을 확인하였다. Acetic acid의 경우 0.05 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지에서 50.24 mg/L가 생성되었으며, 0.5 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지의 경우는 123.56 mg/L로 증가되었다. 그러나 혐기성 소화에 의한 VFA의 증가량은 0.05 g $O_3/g$ SS로 분해된 슬러지에서 Acetic acid가 50.24 mg/L에서 219.28 mg/L로 가장 많이 증가되었다. 또한 낮은 오존 주입량(0.05, 01 g $O_3/g$ SS)으로 분해된 슬러지에서 관찰되지 않았던 Propionic acid는 46 mg/L가 새로이 증가하였다. 그 외 혐기성 소화로 인해 n-Butyric Acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid의 농도도 증가하였다. 오존 주입량에 따라 SCOD, VFA의 농도는 증가하지만 인 방출 속도 및 경제성을 고려하여 적정 오존 주입 농도는 0.05-0.1 g $O_3/g$ SS로 조사되었다.
Recently, the ozone treatment of wasting activated sludge has become one of the effective and feasible process for the sludge reduction. The objective of this study is to investigate the availability of ozonized wasting sludge on external carbon sources 13r phosphorus release. Experiment results sho...
Recently, the ozone treatment of wasting activated sludge has become one of the effective and feasible process for the sludge reduction. The objective of this study is to investigate the availability of ozonized wasting sludge on external carbon sources 13r phosphorus release. Experiment results showed that the ozone treatment of activated sludge could produce a large amount of VFA such as acetic acid and isobutyric acid. For example, 50.24 mg/L acetic acid was produced with the ozone dose of 0.05 g $O_3/g$ SS, and 123.56 mg/L acetic acid with 0.5 g $O_3/g$ SS. The higher ozone dose was applied, the more VFA was produced from sludge reduction into a limited point. Finally, using ozonated sludge as only carbon source, the batch experiment, to measure phosphorus release rate in anaerobic condition were performed. The specific phosphorus release rates were investigated as 0.94, 1.37, 1.48, 1.68 mg P/g VSS/hr with ozone dose of 0.05, 0.1, 0.2, 0.5 g $O_3/g$ SS, respectively. Considering the degree of mineralization, VFA production, phosphorus release rate, and economical aspect, the optimal ozone dose for sludge reduction and using carbon sources ranged from 0.05 to 0.1 g $O_3/g$ SS.
Recently, the ozone treatment of wasting activated sludge has become one of the effective and feasible process for the sludge reduction. The objective of this study is to investigate the availability of ozonized wasting sludge on external carbon sources 13r phosphorus release. Experiment results showed that the ozone treatment of activated sludge could produce a large amount of VFA such as acetic acid and isobutyric acid. For example, 50.24 mg/L acetic acid was produced with the ozone dose of 0.05 g $O_3/g$ SS, and 123.56 mg/L acetic acid with 0.5 g $O_3/g$ SS. The higher ozone dose was applied, the more VFA was produced from sludge reduction into a limited point. Finally, using ozonated sludge as only carbon source, the batch experiment, to measure phosphorus release rate in anaerobic condition were performed. The specific phosphorus release rates were investigated as 0.94, 1.37, 1.48, 1.68 mg P/g VSS/hr with ozone dose of 0.05, 0.1, 0.2, 0.5 g $O_3/g$ SS, respectively. Considering the degree of mineralization, VFA production, phosphorus release rate, and economical aspect, the optimal ozone dose for sludge reduction and using carbon sources ranged from 0.05 to 0.1 g $O_3/g$ SS.
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문제 정의
이에 본 연구에서는 오존분해 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 이용하기에 앞서, 오존 주입량 변화에 따라 분해된 슬러지의 성상변화를 살펴보고, 회분식 실험을 통하여 인 제거 미생물(Phosphate Accumulating Organisms)의 인 방출 가능성과 VFA의 생성 및 변화량을 확인하고자 한다. 이로부터 최종적으로 슬러지 감량화와 함께 생물학적인 제거를 위한 외부 탄소원으로서 오존분해 슬러지를 이용할 수 있는지 그 가능성을 제시하고자 한다.
