발 간 등 록 번 호

2014-19-007-01

서울시립대학교 환경에너지

대학원 인재양성 프로그램

실습연구 보고서

2014. 2

수도권매립지관리공사

발 간 등 록 번 호

2014-19-007-01

생활폐기물 Bio-drying 공정의

설계 및 운전인자의 개발에

관한 연구

2014. 2

수도권매립지관리공사

이 보고서는 2013년도 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램사업의

실습 연구결과로서 보고서 내용은 연구자의 견해이며, 환경부 및

수도권매립지관리공사의 공식입장과 다를 수 있습니다.

제 출 문

수도권매립지관리공사 사장 귀하

본 보고서는 환경부와 수도권매립지관리공사가 운영하는 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램의 일환으로 지원받아

2013년에 수행 완료한 서울시립대학교의 실습연구인

『생활폐기물 Bio-drying 공정의 설계 및 운전인자의 개발에 관한

연구』 결과물로 제출합니다.

2014. 2. 28

책임연구원 : 이 동 훈 (서울시립대학교)연 구 원 : 박 재 람 (서울시립대학교)

임 건 묵 (서울시립대학교)김 원 규 (서울시립대학교)함 근 용 (서울시립대학교)

공동연구원 : 윤 수 경 (SL공사)

수행기관 서울시립대학교 산학협력단

단장 황 은 성

- I -

목 차

요약문 ····························································································· 1제1장 서론 ····················································································· 3

1. 연구 배경 및 목적 ··············································································· 3

제2장 Bio-drying 기술 현황 및 분류 ······································· 51. Bio-drying 공법이란? ··········································································· 5가. Bio-drying 공정의 정의 ············································································ 5나. Bio-drying 공정과 퇴비화 공정의 비교 ················································ 5다. Bio-drying 공정의 건조 기작 ·································································· 6

2. Bio-drying 기술 사례 ··········································································· 7가. 국내 ············································································································· 7나. 국외 ··········································································································· 10

3. Bio-drying 반응기 형태에 따른 분류 ············································· 15가. Box형 반응기 ··························································································· 15나. 로타리 드럼형 반응기 ··········································································· 19다. 기타 반응기 형태 ··················································································· 26라. 로타리 드럼의 Bio-drying 장치로의 이용 가능성 ···························· 33

제3장 Bio-drying 공정 운전인자들의 상관관계 ··················· 371. 폐기물 특성 ························································································· 37가. 물리적 조성 ····························································································· 38나. 함수율 ······································································································· 38

2. 송풍 ······································································································· 40가. 송풍량 ······································································································· 40

- II -

나. 송풍 방향 ································································································· 423. 기타 ······································································································· 43가. 온도 ··········································································································· 43나. 미생물 식종 ····························································································· 45다. 교반 ··········································································································· 48

제4장 Column반응기를 이용한 Bio-drying 실험 ··················· 511. 실험 목적 ····························································································· 512. 실험 개요 ····························································································· 51가. 대상폐기물 ······························································································· 51나. 실험장치 ································································································· 52다. 실험방법 ································································································· 52

3. 실험 결과 및 고찰 ············································································· 53가. 폐기물의 물리·화학적 특성 변화 ····················································· 53나. 측정 결과 ································································································· 56

제5장 결론 ··················································································· 59참고문헌 ······················································································· 61

- III -

표 목 차

<표 2-1> Bio-drying 공정과 퇴비화 공정의 비교 ·········································· 6<표 2-2> 남해군 생활폐기물 전처리시설 개요 ·············································· 8<표 2-3> 1차 반응조 체류시간 변경에 따른 공정 산물 별 수분함량 변화 ········ 9<표 2-4> Drseden 시설의 투입/배출물질 ······················································· 11<표 2-5> Drseden 시설에서 생산된 SRF의 특성 ········································· 11<표 2-6> Montanaso MBT 시설의 투입/배출물질 ········································ 13<표 2-7> Ecodeco의 기술이 적용된 시설 ······················································ 17<표 2-8> Herhof 기술이 적용된 시설 ···························································· 19<표 2-9> Keppel Seghers의 Dano Drum이 적용된 시설 사례 ·················· 22<표 2-10> Bediminster 기술이 사용된 시설 ·················································· 25<표 2-11> Vinci의 BRS®이 사용된 시설 ······················································· 26<표 2-12> 기타 Bio-drying 기술 ······································································ 27<표 2-13> Nehlsen의 기술이 적용된 시설 ···················································· 28<표 2-14> Convaero의 Bio-drying 시설 ························································· 31<표 2-15> 로타리 드럼을 사용하는 프랑스의 최신 MBT 사례 ················ 35

<표 3-1> 퇴비화 공정의 운전인자 ·································································· 37<표 3-2> 함수율에 대한 연구 결과 (K. M. Frei 등, 2004) ························ 39<표 3-3> 송풍량에 대한 연구 결과 (A. Zawadzka 등, 2010) ···················· 41<표 3-4> 송풍 방향에 대한 연구 결과 (M. Sugni 등, 2005) ····················· 43<표 3-5> 온도에 대한 연구 결과 (F. Adani 등, 2002) ······························· 44<표 3-6> 액상 물질에 의한 식종에 대한 연구 결과 (D. Q. Zhang 등, 2009a) ······ 46<표 3-7> 고형물에 의한 식종에 대한 연구 결과 (D. Q. Zhang 등, 2009b) ······ 48<표 3-8> 교반에 대한 연구 결과 (L. Zhao 등, 2010) ································· 49

- IV -

<표 4-1> 원시료와 실험 후 산물의 삼성분 분석 결과 ······························ 54<표 4-2> 원시료와 실험 후 산물의 발열량 분석 결과 ······························ 55<표 4-3> 원시료와 실험 후 산물의 화학적 조성 ········································ 55

- V -

그 림 목 차

<그림 2-1> Bio-drying 공정에서의 건조 기작 ················································ 6<그림 2-2> 남해군 생활폐기물 전처리시설 전경 ·········································· 7<그림 2-3> 남해군 MBT 시설 공정도 ······························································ 8<그림 2-4> 남해군 생활폐기물 전처리시설 물질수지도 ······························ 9<그림 2-5> Drseden MBT 시설의 공정도 ···················································· 10<그림 2-6> Herhof사의 Stabilat® 반응기 전경 ············································ 11<그림 2-7> Herhof 사의 Osnabruck MBT 시설 공정도 ····························· 12<그림 2-8> Montanaso MBT plant 전경 ························································· 12<그림 2-9> Ecodeco사의 Biocubi 반응기 전경 ············································· 13<그림 2-10> Montanaso MBT plant 공정도 ··················································· 13<그림 2-11> Impianto MBT 시설 공정도 ······················································· 14<그림 2-12> Ecodeco의 Bio-drying Hall ························································· 15<그림 2-13> Ecodeco 시설의 전형적인 공정도 ············································ 16<그림 2-14> Herhof의 Rotteboxes® ································································ 17<그림 2-15> Herhof의 공정도 ·········································································· 18<그림 2-16> Dano Drum Mark Ⅲ ··································································· 20<그림 2-17> Keppel Seghers사의 Dano drum 내부 ····································· 21<그림 2-18> Dano Drum의 전처리 후 다양한 활용 시나리오 ·················· 21<그림 2-19> Rapid City의 폐기물 조성 ························································· 22<그림 2-20> 물질수지(Rapid City) ································································· 23<그림 2-21> 45 mm 이상 선별물의 구성(Rapid city) ································· 23<그림 2-22> 45 mm 이하 선별물의 구성(Rapid city) ································· 23<그림 2-23> Bedminster사의 Digester drum 모습 ······································· 24<그림 2-24> Nehlsen 사의 Bio-drying 컨테이너 모습 ································ 28<그림 2-25> Werle Werk 사의 Bio-drying 터널의 모습 ···························· 29

- VI -

<그림 2-26> Wehrle의 ZAK Process ······························································· 29<그림 2-27> Bedminster의 기술로 설치된 사이타마 로타리 드럼 ··········· 30<그림 2-28> Goretex를 사용한 Convaero Bio-drying ······························· 30<그림 2-29> Future Fuels의 Bio-drying 제어 알고리즘 ····························· 32<그림 2-30> Wright Tech Systems의 Bio-drying 장치 구조 ··················· 33