이에 본 연구에서는 오존분해 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 이용하기에 앞서, 오존 주입량 변화에 따라 분해된 슬러지의 성상변화를 살펴보고, 회분식 실험을 통하여 인 제거 미생물(Phosphate Accumulating Organisms)의 인 방출 가능성과 VFA의 생성 및 변화량을 확인하고자 한다. 이로부터 최종적으로 슬러지 감량화와 함께 생물학적인 제거를 위한 외부 탄소원으로서 오존분해 슬러지를 이용할 수 있는지 그 가능성을 제시하고자 한다.
제안 방법
또한 대조군으로 Phase 1에서는 일반 수돗물을, Phase 6에서는 Acetate를 50 mg/L로 주입하여 Phase 2~5의 실험결과와 비교하였다. Jar Test기를 이용하여 약 70 rpm으로 교반, 혐기상태를 유지하면서 5, 10, 30, 45, 60, 90, 120, 150, 180, 210, 240분 경과에 따라 시료를 채취한 뒤 즉시 원심분리한 후 그 상등액을 0.45 μm GF/C Filter로 여과하여 얻은 용액중의 POL-P농도 변화를 관찰하였다.
9였으며 인위적으로 pH를 조절하지 않았다. PAOs를 포함한 활성 슬러지를 IL Beaker에 MLSS 농도로 2600~2700 mg/L가 되도록 적절히 희석하여 주입하고, 앞서 설명한 오존분해 슬러지를 각각 30, 33, 33.4, 34 mL 주입하여 TCOD 농도를 기준으로 200 mg/L가 되도록 맞춘 후 실험을 수행하였다.(Phase 2~5).
그리고 오존 접촉조에 교반기를 설치하여 오존과 슬러지의 접촉효율을 최대한 향상시킴과 동시에 오존 분해 과정 중 발생하는 거품을 제거하도록 하였다. 또한 오존 접촉조에서 슬러지와 반응하지 않은 배오존양을 오존 검출기에서 측정, 실제 오존 접촉효율을 고려하여 오존 주입량에 따른 오존 반응시간을 계산하였다.
(Phase 2~5). 또한 대조군으로 Phase 1에서는 일반 수돗물을, Phase 6에서는 Acetate를 50 mg/L로 주입하여 Phase 2~5의 실험결과와 비교하였다. Jar Test기를 이용하여 약 70 rpm으로 교반, 혐기상태를 유지하면서 5, 10, 30, 45, 60, 90, 120, 150, 180, 210, 240분 경과에 따라 시료를 채취한 뒤 즉시 원심분리한 후 그 상등액을 0.
그리고 오존 접촉조에 교반기를 설치하여 오존과 슬러지의 접촉효율을 최대한 향상시킴과 동시에 오존 분해 과정 중 발생하는 거품을 제거하도록 하였다. 또한 오존 접촉조에서 슬러지와 반응하지 않은 배오존양을 오존 검출기에서 측정, 실제 오존 접촉효율을 고려하여 오존 주입량에 따른 오존 반응시간을 계산하였다. 송기량과 오존 주입농도를 각각 4 L air/min, 25 mg O3/L air로 고정하고 오존 주입량을 0.
또한 오존 접촉조에서 슬러지와 반응하지 않은 배오존양을 오존 검출기에서 측정, 실제 오존 접촉효율을 고려하여 오존 주입량에 따른 오존 반응시간을 계산하였다. 송기량과 오존 주입농도를 각각 4 L air/min, 25 mg O3/L air로 고정하고 오존 주입량을 0.05, 0.1, 0.2, 0.5 g O3/g SS로 변화시키면서 COD와 TSS 및 pH를 측정하여 오존분해 슬러지의 성상 변화를 관찰하였다. 오존 주입량은 슬러지와 오존의 접촉시간을 변화시켜 조정하였다.
액체 시료에 포함된 VFA(Volatile Fatty Acids)는 Gas Chro- matography를 이용하여 정량분석 하였다. 실험에 사용한 GC (Hewlett-Packard 6890, USA)는 FID검출기를 장착하여 사용하였고 오븐 온도는 150℃, 주입부와 검출부의 온도는 각각 220℃ 및 240C로 하였다.
25 μm)을 사용하였으며, 이동상으로는 헬륨 가스를 사용하여 30 mL/min으로 운전하였다. 연료 가스는 공기와 수소를 이용하여 340 mL/min와 35 mL/min으로 각각 조정하여 분석하였다. 보관된 시료는 24시간 내에 분석하였다.
오존 주입량 변화에 따라 분해된 슬러지를 탄소원으로 사용하여 혐기 조건하에서 인 방출 특성과 인 방출량을 관찰하기 위해 회분식 실험을 수행하였다.
오존 주입량(0.05, 0.1, 0.2, 0.5 g O3/g SS)변화에 따른 슬 러지의 분해특성을 살펴보기 위하여 오존분해된 슬러지의 COD와 SS 및 pH의 변화를 관찰하였다. 슬러지의 오존분해 효과는 두 가지 측면에서 볼 수 있다.
5 g O3/g SS로 변화시키면서 COD와 TSS 및 pH를 측정하여 오존분해 슬러지의 성상 변화를 관찰하였다. 오존 주입량은 슬러지와 오존의 접촉시간을 변화시켜 조정하였다. 오존 주입량은 슬러지 고형물 단위 질량당 슬러지와 반응하여 소모된 오존량(g O3/g SS)으로 나타내며 계산 방법은 다음의 (1), (2)식과 같다.
인 방출에 있어서 VFA와 같은 Short-chain acid가 중요한 역할을 하므로 오존 주입량 변화에 따라 분해된 슬러지로부터 VFA의 생성량과 시간 경과에 따른 VFA의 농도변화를 관찰하였다. Fig.
대상 데이터
실험에 사용한 GC (Hewlett-Packard 6890, USA)는 FID검출기를 장착하여 사용하였고 오븐 온도는 150℃, 주입부와 검출부의 온도는 각각 220℃ 및 240C로 하였다. Columne HP-INNOWAX (30 m×0.25 mm×0.25 μm)을 사용하였으며, 이동상으로는 헬륨 가스를 사용하여 30 mL/min으로 운전하였다. 연료 가스는 공기와 수소를 이용하여 340 mL/min와 35 mL/min으로 각각 조정하여 분석하였다.
1과 같이 산소발생기와 오존발생기(에노텍(주), 한국), 오존 접촉조, 오존 검출기(USA, 미국)로 구성되어 있다. 본 실험에 사용한 오존은 산소발생기로부터 발생된 산소의 아크방전을 통해 생성되었으며 오존 접촉조 하부에 위치한 Diffhser를 통하여 슬러지와 접촉되도록 하였다.
슬러지 오존분해 실험에 사용된 장치는 Fig. 1과 같이 산소발생기와 오존발생기(에노텍(주), 한국), 오존 접촉조, 오존 검출기(USA, 미국)로 구성되어 있다. 본 실험에 사용한 오존은 산소발생기로부터 발생된 산소의 아크방전을 통해 생성되었으며 오존 접촉조 하부에 위치한 Diffhser를 통하여 슬러지와 접촉되도록 하였다.
액체 시료에 포함된 VFA(Volatile Fatty Acids)는 Gas Chro- matography를 이용하여 정량분석 하였다. 실험에 사용한 GC (Hewlett-Packard 6890, USA)는 FID검출기를 장착하여 사용하였고 오븐 온도는 150℃, 주입부와 검출부의 온도는 각각 220℃ 및 240C로 하였다. Columne HP-INNOWAX (30 m×0.