<그림 3-1> 반응기로유입되는송풍량에따른건조효율의영향실험의반응기개요······ 41<그림 3-2> 실험 1에서의 폐기물 및 상부 공기의 온도 변화 ·················· 42<그림 3-3> 실험 B 및 C에서의 폐기물 층별 온도 변화 (M. Sugni 등, 2005) ······· 43<그림 3-4> 실험A, B 및C에서의폐기물내수분함량의변화(F. Adani 등, 2002)········ 45<그림 3-5> 식종 주입량에 따른 산소농도(a) 및 pH(b)의 변화 ················ 46<그림 3-6> 식종 주입량에 따른 산소농도(좌) 및 온도(우)의 변화 ········· 47<그림 3-7> 시간에 따른 주변온도와 폐기물 온도의 차이의 누적 합계 ··········· 49

<그림 4-1> 유기성 잔재물 건조 후 모습 ······················································ 52<그림 4-2> 컬럼형 반응기 도식도 및 최종 설치 후 모습 ························ 52<그림 4-3> 배출가스 내 O2 및 CO2 농도 ···················································· 56<그림 4-4> 전체 실험기간 관찰된 무게감량 ················································ 57<그림 4-5> 각 반응기에서 관찰된 층별 온도 변화 ···································· 58

- 1 -

요약문

신·재생에너지에 대한 관심이 급증함에 따라, 가연성 폐기물의 고형연료화

등의 에너지 회수에 이목이 집중되고 있다. 이 중, 폐기물 고형연료의 생산이

가능한 기계적·생물학적 전처리 (MBT) 시설에 적용되는 Bio-drying 공법은 고

품질의 폐기물 고형연료의 생산을 위해 폐기물 내 유기성 물질을 호기성 분해하

여, 이로부터 발생하는 열을 이용하여 폐기물을 건조시키는 기술이다. Bio-drying 공법은 퇴비화에 비해 체류시간 (일반적으로 1~2주)이 짧은데, 퇴비화

의 목적인 유기물의 안정화와는 달리 폐기물을 건조하는데 필요한 에너지만큼만

호기성 생분해를 유도하기 때문이다.본 연구에서는 기존에 다루어졌던 운전 인자들 중 송풍량, 호기성 미생물의

발열반응, 함수율의 변화에 대해서 상관관계를 파악하고자 하였다.폐기물 함수율 50% 수준에서 Bio-drying을 위한 반응기 적절 온도는 호기성

미생물이 증식하고 생장할 수 있는 범위에 있어야 한다. Lab-scale Bio-drying 실험을 통해 도출된 결과는 실험이 시작된 후 초기 온도가 상승하기 시작한 후

4-5일에 최고온도를 기록하였고, 이 수치를 기초로 초기 4-5일의 반응기 내 온

도는 약 40℃ ~ 50℃ 범위가 적절할 것으로 판단된다.또한 반응기 내에 적절한 온도를 유지하기 위해서는 유입 송풍량이 중요한

인자로 작용한다. 송풍량이 과다하게 되면 반응기 온도가 적절온도 이하로 떨어

지게 되고, 반대로 송풍량이 지나치게 작으면 폐기물로부터 증발한 수분이 재흡

수 되어 폐기물의 건조가 이루어지지 않게 된다.실험을 통해 산출된 적정 송풍량은 0.375L/kgwaste･min ~ 0.750L/kgwaste･min으

로 나타났다. 반응기 내로 유입되는 송풍량이 클수록 반응기 내 온도는 작아지

고, 송풍량이 작을수록 반응기 내 온도가 커지는 경향을 보였다.배출가스 분석을 통해 호기성 미생물의 유기물 분해 작용을 살펴보면 송풍

량이 가장 작은 반응기에 가장 많은 분해가 일어났다. 그러나 무게 감량을 살펴

보면 송풍량이 가장 많은 반응기에서 감량이 크게 일어났다. 이를 토대로 호기

성 미생물의 분해 작용, 무게감량, 송풍량 각 인자간의 설정값을 비교하여 에너

지를 최소로 사용하면서도 최적의 건조를 위한 연구가 진행되어야 할 것으로 판

단된다.

- 3 -

제1장 서론

1. 연구 배경 및 목적

신·재생에너지 개발에 대한 선진국들의 인식과 집중도가 높아짐에 따라, 환경부에서는 “폐기물 에너지화 종합대책”을 마련하여, 폐기물의 자원화, 에너

지화 및 온실가스 저감을 목적으로 폐기물 고형연료(Solid Recovered Fuel, 이하

SRF)의 생산 등 에너지 회수에 집중하고 있다(환경부, 2008).폐기물 고형연료화는 물리적 조성과 함께 함수율이 중요한 변인으로 작용한

다. 환경부에서 발간한 “제 4차 전국 폐기물 통계조사”에서는 생활폐기물의

함수율을 약 23%로 분석하였으나, 함수율은 지역별, 규모별, 계절별로 변동하기

쉬운 지표이다. 따라서 이보다 높은 함수율의 폐기물이 반입(40% 이상)될 시에

는 초기 시설설계 지표와 달라져 고형연료화 시설 운영 시 대처방안이 미흡하게

된다(환경부, 2013; 서울시립대학교, 2013).또한 높은 함수율을 가진 폐기물이 처리시설로 반입될 시에는 고형연료를

제조하기 위해 건조에 사용되는 에너지가 증가할 뿐만 아니라, 폐기물에서 회수

할 수 있는 에너지가 적어지게 된다. 추가적으로 적재되어 있는 상태에서 혐기

성 반응으로 전환되어 악취가 발생하기 쉬워진다. 이러한 문제점을 해결하기

위해 밀폐된 반응기에 공기를 송풍하게 되면 호기성 반응이 유도되어 악취가 사

라지게 되며, 미생물의 발열반응으로 생성되는 높은 온도로 인해 건조가 이루어

져 건조에 사용되는 에너지를 저감할 수 있고, 폐기물에서 회수되는 에너지 또

한 증가하게 된다. 이러한 폐기물 처리 시스템은 폐기물의 기계적·생물학적

전처리(Mechanical-Biological Treatment, 이하 MBT)중 건조를 통한 고체연료의

생산을 최대로 하는 Bio-drying 공법이라 한다(Adani et al., 2002; Choi et al., 2001; 수도권매립지관리공사, 2006).

Bio-drying 공법은 위와 같은 이점뿐만 아니라 1-2주라는 짧은 기간 동안

유기물 부하량을 최대한으로 감소시킬 수 있고, 기계적 처리 공정에서 플라스틱

등의 물질회수가 가능한 물질을 좀 더 쉽게 선별할 수 있도록 한다. 그 결과

매립지에 매립되는 매립량을 최소화할 수 있다(Adani et al., 2002; Norbu et al., 2005; Rada et al., 2007)

- 4 -

2000년도 초반부터 유럽에서 이러한 공법이 도입되었는데 주로 폐기물 관련

지침(91/156/EEC; 91/689/EEC; 94/62/EU)에 의해 유도되었다. 이후 유럽에서는

폐기물을 처리할 때 매립량을 최소화하기 위해 폐기물의 매립 관련 지침

(99/31/EC)을 공표하였고, 이로 인해 생물학적으로 분해 가능한 폐기물의 매립

처분량 감축이 의무화되어 MBT 시설이 설치되기 시작하였다.일반적으로 MBT는 다음과 같은 목적을 띄고 있으며, 이를 통해 재활용 가

능한 물질, 폐기물 고형연료, Biogas 및 Compost-like output이 생산될 수 있다.

Ÿ 기계적 선별을 통한 폐기물에서의 물질 또는 에너지 회수

Ÿ 생물학적으로 분해가 가능한 폐기물의 매립량 및 생분해도 저감

Ÿ 생물학적 처리를 통한 Compost-like output 또는 Bio-stabilized output으로의

안정화 유도

Ÿ 에너지 회수를 위한 Biogas로의 전환

그럼에도 불구하고 현재 Bio-drying 공법에 영향을 미치는 각 운전인자들의

관계는 명확하게 밝혀지지 않았다. 기존에 Bio-drying 공정 운전인자들에 대하

여 이루어진 연구는 주로 실험실 규모로 이루어졌으며, 다루어졌던 운전인자로

는 송풍량(Adani, 2002), 송풍방향(Sugni, 2005), 식종주입(Zhang, 2009b), 교반횟

수(Zhao, 2010) 및 반응기 온도(Adani, 2002)등이 있다.이 연구에서는 기존에 적용된 Bio-drying 공법 적용 현황을 분석하고, 이 공

법에 영향을 미치는 인자들에 대해 파악한다. 마지막으로 컬럼형 반응기를 이

용한 Bio-drying 실험을 통해 송풍량과 미생물 분해의 관계를 파악하고, 미생물

이 유기물을 분해하면서 발생된 열로 인한 폐기물의 함수율 변화를 분석한다.