오존 분해에 사용된 슬러지는 경기도 K시 하수처리장의 반송 슬러지를 채취하여 사용하였으며 반송 슬러지의 성상은 Table 1에 나타내었다. 직경 10cm, 높이 1m의 아크릴로 제작한 원통형 오존 접촉조에 슬러지를 2 L씩 채워 각각의 오존 주입량에 따라 오존분해하고 이후 일정량의 시료를 취하여 4 ℃ 에서 보관하였다.
Table 2는 인 방출 실험조건을 나타낸 것으로 탄소원으로 사용한 오존분해된 슬러지의 종류와 농도, MLSS 농도를 나타낸 것이다. 인 방출 실험에 사용된 슬러지는 PAOs(Pho- sphate Accumulating Organisms)가 충분히 성장해 있는 실험실 규모의 A2O(40 L/day)공정의 호기조에서 채취하였다. 실험초기의 pH는 6.
이론/모형
보관된 시료는 24시간 내에 분석하였다. 그 밖에 분석은 Standard Methods에 준하여 실시하였으며 COD#은 Closed Reflux Method(Method 5220℃)로 측정하였고, #는 Ion Chromatography(IC DX-120, DIONEX, USA)로 측정하였다.
성능/효과
1) 슬러지 오존분해에 의한 무기화는 오존 주입량이 #일 때는 4%였으나 오존 주입량이 0.5 g O3/g SS 일 때는 17%가 증가하였고, 오존 주입량 0.5 g O3/g SS에서 초기 4900 mg/L에서 2870 mg/L로 약 41%의 고형물이 분해되었다.
2) 오존분해 슬러지가 인 방출을 위한 외부 탄소원으로서의 가능성을 확인하였다. 오존 주입량 0.
3) 오존 주입량 0.05, 0.1 g O3/g SS로 분해된 슬러지를 탄소원으로 사용하였을 때 급격한 인 방출 속도를 보였다. 이후 오존 주입량을 증가시켜 분해된 슬러지를 탄소원으로 사용해도 인 방출속도는 큰 변화가 없었다.
생성되는 VIA는 오존 주입량에 비례하여 증가하였다. 9일간 방치 후 Acetic acid, Isobutyric acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid 모두 오존분해 직후 보다 증가함을 보였다. 오존에 의해 분해된 슬러지는 혐기성 효율이 증가되어 9일 경과 후 관측한 VFA의 농도 변화는 오존 주입량 0.
6은 위의 실험을 바탕으로 슬러지의 인 방출 속도 (SPRR : Specific Phosphorus Release Rate) 를 나타낸 것이다. Acetate를 탄소원으로 사용했을 때 인 방출 속도는 4.58 mg-P/g VSS/hr였으며, 오존 주입량 0.05, 0.1, 0.2, 0.5 g O3/g SS로 분해된 슬러지를 탄소원으로 사용했을 때 인 방출 속도는 각각 0.94, 1.37, 1.48, 1.68 mg-P/g VSS/hr였다. 오존 분해 슬러지를 탄소원으로 사용했을 경우 오존 주입량을 높게 해서 분해된 슬러지일수록 인 방출 속도가 증가하는 것으로 나타났다.
그 외 Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid도 오존분해에 의해 새로이 생성됨을 확인할 수 있었다. 이와 같은 VFA의 생성은 슬러지가 강력한 오존의 산화력에 의해서 분해 될 때 세포벽과 SMP(Soluble Microbial Product)가 파괴되면서 VFA 성분이 용출되었거나 기존 탄소원이 VFA로 전환된 것으로 사료된다.
34배 증가함을 보였다. 그 외 n-Butyric Acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid의 농도도 증가함을 보였다. 이와 같은 결과를 바탕으로 오존분해된 슬러지를 시스템 내 재주입할 경우 오존주입탱크의 체류시간을 길게 하면 자체 혐기성 분해로 VFA의 양을 증가시킬 수 있을 것이라고 사료된다.
오존 분해 전 슬러지에서 관찰되지 않았던 VFA가 오존 분해에 의해 새로이 생성됨을 알 수 있었다. 또한 오존 분해에 의해 생성되는 VFA의 농도는 오존 주입량에 비례하는 것으로 나타났다. 오존 주입량 0.
이는 오존 주입량이 증가할수록 세포 내 고분자물질이 더 많이 용출, 가용화되어 Non-biodegradable fraction0] Biodegradable fraction으로 변화되어 미생물이 이용하기 쉬운 상태로 전환되었기 때문이라고 사료된다. 또한 오존 주입량 0.05, 0.1 g O3/g SS로 분해된 슬러지를 탄소원 으로 사용했을 경우 인 방출 속도는 각각 0.94, 1.37 mg-P/ g-VSS/hr까지 급격히 증가하였다. 그러나 오존 주입량 0.
6배 증가됨을 보였다. 또한 오존 주입량 0.05, 0.1 g O3/g SS로 오존분해된 슬러지에서는 관찰되지 않았던 Propionic acid와 n-Butyric acid가 각각 46 mg/L, 5.87 mg/L 로 새로이 생성되었다 반면에 오존 주입량 0.1, 0.2, 0.5 O3/g SS로 분해된 슬러지일 경우 0.05 O3/g SS로 분해된 슬러지의 VFA 생성량 보다 큰 폭으로 증가하지는 않았음을 알 수 있었다. 이는 오존주입량을 0.
8은 오존분 해 슬러지를 상온에서 9일간 방치한 후 슬러지 중의 VFA의 변화를 나타낸 것이다. 생성되는 VFA는 오존 주입량에 비례 하지만 0.05 O3/g SS 의 오존 주입량을 적용하여 슬러지를 분해한 경우에 있어서 오존 분해 후 VFA 초기 농도와 비교 해 보면 Acetic acid는 50.24 mg/L에서 219.28 mg/L로 약 4 배 이상 증가하였으며, Isobutyric acid는 11.53 mg<S]서 18.16 m&L로 약 1.6배 증가됨을 보였다. 또한 오존 주입량 0.
68 mg-P/g VSS/hr였다. 오존 분해 슬러지를 탄소원으로 사용했을 경우 오존 주입량을 높게 해서 분해된 슬러지일수록 인 방출 속도가 증가하는 것으로 나타났다. 이는 오존 주입량이 증가할수록 세포 내 고분자물질이 더 많이 용출, 가용화되어 Non-biodegradable fraction0] Biodegradable fraction으로 변화되어 미생물이 이용하기 쉬운 상태로 전환되었기 때문이라고 사료된다.
7은 오존 주입량의 변화에 따른 오존분해 슬러지 증 VTA의 생성량을 나타낸 것이다. 오존 분해 전 슬러지에서 관찰되지 않았던 VFA가 오존 분해에 의해 새로이 생성됨을 알 수 있었다. 또한 오존 분해에 의해 생성되는 VFA의 농도는 오존 주입량에 비례하는 것으로 나타났다.
58 mg/L였다. 오존 주입량을 0.5 g O3/g SS로 분해했을 경우 0.05 g O3/g SS 로 분해했을 때보다 약 1.5배 많은 양이 생성됨을 알 수 있었다.
3은 오존 주입량에 따른 고형물의 변화를 보여주고 있다. 오존 주입량이 증가함에 따라 TSS와 VSS가 지수적으로 감소함을 알 수 있었다. 오존분해 전 약 4900 mg/L의 TSS가 오존 주입량 0.
9일간 방치 후 Acetic acid, Isobutyric acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid 모두 오존분해 직후 보다 증가함을 보였다. 오존에 의해 분해된 슬러지는 혐기성 효율이 증가되어 9일 경과 후 관측한 VFA의 농도 변화는 오존 주입량 0.05 O3/g SS로 분해한 슬러지에서 Acetic acid의 경우 50.24 mg/L에서 219.28 mg/L로 4배 이상 증가되었다.