- 5 -

제2장 Bio-drying 기술 현황 및 분류

1. Bio-drying 공법이란?가. Bio-drying 공정의 정의

MBT 시설의 단위 공정 중 하나인 Bio-drying 공정은 BT(Biological Treatment, 이하 BT)의 한 방법이다. 이는 호열성미생물에 의해 폐기물 내 분

해 가능한 유기물이 호기성 분해될 때 발생하는 열로 폐기물을 건조시키는 공정

을 의미한다. Bio-drying이라는 용어는 다음과 같은 의미를 가진다: 1. 폐기물의

처리가 일어나는 생물전환 반응기 자체, 2. 반응기 내에서 일어나는 물리·생물·화학적 과정, 3. Bio-drying 반응기를 포함하는 MBT 시설(C A. Velis, 2009).

Bio-drying 공정의 목적은 점착성을 줄이고 선별 효율을 높이기 위해 폐기

물의 수분을 제거함으로써 폐기물의 저장 및 운반을 용이하게 하는 것과 최소한

의 유기물 분해를 통해 고발열량의 산물을 얻기 위함이다. 또한 일정 수분 함

량이 제거된 뒤에는 미생물 활동이 억제되기 때문에 악취 발생량이 줄어들게 된

다.

나. Bio-drying 공정과 퇴비화 공정의 비교

Bio-drying은 폐기물의 BT에 가장 활발히 적용되고 있는 퇴비화와 일부 유사

한 점을 가진다. 퇴비화와 Bio-drying 간의 공통점과 차이점을 다음의 <표 2-1>에

나타내었다. 두 공정은 호열성 미생물의 유기물질 분해 시 발생하는 열을 이용하

기 때문에 공기를 공급해야 하는 공통점이 있지만, 목적과 운영 면에서 차이를 보

인다. 퇴비화는 하나의 생물학적 처리 공정으로서 유입되는 폐기물의 안정화를 통

하여 최종적으로 퇴비와 같은 생물학적으로 안정된 산물을 얻는 것이 목적이다. 퇴비화 공정의 체류시간은 짧게는 6주에서 길게는 12주 이상까지 소요되고 반응

기 내 온도는 70℃ ~ 80℃까지 올라간다. 폐기물을 완전하게 분해시키기 위해

서는 반응 중간에 호열성 미생물의 생장조건을 맞추기 위한 추가적인 수분 공급

이 필요하다.

- 6 -

반면 Bio-drying은 폐기물 내 수분을 효과적으로 제거하고 고품질의 폐기물

고형연료(RDF)를 생산하는데 그 목적이 있다. Bio-drying 공정의 체류시간은 1 ~ 2주로 퇴비화와 비교해 상대적으로 짧으며, 운전 온도 또한 45℃ ~ 55℃로, 퇴비화에 비해 10℃ ~ 20℃ 낮은 편이다. 미생물의 생장조건을 충족시키기 위해

수분을 공급해 주는 퇴비화와는 달리, 신속한 폐기물의 건조와 부분적인 안정화

가 목적인 Bio-drying 공정에서는 반응 중 추가적인 수분공급이 필요하지 않다.

구분 공통점차이점

목적 공정 운영

퇴비화 - 호기성 공정

- 공기 공급

- 유기물질 분해

- 발열반응

- 생물학적 안정화

- 퇴비 생산

- 체류시간 : 6~12주- 온도 : 55~65℃- 추가 수분 공급 있음

Bio-drying - 수분 제거

- RDF 생산

- 체류시간 : 1~2 주- 온도 : 45~55 ℃- 추가 수분 공급 없음

<표 2-1> Bio-drying 공정과 퇴비화 공정의 비교

다. Bio-drying 공정의 건조 기작

Bio-drying 공정의 주된 건조 기작은 대류성 증발이며, 아래의 <그림 2-1>에서 수분이 제거되는 과정을 개략적으로 나타내었다. 폐기물 내에서 미생물의

호기성 발열 반응에 의해 발생되는 열이 폐기물 표면에 있던 수분을 흡수한 후

폐기물 표면 위의 공간으로 증발시킨다. 이 때 물리적으로 공급되는 공기의 흐

름이 증발된 증기를 머금고 배기가스로 배출되면서 수분이 제거된다. 배출구

주위에서 내․외부의 온도 차이에 의해 응축수가 발생될 수 있으며, 이는 침출수

로 배출된다.

<그림 2-1> Bio-drying 공정에서의 건조 기작

- 7 -

2. Bio-drying 기술 사례

Bio-drying 공법은 폐기물의 건조를 목적으로 폐기물 내 유기성분의 생물학

적 분해를 이용하는 공정으로, SRF(규격화된 RDF) 생산을 주목적으로 하기 위

해 적용된다. 호기성 퇴비화시설과의 유사성이 크기 때문에 일부 호기성 퇴비화

MBT 시설에서는 퇴비화 공정의 체류시간을 줄임으로써 퇴비화 공정을

Bio-drying 전환시켜 운영하기도 한다. 부분적으로 분해된 유기성분은 어느 정

도의 열량을 보유하고 있기 때문에 이를 고형연료로 활용이 가능하며, 이러한

점을 이용하여 폐기물로부터 고형연료 생산량을 최대화할 수 있는 장점이 있다.

가. 국내

1) 남해군 생활폐기물 전처리시설

남해군 생활폐기물 전처리시설은 국비 15억, 도비 10억을 포함하여 총공사

비 54.5억 원이 투자된 시설로, 약 25톤/일의 규모로 2011년부터 운영 중이다. 회전식 밀폐형 반응기에서의 Bio-drying 공정과 수직·수평 반응기에서의 유기

물 부숙 공정의 BT 공정이 포함되어 있는 시설이다. 반입폐기물은 회전식 밀폐

형 반응기에서 건조, 파봉, 파쇄, 이후 스크린, 풍력선별, 자력선별을 거쳐 가연

물과 유기물로 분류되며, 분류된 유기물은 다시 수직·수평 반응기로 투입되어

생물학적 안정화 과정을 거친다.

<그림 2-2> 남해군 생활폐기물 전처리시설 전경

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구분 내용

사업명 남해군 생활폐기물 전처리시설(MBT)사업위치 경상남도 남해군 생활폐기물 매립장내

시설용량 25톤/일규모 전처리시설 3층 3,245㎡

자료 : 서울시립대학교, 남해군 MBT 시설을 이용한 폐기물 전처리 실증 연구 (2012)

<표 2-2> 남해군 생활폐기물 전처리시설 개요

반입폐기물은 먼저 회전식 밀폐형 반응기(1차 반응기)로 투입되어 약 3일동안 반응기 내에서 마찰 및 낙하, 선속도 차, 내부 Baffle 등에 의해 파봉되고, 유기물(음식물, 종이류)은 가루형태로 분해된다. 또한 호기성 미생물의 반응열

(50℃ 전후)에 의해 폐기물의 수분은 증발하면서 중량을 감소시킨다. 반응기에

서 배출된 폐기물은 30mm 트롬멜을 통해 가연물과 유기물로 분류되고 가연물

은 다시 풍력선별기를 거쳐 중량물과 경량물로 분류된다. 중량물은 자력선별과

파쇄기, 풍력선별을 거쳐 다시 공정 내로 반송되고, 경량물은 파쇄되어 RDF 성형기로 투입된다. 유기물은 2차 반응기를 거쳐 최종적으로 가연분과 유기성가

연분, 이물질로 분류된다. 경량물과 가연분은 RDF로 생산되고, 유기성가연분은

당초에는 부숙토 또는 토양개량제로 사용할 계획이었으나, 현재는 RDF의 생산

에 사용되고 있다.

<그림 2-3> 남해군 MBT 시설 공정도

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남해군 생활폐기물 전처리시설의 공정에 따른 수분함량 변화를 <표 2-3>에

나타내었으며, 시설 전체 물질 수지를 <그림 2-4>에 나타내었다. 폐기물 반입량

대비 RDF 대상물질 생산 비율은 RPF 27.6%, 부숙토 9.4%, 가연분 10.3%로 총

47.3% 나타났다. 또한 RPF는 30mm 이하의 종이, 플라스틱, 섬유로 구성되어

있으며, 가연분은 5mm 이상 30mm 이하의 음식물, 기타가연, 종이, 나무, 플라스

틱 등이 혼합된 상태이며, 부숙토는 음식물, 기타가연, 종이, 나무, 섬유 등 파쇄

나 미생물 분해에 많은 영향을 받는 성분의 미세 분말 형태로 배출된다.

일자체류

시간

1차반응조

중량물경량물유기물 RDF RPF 가연분부숙토 분진이물질

매립

11/213일

- 17.1 16.2 29.3 - 7.9 17.0 16.7 - 2.111/22 19.7 21.2 17.8 29.8 14.3 10.3 15.3 18.8 - 2.311/23 26.3 21.5 17.4 30.3 15.3 10.1 17.3 21.4 13.3 7.0자료 : 서울시립대, 남해군 MBT 시설을 이용한 폐기물 전처리 실증 연구 (2012)

<표 2-3> 1차 반응조 체류시간 변경에 따른 공정 산물 별 수분함량 변화

<그림 2-4> 남해군 생활폐기물 전처리시설 물질수지도

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나. 국외

1) Dresden MBT plant독일의 Dresden MBT plant는 Herhof사의 Herhof Dry-Stabilat를 적용한 호

기성 Bio-drying 공정을 바탕으로 시공되었으며, 2001년부터 운영되어 연간 약

85,000톤의 폐기물을 처리한다. 시설에 투입된 폐기물은 200mm 이하로 파쇄된

후 Bio-drying 공정으로 투입되고, 자력 및 정전기 선별을 통해 SRF로 생산된다. Bio-drying 반응기는 약 280톤의 폐기물을 담을 수 있는 600㎥의 박스형 구조

를 하고 있다. 폐기물은 호기성 상태에서 분해되어 약 50℃에서 7일 동안 체류

한다. 폐기물 중량은 30%까지 감소하고 배출물의 수분함량은 12%이하로 감소한

다. Bio-dried 폐기물은 이후의 물리적 공정을 통해 SRF와 철 및 비철금속, 불연물로 분류된다.

<그림 2-5> Drseden MBT 시설의 공정도

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처리용량 85,000톤/년시설비 2,200만 유로

투입폐기물 혼합 MSW

배출물질

SRF 42,500톤/년철 및 비철금속 4,250톤/년

잔재물 12,750톤/년Off-gases 25,500톤/년

<표 2-4> Drseden 시설의 투입/배출물질

항목 함량

불순물(돌, 유리, 자기류, 금속류) 1% dry wt.재사용 가능 물질(종이, 섬유, 목재, 유기

성) 65% dry wt.플라스틱류 9% dry wt.

기타 가연성(함성섬유, 고무 등) 25% dry wt.발열량 15-18MJ/kg(3,580-4,300kcal/kg)수분함량 15%회분함량 20%

<표 2-5> Drseden 시설에서 생산된 SRF의 특성

2) Osnabrück MBT plant2006년부터 가동된 90,000톤/년 규모의 독일 Osnabrück MBT plant는 Herhof

사의 Stabilat® 반응기를 이용한 Bio-drying 공정을 적용하고 있다.

<그림 2-6> Herhof사의 Stabilat® 반응기 전경

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폐기물은 Bio-drying 반응기 내에 약 7일간 체류하면서 전체 중량이 30% 감소하여 수분함량이 15% 이하로 배출된다. 이후 물리적 선별 공정을 거쳐 최종적

으로 RDF(53%), 불연물(12%), 금속(5%)으로 배출된다.

<그림 2-7> Herhof 사의 Osnabruck MBT 시설 공정도

3) Montanaso MBT 시설

이탈리아 Montanaso MBT 시설은 2000년부터 60,000톤/년의 용량으로 이탈

리아 밀란 시의 MSW(Municipal Solid Waste, 이하 MSW)를 처리하고 있다. Ecodeco 사의 ‘Biocubi'라는 호기성 Bio-drying 공정이 적용되어 SRF를 생산한

다.

<그림 2-8> Montanaso MBT plant 전경

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200∼300mm로 파쇄된 폐기물은 호기성 Bio-drying 공정으로 투입된다. Bio-drying 반응조 온도를 50℃∼60℃로 유지시키기 위해 공기 공급량이 자동으

로 조절되며, 폐기물은 12∼15일 동안 처리된다. 건조된 폐기물은 20mm, 120mm 스크린을 거치고 자력 및 정전기 선별, 파쇄기를 거쳐 SRF로 생산된다.

<그림 2-9> Ecodeco사의 Biocubi 반응기 전경

<그림 2-10> Montanaso MBT plant 공정도

처리용량 60,000톤/년투입폐기물 MSW

배출물질

SRF 30,000톤/년철 및 비철금속 1,800-3,000톤/년

잔재물 12,000톤/년폐수 600톤/년

Off-gases 14,400톤/년

<표 2-6> Montanaso MBT 시설의 투입/배출물질

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4) Impianto VESTA MBT plant이탈리아 베니스에 위치한 Impianto VESTA MBT plant는 Herhof Bio-drying

공정을 적용한 150,000톤/년 규모의 시설로, 2001년부터 가동하였다. Bio-drying 반응기에서 폐기물은 약 5일 동안 수분함량 15% 이하로 처리된다. RDF는 soft 형태로 연간 약 80,000톤이 생산되며, 인근의 석탄병합발전, 시멘트킬른, RDF 보일러 등에 활용된다.

<그림 2-11> Impianto MBT 시설 공정도

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3. Bio-drying 반응기 형태에 따른 분류

가. Box형 반응기

Bio-drying MBT 기술은 1990년대 후반에 Ecodeco(1996)와 Herhof(1997)에의해 처음으로 상용화되었다. 이 기술은 폐기물의 호기성 분해열을 이용한 생

물학적 건조를 통해 유기성 폐기물이 포함된 신재생에너지의 생산뿐만 아니라

매립량의 최소화를 목적으로 한다. 이 기술은 주로 Box형 반응기에 최적화되어

고발열량의 고형연료 생산이 가능하고, 수분의 감소로 인하여 후단의 선별 효율

을 높일 수 있다. 2013년 현재 Bio-drying MBT 시설은 남부유럽(스페인, 이탈리

아)에서 주로 사용되고 있고, 독일의 경우, 전체 MBT 시설 중 30% 이상을 점유

하고 있다.

1) Eco-decoEcodeco 공정은 이탈리아에서 1996년 Bio-drying 공법을 세계최초로 상용화

한 기술이며, Biocubi®라고 불린다. 이 공정은 파쇄·파봉, Bio-drying, 금속류

와 불연물의 선별을 거쳐 고형연료를 생산하는 것으로 이루어져 있다. 폐기물은

shredder에서 20∼30㎝ 크기로 분쇄되고, 집중되어 있던 수분은 기계적인 압력

과 흡습성을 가진 물질로의 확산으로 인해 균질화된다. 이 공정에서 Bio-drying은 실내의 넓은 공간(hall)을 이용하고, 투입 배출 등의 이송에는 크레인을 이용

한다. 바닥에서 흡입식 송풍을 하므로 악취의 확산을 억제할 수 있고, 흡입된

공기는 바이오필터를 통해 처리한다. 침출수가 1% 이하로 발생한다. 함수율을

20% 수준까지 낮추는 데 약 12∼15일의 시간이 걸리며, 잘 건조된 폐기물은 쉽

게 선별되므로 금속류와 불연물 등을 선별하여 SRF를 생산한다. 반입량 기준으

로 20%는 매립되고, 50%는 SRF로 생산된다.