5 O3/g SS로 분해하였을 경우보다 낮은 분해효율을 보였지만 오존의 강력한 산화력으로 인해 슬러지의 생분해도를 증가시킴 으로써 혐기성 소화율이 증가되었기 때문이라고 사료된다. 오존주입량 0.1, 0.2, 0.5 O3/g SS로 분해된 슬러지에서도 Acetic acid는 162.93, 147.32, 164.97 mg/L로 오존분해 초기보다 각각 1.97, 1.33, 1.34배 증가함을 보였다. 그 외 n-Butyric Acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid의 농도도 증가함을 보였다.
5 g O3/g SS로 분해한 후에는 5850 mg/L로 17% 까지 감소하였다. 용존 유기성분인 SCOD는 TCOD와는 반대로 오존 주입량이 증가함에 따라 증가함을 보였다. 슬러지를 오존 주입량 0.
이와는 대조적 으로 오존으로 분해된 슬러지를 탄소원으로 사용하였을 경우는 상대적으로 인 방출이 매우 서서히 일어났지만 오존분해 슬러지가 인 방출을 위한 외부 탄소원으로서 이용 가능할 수 있다는 사실을 확인할 수 있었다. 오존 주입량 0.
후속연구
이러한 pH의 감소는 오존에 의해 슬러지가 미세입자로 분해된 후 대부분 End Product인 Carboxylic Acid의 생성으로 인하여 감소하는 것으로 보고되고 있다.3)이상의 결과를 바탕으로 오존으로 분해된 슬러지는 무기화로 인한 TCOD, TSS의 감소와 가용화로 인한 SCOD의 증가로 인해 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 활용이 가능할 것으로 사료된다.
그러나 우리나라 하수는 유기물 농도가 매우 낮고, VFA농도도 유입하수 COD의 약 10-20% 정도로 낮은 편이다.6)따라서 잉여 슬러지를 오존분해 후 시스템 내 재순환 시킬 경우 슬러지 감량화 뿐 아니라 오존분해 과정에서 생성되는 biodegradable한 물질을 이용하여 탈질 및 인 방출을 위한 외부 '탄소원으로 재이용이 가능할 것이다.
이와 같은 결과를 바탕으로 오존분해된 슬러지를 시스템 내 재주입할 경우 오존주입탱크의 체류시간을 길게 하면 자체 혐기성 분해로 VFA의 양을 증가시킬 수 있을 것이라고 사료된다. 따라서 오존분 해 된 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 이용하여 혐기조로 재순환 시킬 경우 TSS의 소멸화로 인한 슬러지 감량화와 가용화에 의한 SCOD의 증가 및 VFA의 생성으로 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 활용이 가능할 것으로 사료된다. 그러나 장기적으로 볼 때 슬러지 무배출로 인하여 시스템 내에 인이 축적되어 오히려 유출수내 인의 농도가 높을 수 있는 문제가 발생될 수도 있을 것이다.
그 외 n-Butyric Acid, Propionic Acid, n-Butyric Acid, Isovaleric Acid, Valleric Acid의 농도도 증가함을 보였다. 이와 같은 결과를 바탕으로 오존분해된 슬러지를 시스템 내 재주입할 경우 오존주입탱크의 체류시간을 길게 하면 자체 혐기성 분해로 VFA의 양을 증가시킬 수 있을 것이라고 사료된다. 따라서 오존분 해 된 슬러지를 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 이용하여 혐기조로 재순환 시킬 경우 TSS의 소멸화로 인한 슬러지 감량화와 가용화에 의한 SCOD의 증가 및 VFA의 생성으로 인 방출을 위한 외부 탄소원으로 활용이 가능할 것으로 사료된다.
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