<그림 2-12> Ecodeco의 Bio-drying Hall

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Ecodeco의 공법은 단순한 hall을 이용하기 때문에 시설비가 적게 든다는 장

점이 있다. 또한 흡입식 공기공급은 악취 물질이 주변으로 확산되는 것을 막아

줄 뿐만 아니라, 양압식 송풍 시스템에서 나타나는 채널링(압력으로 인해 공기

가 지나가는 길이 생기는 현상)이 억제되는 장점이 있다. 반면 처리해야 할 공

기량이 많기 때문에 대형 bio-filter를 써야 하는 단점이 있다. 또한 hall을 이용

하여 segmentation이 없이 운영되기 때문에 건조의 진전에 따른 최적 조건을 제

공하기 어렵다. Ecodeco 시설의 전형적인 공정을 <그림 2-13>에 나타내었다.

<그림 2-13> Ecodeco 시설의 전형적인 공정도

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Ecodeco의 기술로 설치된 시설은 <표 2-7>과 같다.

국가 위치 용량(톤/일) 가동년도

이탈리아

Pavia Province, Giussago 40,000 1996Pavia Province, Corteolona 80,000 1996

Bergamo Province, Bergamo 60,000 1998Lodi Province, Montanaso Lombardo 60,000 2000

Milan Province, Lacchiarella 60,000 2002Biella Province, Cavaglia 120,000 2003

Cuneo Province, Villafalletto 60,000 2004

영국

Frog Island, London 180,000 2007Jenkins Lane, London 180,000 2007Dumfies & Galloway 60,000 2007

Sowerby Wood 75,000 2011Hespin Wood 75,000 2011

스페인 Castellon 70,000 2011그리스 Cervera del Maestre 75,000 2011

<표 2-7> Ecodeco의 기술이 적용된 시설

2) Herhof독일 Herhof사는 Ecodeco와 거의 같은 시기(1997)에 Bio-drying 상용시설을

설치하였다. 이 기술은 건조를 통한 안정화를 수행한다는 뜻에서 stabiliat®라고

불린다. <그림 2-14>에 Herhof사의 Rotteboxes를 나타내었다.

<그림 2-14> Herhof의 Rotteboxes®

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Herhof의 공정은 호기성 분해열을 이용한 건조라는 점에서는 Ecodeco와 같

지만, 구체적인 방법에서는 다음과 같은 차이가 있다. 파쇄는 25 ㎝ 이하로 하

고, Bio-drying 장치와 송풍 시스템은 현저히 다르다. 콘크리트 박스형의 터널

과 뚜껑이 마련된 600㎥ 용량의 반응기는 Rotteboxes®로 불리는데, 이

Bio-drying 장치가 주기적으로 투입과 배출을 배치식으로 수행하고 뚜껑을 닫는

형태로 운전된다. 반응기는 주 5일 근무를 전제로 최소 5개, 용량에 따라 5의배수 개로 설치된다.

송풍은 하단에서 양압식으로 이루어지며, 폐기물을 투과한 고온의 습한 공

기는 열교환기와 제습기를 거쳐 가온된 상태로 재순환된다. 이때 호기성 분해

에 필요한 산소를 공급할 수 있도록 일부의 신선한 공기가 투입되고, 그 양만큼

배출된 공기는 RTO에서 산화된다. 이러한 공기 순환은 악취처리를 해야 할 공

기량을 줄여주는 효과가 있고, 생산된 열을 재활용하므로 성능을 높여주는 효과

가 있다.Bio-drying 공정의 제어 인자로 배출물질의 열량, 폐기물 온도, 배출가스의

온도(50℃) 및 이산화탄소 배출농도를 들 수 있으며, 이들의 변화에 따라 박스별

로 송풍량을 조절해 주어 공정을 운전한다. hall을 이용하는 Ecodeco에 비하여

박스별 제어가 가능하므로 성능이 높은 장점이 있다.

<그림 2-15> Herhof의 공정도

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열의 재활용 및 박스별 투입 공기량의 조절(건조가 진행되면 공기공급량을 줄

여야 함) 시스템은 drying의 성능을 높여 주므로 약 7일이면 함수율 15% 수준까지

건조시킬 수 있다. 후단의 선별공정에서도 Herhof는 유리 선별 시스템보다 고도

화된 선별기를 사용하여 매립을 10% 이내로 최소화하고 있다. <그림 2-15>에

Herhof사의 일반적인 공정도를, <표 2-8>에 Herhof사 기술이 적용된 시설에 대

해 나타내었다.

국가 위치 용량(톤/일) box 개수 가동년도

독일

Ablar 160,000 24 1997Rennerod 100,000 7 2000Dresden 100,000 9 2001

Osnabruck 90,000 5 2005Mertesdorf 180,000 - 2005Osthessen 220,000 - 2006

Oberes Elbtal 100,000 - 2006이탈리아 Venice 150,000 12 2001벨기에 Geel 150,000 13 2004

<표 2-8> Herhof 기술이 적용된 시설

나. 로타리 드럼형 반응기

로타리 드럼(Rotary Drum Reactor; RDR - 회전 원통형 반응기)의 다른 이

름이 Dano Drum인데, 덴마크의 Dano사가 1930년대에 획득한 특허에서 유래한

이름이다. 회전에 의해 유기성 폐기물의 수분이 균질화되고, 고른 공기 공급이

가능해 세계적으로 가장 널리 쓰이는 고속 퇴비화장치가 되었다. 1∼5일 동안

체류시키는데, 이분해성 유기물의 분해단계에서 발생하는 악취의 통제가 용이한

점도 중요한 장점이다. 화학비료의 사용이 일반화되기 전인 50∼60년대는 Dano Drum의 전성기였다. Dano Drum은 오스트리아, 프랑스 미국 등지에서 광범위

하게 사용되었다.1970년대에는 유기물의 물리적인 분쇄기능이 중요하게 부각되었고, 변형된

여러 발명이 이루어지면서 선별을 위한 전처리로서의 로타리 드럼의 기능에 주

목하게 되었다. 대규모의 시설에 적용되면서 드럼의 지름을 키우게 되었는데, 그 이유는 유기물을 분쇄하는 기능이 있음을 알게 되었기 때문이다. 이러한 전

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처리 기능은 유기성 폐기물뿐만 아니라, 생활폐기물에도 적용될 수 있으며, 이로

부터 유기성분만을 효과적으로 선별해 낼 수 있도록 하는 장치로서의 위상을 확

보하게 되었다. 최근에는 폐기물 에너지화가 중요한 과제가 되면서, 유기성분과

가연성분을 효과적으로 선별할 수 있는 전처리 장치로서의 이용에 초점이 모아

지고 있다.

1) Keppel Seghers Dano DrumDano Denmark에서 개발된 Dano drum은 현재 Keppel Seghers에 인수되어

판매되고 있다. Drum에서는 Pulverizing, Homogenizing, Conditioning, Separating을 작용을 하며, 장치를 지름 3.8 m, 길이 24∼27 m, 회전수 1.2∼4.8 rpm, 체류

시간 6시간, 시간당 15∼20톤의 처리능력을 가진 모듈화된 제품의 형태로 공급

하고 있다. 옵션으로는 배출구 쪽에 트로멜 스크린을 6.6m 길이로 일체화할 수

있다.

<그림 2-16> Dano Drum Mark Ⅲ특징적인 점은 생물학적 기능이 사실상 배제되고, 물리적인 기능을 하는 장

치로만 사용되고 있다는 점이다. 생물학적 기능을 위해서는 최소 1일 이상의

체류 시간이 필요한데, 4∼6시간만 체류시키므로 생물학적 기능이 사용되고 있

는 것이라고 볼 수 없다.

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<그림 2-17> Keppel Seghers사의 Dano drum 내부

<그림 2-18> Dano Drum의 전처리 후 다양한 활용 시나리오

Keppel Seghers의 Dano Drum이 적용된 시설의 적용 사례는 <표 2-9>와 같

다. 시설이 적용된 지역으로는 이탈리아의 Rossigno Marittimo와 영국의

Manchester, 미국의 Rapid City, 스페인의 La Rioja, 카타르의 Doha 등이 있으며

이들의 용도는 물질재활용, RDF생산 및 퇴비 생산 등이다.

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시설 지역 용도

Italy Rossigno Marittimo 물질재활용, RDF 생산, Pre-compostingUK Manchester 물질재활용, RDF 생산, AD 전처리

USA Rapid CitySpain La Rioja

Qatar Doha

<표 2-9> Keppel Seghers의 Dano Drum이 적용된 시설 사례

동사가 제공하는 Rapid city의 운영 데이터를 <그림 2-19>∼<그림 2-22>에

나타내었다(Keppel seghers, 2012). 반입 MSW의 함수율은 25%로 매우 건조한

편이나 유기성 폐기물의 혼합에 따라 35%까지 높아진다. Dano Drum을 거쳐

φ45mm 트로멜로 선별하면, 45 mm 이상이 55%, 이하가 45%이다. Drum을 거

친 유기물에 수분이 많을 경우, 분쇄된 유기물의 점착성이 강해져서 효과적인

선별이 어려워진다. 반면, Rapid City의 경우에는 워낙에 수분이 적어 오히려

물을 투입하거나 혹은 유기성분을 추가로 투입하여 수분율을 늘려줌으로써 종이

등의 분쇄를 유도하고 있다. 이 때 가연물의 수분은 13.7%이고, 유기물의 수분

은 57%라고 한다.

<그림 2-19> Rapid City의 폐기물 조성

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<그림 2-20> 물질수지(Rapid City)

<그림 2-21> 45 mm 이상 선별물의 구성(Rapid city)

<그림 2-22> 45 mm 이하 선별물의 구성(Rapid city)

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2) Bedminster의 DigesterBedminster는 로타리 드럼을 생활폐기물에 적용하고 하수슬러지를 병합 처

리하는 장치(Co-composting)로 사용하는 특허를 획득하고, 여기에서 퇴비를 추출

하여 생산하는 시설을 보급하였다. 슬러지를 함께 투입하는 것은 슬러지 자체의

퇴비화를 도모하는 목적과 동시에 수분을 공급하는 역할을 한다. 퇴비의 획득이

목표였으므로 플라스틱을 비롯한 이물질들은 매립된다.

<그림 2-23> Bedminster사의 Digester drum 모습

Bedminster의 시설은 생활폐기물을 처리하는 MBT라는 점에서는 호평을 받

았지만 여기에서 생산되는 퇴비는 생활폐기물이 재료라는 점, 퇴비에 이물질이

일부 포함되어 있다는 점이 지속적으로 문제가 되었다. 이에 따라, 최근 소식에

의하면(Biocycle, 2012.3), 대부분의 시설들이 분리 수거된 유기성폐기물과

Paper/Cardboard만을 반입 받아 퇴비를 생산하는 방식으로 전환되어 가고 있다.Bedminster가 Drum 기술을 제공한 사이타마의 시설은 Bio-drying pilot 시설

이다. 이 드럼에서 배출된 가연물과 유기물이 모두 시멘트 제조에 에너지원으

로 사용될 수 있음을 검증했다.

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국가 위치용량

(톤/일) 폐기물드럼수

(개)가동

년도

캐나다 밴쿠버 Edmonton 시 1,100 MSW+Sludge 6 2000

미국

Tennessee 주 Sevierville 450 MSW 5 1992Arizona 주 Pinetop-Lakeside 120 MSW+Sludge 1 1991

Geogia 주 Cobb county 500 MSW+Sludge 5 1997Florida 주 Sumter County 125 MSW+Sludge 1 1999

Massachusetts 주 Marlboro 300 MSW+Sludge 1 1999Massachusetts 주 Nantucket 120 MSW+Sludge 1 1999

Texas 주 Big sandy 45 MSW+Biosolid 1 1972일본 사이타마 60 MSW 1 2001

호주

Port Stephens 150 MSW 2 1999Cairns 400 MSW 4 2002Perth 350 MSW+Sludge 4 2003

<표 2-10> Bediminster 기술이 사용된 시설

3) Vinci의 BRS Process현재 프랑스는 Rotary Drum을 가장 적극적으로 이용하는 국가로 판단되는

바, 이는 MSW 퇴비의 사용을 허용하면서 동시에 엄격한 품질 기준을 요구하고

있기 때문으로 판단된다. 프랑스에서 로타리 드럼을 이용한 Pre-treatment 기술을 이용하는 대표적인 회사로 Vinci를 들 수 있다. 동사는 로타리 드럼을 사

용하는 전처리를 BRS®로 부르고 있으며, 2∼4일간의 체류기간동안 유기성분이

섬유소 형태로 분쇄되고, 선별이 용이한 수준으로 건조(10% 정도 건조)되어

Trommel Screen을 통해 쉽게 선별할 수 있다는 사실에 주목하여 BRS®를 개발, 사용하고 있다.

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시설명 가동년도용량(톤/년) 기술명

Vannes MSW MBT and AD Facility 2011 53,000 BRS®, KOMPOGAS®, ECOSILO® MWS MBT and AD Facility Angers, Biopole 2011 90,000 BRS®, KOMPOGAS®,ECOTUNNEL®

Pole Anaerobic Digestion Facility Waste Recovery Centre Manche 2009 72,000 BRS®, KOMPOGAS®, ECOSILO®Montpellier Anaerobic Digestion Facility, Ametyst 2008 36,000 BRS®, KOMPOGAS®, ECOSILO®

Saint Christophe du Ligneron MSW MBT and IVC Facility 2011 56,000 BRS®, ECOTUNNEL®, ECOSILO®Ecocentre of Pornic for MSW Treatment 2011 36,000 BRS®, ECOTUNNEL®, ECOSILO®

<표 2-11> Vinci의 BRS®이 사용된 시설

(자료: http://www.vinci-environment.com)

Vinci사는 로타리 드럼의 후속 유기물 처리공정에서 호기성/혐기성 처리를

하는데, 특히, 본래 스위스의 고온 건식 혐기성 소화 기술인 KOMPOGAS®를 적

극 활용하고 있다. 이 기술은 로타리 드럼형 소화조를 사용하여 Dry AD 시스

템에서의 식종 문제를 해결한다. 기타 ECOTUNNEL®은 터널형의 집중 퇴비화

공정이며, ECOSILO®는 후숙공정이다.프랑스에서는 Vinci사의 기술로 시공되지 않은 시설에서도 로타리 드럼의

사용을 쉽게 찾아볼 수 있는데, 최신 시설에서는 로타리 드럼의 이용을 거의 필

수적인 장치로 인식하고 있는 것으로 판단된다.

다. 기타 반응기 형태

Bio-drying 기술의 성과가 확인되면서 다양한 Bio-drying 기술들이 출현하였

다. Biodegma, Nehlsen, Wehrle Werk, Bedminister, Entsorga, Convaero, Future Fuels 등의 회사들이 개발한 기술들은 다양한 측면에서 기술적인 발전을 실현하

였다(Juniper, 2005).

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공법사 국가 특징 장․단점

Biodegma 독일 고어텍스 지붕 악취 처리시설 축소

Nehlsen 독일 컨테이너형 모듈형, 고비용

Wehrle Werk 스위스 AD digestate 건조

Bedminister 미국로타리 드럼,

하수슬러지 병합처리

Entsorga 이탈리아 Composting 컨테이너 개량

Convaero 독일 고어텍스 커버 야외, 저비용

Future Fuels 미국 로타리 드럼 Bio-drying 고성능(3일)Wright Tech

Systems 캐나다 금속구조물(자동화) 터널형분리수거된 유기성

폐기물 처리 가능

SDD 캐나다 발전된 공기공급장치

ArrowBio 이스라엘 혐기성 소화물 건조

Siemens 독일Mechanically Enhanced

Bio-drying(IPS)Biocon 한국 2 단계 로타리 드럼 Bio-drying Vinci 프랑스

로타리 드럼(BRS), 건식 AD 전처리

음식물 분리수거

불필요

<표 2-12> 기타 Bio-drying 기술

1) BiodegmaBiodegma는 고어텍스(방수·투습성 membrane)를 지붕으로 이용하는

Bio-drying 시설을 개발하였는데, 이는 바이오필터의 성능에 준하는 결과를 보여

주었다. 이런 방식으로 저렴한 시설비와 운영비를 실현하였다.

2) NehlsenNehlsen은 컨테이너형의 금속 구조물로 이루어진 모듈형 Bio-drying 장치를

개발하였다. 이 장치는 “Calobren®”이라고 불린다. 장치는 자동화되어 있고, 높은 성능(건조기간 7일)을 가지고 있으며, 모듈화되어 있어서 소형시설에도 적

용이 용이하고 설치 기간이 짧다. 특히 아주 적은 부지만을 필요로 하는 시스템

이지만, 단위 시설비는 높은 편이다. <그림 2-24>에 Nehlsen 사의 Bio-drying

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컨테이너를, <표 2-13>에 Nehlsen의 기술이 적용된 시설에 대하여 나타내었다.

<그림 2-24> Nehlsen 사의 Bio-drying 컨테이너 모습

국가 위치 용량(톤/일) 반응기개수 가동년도

독일

Oelsnitz 65,000Brandenburg 주,

Lubben 28,000 - 2005Mechlenburg-Vorpommern

주, Stralsund 70,000 - 2005

<표 2-13> Nehlsen의 기술이 적용된 시설

3) Wehrle WerkWehrle Werk은 생활폐기물에 가수를 통해 유기성분의 선별을 용이하게 하

고(첨가된 물을 이용하는 Mixer를 통해 유기물을 선별하는 기술을 Percolation이라 한다), 높은 수분과 함께 배출되는 유기물은 혐기성 소화를 통해 처리하고, 기타 고형물은 기계적 탈수 및 Bio-drying을 이용하여 건조된 RDF로 생산하는

공법을 개발하였다. Bio-drying은 터널형을 이용하는데, 이는 <그림 2-25>에서

보는 바와 같다. 2006년 높은 선별력과 재활용률로 첨단 시설로 인정되는 독일

Kahlenberg (ZAK plant)시설을 설치하였으며 그 공정도를 <그림 2-26>에 나타내

었다.

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<그림 2-25> Werle Werk 사의 Bio-drying 터널의 모습

<그림 2-26> Wehrle의 ZAK Process

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4) BedminsterBedminster는 전처리와 pre-composting에 사용하던 로타리 드럼 반응기를

Bio-drying에 이용하는 방법을 고안하였다. 하수슬러지를 병합 처리하는 특징이

있다.

5) EntsorgaEntsorga는 in-vessel composting에 사용되던 모듈 방식의 컨테이너형 장치

를 Bio-drying 에 이용할 수 있도록 개량하였다. 이 기술을 “H.E.BIO.T® (High Efficiency Biological Treatment)”라고 부른다.

6) ConvaeroConvaero는 고어 택스를 이용하여 건축물 없이 야외의 pile에도 적용할 수

있는 커버형의 저렴한 Bio-drying 장치를 개발하였다. 이런 방식은 비교적 저렴

한 시설비를 사용하는 것이기 때문에 주로 개발도상국의 시설에 적용되고 있다. 폴란드와 터키에 4개의 시설을 건설하였으며, 산물은 모두 시멘트 생산시설로

보내진다.

<그림 2-27> Bedminster의 기술로

설치된 사이타마 로타리 드럼

<그림 2-28> Goretex를 사용한 Convaero Bio-drying

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위치 용량 투입물질 배출물질

Wola Ducka, Poland 86,700tpa 80 mm shredded MSW 25% 이하로 건조

Mlawa, Poland 96,000tpa 250 mm shredded MSW 수분 25% 건조

Kula, Turkey 10,000tpa 250 mm shredded MSW 수분 30% 건조

Kömürcüoda, Turkey 2,000tpd MSW 수분 40% 건조

<표 2-14> Convaero의 Bio-drying 시설

7) Future FuelsFuture Fuels는 로타리 드럼을 이용한 반응기로 약 3일 이내에 10~15% 수준

으로 함수율을 낮출 수 있는 장치 및 운전 방법으로 특허를 획득하였다(C.A. Velis, 2009). 특허는 RBD(Rotary Bio-Dryer)로 명명된 로타리 드럼에 투입하기

에 앞서, 100 mm 이하로 파쇄시킨 폐기물을 Aeration-Bay에서 호기성 반응 및

건조가 시작되도록 하고, 다시 50mm 이하로 파쇄하여 유기성분을 선별하여

RDF에 투입·건조하는 2 stage Bio-drying 방법을 내용으로 하고 있다. 또한

RBD는 본체의 회전 주기 및 공기 공급량 및 공급주기의 조절을 통하여 가열(호기성 발열공정)과 냉각(건조공정)을 번갈아 가며 운전된다. Heating과 Drying이시간적으로 구분된다는 특징이 있다. 이 때 최적화된 호기성 분해를 위해 생물

반응기 내부 온도 유지를 목표로 공정을 제어한다(European Patent EP1386675A2). 가열단계에서 RBD는 40℃ 이하에서 30~35㎥/h·ton의 송풍량으

로 운전되며, 10 ~ 15분간 회전 후 1 ~ 2시간은 정지된다. 냉각단계에서는 55℃ 이상에서 120 ~ 150㎥/h·ton의 송풍량과 0.5rpm의 반응기 회전수로 운전된다.

전단에서는 static pile을 사용하고 후단에 로타리 드럼을 사용하는 것은

static pile을 사용해 시설비를 줄이면서도, Aeration-Bay(static pile)에서 건조가

진행됨에 따라 부분 건조현상이 나타나고, 전체적인 성능이 하락되는 것을 로타

리 드럼을 이용하여 보완하려는 의도로 이해된다. 동사는 London imperial college 등과 Pilot 규모의 연구를 계속하고 있는데, 여기에 사용된 반응기는 지

름이 2m, 길이가 3m이다(Stephen Smith). 이 실험에 의하면, 35%의 유기성 폐

기물을 15%로 건조하는 데에는 7.5일의 시간이 걸렸다.

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<그림 2-29> Future Fuels의 Bio-drying 제어 알고리즘

8) Wright Tech SystemsWright Tech Systems는 유기성 폐기물에까지 적용 가능한 완전 자동화된

금속구조물로 된 터널형 Bio-drying 장치를 개발하였다(http://www.wrighttech.ca). Heating과 Drying이 공간적으로 구분되어 있는 점이 특징이다.

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<그림 2-30> Wright Tech Systems의 Bio-drying 장치 구조

9) 기타

공기공급장치의 장점을 주장하는 Solutions Development Durable(SDD), 혐기

성 소화슬러지를 Bio-drying 하는 ArrowBio, Mechanically Enhanced Bio-drying(IPS, 오픈 터널 상부에서 뒤집기 장비 이용) 시스템을 주창한 Siemens 등도 Bio-drying 기술의 이용을 표방하고 있다.

라. 로타리 드럼의 Bio-drying 장치로의 이용 가능성

Dano Drum 즉, 로타리 드럼 반응기는 호기성 퇴비화 장치로 개발된 장치이

지만, 생물학적 반응을 위한 물리적 전처리 기능과 생물학적 작용을 위한 효율

적인 조건을 제공하는 장치이기 때문에 Bio-drying 공정에 특별한 의미가 있다. 특히, Bio-drying은 Composting처럼 긴 시간을 필요로 하지 않기 때문에 장치에

소요되는 비용이 다소 많다고 하더라도, 성능이 높다면 충분한 이용 가치가 있

다.MSW의 처리에서 유기성분을 펄프 형태로 변환시켜 선별하는 것은 가장 이

상적인 선별 방법으로 평가된다. 영국에서 개발된 MHT 기술은 Autoclaving라고

하는데, 폐기물을 밀폐된 용기에 넣고 120∼180℃ 수준으로 가열시키면 내부에

서 상당한 압력을 가진 증기가 발생하게 되고, 이어서 뚜껑을 개봉하면 압력이

강하되면서 유기 성분들이 펄프 형태로 해체된다(플라스틱류가 열을 받아 겉보

기 밀도가 높아지는 효과도 있다고 한다). 이렇게 해서 배출된 물질은 로타리

드럼에서 2∼3일 동안 이루어진 변화와 비슷한 수준의 수분을 갖고 해체되어 배

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출된다. GRL, ISKA, Wehrle Werk 등의 Percolation 기술도 유기성분을 펄프 형

태로 선별하는 것을 목적으로 한다. 가수와 물리적인 압력, Mix 등을 통해 유

기물을 펄프 수준으로 해체하여 선별하는 것이다. 상대적으로 유기성분 이외의

다른 물체들은 이렇게 해체되지 않기 때문에 유기성분만을 효율적으로 선별할

수 있게 한다.유기성분이 펄프 상태로 해체되고 선별되면 대단히 균질화된 상태이고, 표

면적이 증가하여 미생물에게는 호기성 환경에서나 혐기성 환경에서 최고의 환경

을 제공할 수 있게 된다. 따라서 이런 상태로 변형된 물질을 Bio-drying에 이용

하게 되면 그만큼 높은 성능을 내게 되는 것은 당연한 일이다.Dano Drum을 계승한 Keppel Seghers는 이를 물리적인 전처리 기능, 즉 파

봉, 파쇄, 선별, 균질화 등에 특화된 장치로 사용하고 있다. 생물학적 기능은

배제되었고 유기성 물질을 선별하여, 다음 단계에서의 처리가 용이하게 한 전처

리 장치로만 사용하고 있다. Bedminster는 Drum을 폐기물에 적용하여

pre-composting을 하는 장치로 활용하였으며, 국내의 Biocon은 이를 Bio-drying 장치로 이용하고 있다. 또한 Future Fuels도 로타리 드럼을 이용한 최고 성능의

Bio-drying process를 연구하고 있다.프랑스는 MBT 도입은 늦었지만, Bio-Drum(로타리 드럼)을 전처리 장치로

활용하는데 있어서나 혹은 Drum의 개량에 관한 특허가 가장 활발하게 이루어지

고 있는 나라이다. 대부분의 신규 폐기물 처리 시설에 Drum이 필수적으로 포

함되고 있는데, 이 드럼의 기능에는 Bio-drying 기능이 포함되어 있다. 이 때문

에 프랑스는 유기성 폐기물의 선별 수거를 제도화하지 않고서도 친환경적 처리

가 가능하게 되었다(BIO’LOGIC, 2011). Vinci 사는 Drum의 송풍 장치와 지지

장치로 특허를 획득하고, 건식 혐기성 소화를 위한 전처리 장치로서 Drum을 활

용한다. BRS process 자체는 Vinci사의 특허 기술이지만, 로타리 드럼 자체는 이미

특허가 만료된 기술이기 때문에 유사한 방식이 사용되고 있다고 볼 수 있다. 로타리 드럼을 사용하는 최신 시설의 예를 들어보면 <표 2-15>와 같다.

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시설 명칭용량

(ton/yr) 가동년도

Vannes MSW MBT and AD Facility 53,000 end 2011 MWS MBT and AD Facility Angers, Biopole 90,000 end 2011

Pole Anaerobic Digestion Facility Waste Recovery Centre Manche 72,000 2009

Montpellier Anaerobic Digestion Facility, Ametyst 203,000 2008Saint Christophe Du LigneronMSW MBT and IVC

Facility 55,000 end 2011 Integral Waste Treatment Plant of Marseille 391,200 2010

Launay-Lantic Composting Facility 1980SMITOM de la Martinique 45,000 2006Bourg-en-Bresse plant

<표 2-15> 로타리 드럼을 사용하는 프랑스의 최신 MBT 사례

요컨대, Bio-drying 기술은, 처음에는 폐기물 처리의 핵심 공정으로 개발되

었지만, 지금은 폐기물처리의 요소 기술의 하나로서 다양한 방법으로 활용되고

있다. 또한 Rotary Drum Reactor은 최상의 성능을 가진 Bio-drying 장치로 사용

될 수 있다.

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제3장 Bio-drying 공정 운전인자들의 상관관계

Bio-drying MBT 시설에서 달성하고자 하는 최종산물(폐기물 고형연료 등)의수율 및 성능을 높이기 위하여, Bio-drying 공정 운전 인자들이 건조 효율에 미

치는 영향과 각 인자들 간의 상관관계에 대한 이해가 필요하다. <표 3-1>에 퇴비화 공정의 운전 인자의 항목과 범위를 나타내었다. 운전

인자는 앞 절에서 제시한 바와 같이 퇴비화 공정의 운전인자를 적용할 수 있다. 그러나 퇴비화 공정과 Bio-drying 공정은 처리 목적이 상이하기 때문에, 퇴비화

공정에서의 운전인자를 직접적으로 사용하는 데는 무리가 있다.본 절에서는 Bio-drying 공정에 대한 기존 연구 결과를 바탕으로 상용 시설

에서 적용 또는 제어할 수 있는 운전인자를 폐기물 특성(물리적 조성, 함수율), 송풍(양과 방향) 및 기타(온도, 미생물 식종 및 교반) 등으로 구분하여 제시하였

다.

항목 내용

입자 크기 밀도, 공극률, 마찰 등에 영향을 미침

C/N 비 25 ~ 50에서 최적

미생물 식종 체류시간에 영향을 미침

함수율 50 ~ 60%에서 최적

교반 여부 공기 공급에 있어 채널링 현상과 밀접한 관련이 있음.온도 55 ~ 65℃로 유지되어야 함

공기 공급 (산소 농도) 퇴비단 내 산소 농도가 10% 이상 유지되어야 함

pH pH 7 ~ 7.5로 유지되어야 함

<표 3-1> 퇴비화 공정의 운전인자

1. 폐기물 특성

일반적으로 생물학적 처리공정을 효과적으로 운전하기 위해서는 처리 대상

물질의 특성 파악이 중요하다. 마찬가지로 Bio-drying 공정에서도 반응기에 투

입되는 폐기물 특성에 대한 조사와 분석이 요구된다.

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가. 물리적 조성

Bio-drying 공정을 적용하고자 하는 MBT 시설에서 처리되는 폐기물은 주로

생활폐기물이고, 이들의 물리적 조성과 유기물질 함량은 지역별 및 국가별로 차

이가 있다. 이는 처리하고자 하는 폐기물의 물리적 조성 또는 유기물질의 함량

에 따라 Bio-drying 공정의 운전인자들(특히 송풍량과 온도)이 적절하게 제어되

어야 함을 의미한다.Bio-drying 공정에서는 호열성미생물이 유기물질을 분해시킬 때 발생되는

열이 폐기물 내 수분을 건조시키는 주된 에너지원이다. 또한 퇴비화 공정과 달

리 Bio- drying 공정은 체류시간이 상대적으로 짧기 때문에, 짧은 시간에 분해되

기 쉬운 이분해성 유기물질(주로 음식물류, 정원폐기물 등)이 처리하고자 하는

폐기물 내에 얼마나 함유되어 있는지가 중요한 요인으로 작용될 수 있다. 처리 대상 폐기물을 목표 함수율까지 건조시키는 데 요구되는 에너지보다

유기물질의 분해에 의해 발생되는 열이 가지는 에너지가 적은 경우, Bio-drying 공정 자체만으로는 폐기물의 효율적인 건조를 기대하기 어려울 수 있다. 그러

므로 대상 폐기물에 포함된 유기물질의 함량과 Bio-drying 공정의 에너지 수지

와의 상관관계 분석은 매우 중요하다. 그러나 이에 대한 연구는 거의 없거나, 그결과의 영향력이 매우 미미한 수준이다.

나. 함수율

Bio-drying 공정에 투입되는 폐기물의 함수율은 공정의 운전에 절대적인 영

향을 미친다. 함수율이 너무 높거나 혹은 너무 낮을 경우 공정의 운전에 문제

가 생길 수 있는데, 이는 함수율이 호기성 미생물의 활동에 영향을 미치기 때문

이다. 함수율이 높을 경우 폐기물 간의 점착성이 높아지고 폐기물 층 내에서 주입

된 공기의 이동이 제한될 수 있다. 이는 부분적으로 호기성 조건을 유지시키기

어렵게 하는 원인이 된다. 이 때 분해에 의한 건조가 이루어지지 못한 폐기물

이 반응기 밖으로 배출되고, 이들이 후단의 기계적 처리공정에 유입되는 경우

선별효율은 필연적으로 떨어지게 된다. 또한 폐기물 층 내 호기성 조건이 유지

된다 하더라도 호기성 분해에 의해 발생된 열은 높은 함량의 수분을 제거하기에

는 충분하지 않아서 원하는 수준의 수분제거율을 기대할 수 없다.반대로, 폐기물의 낮은 함수율은 호기성 미생물의 생장 조건과 유기물질 분

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해 작용의 제한 인자로 작용한다. 이 때 유기물질은 분해되지 않고, 열 또한 발

생되지 않으므로, 폐기물의 건조는 일어나지 않는다. 함수율이 20%보다 낮으면

미생물의 활동이 거의 일어나지 않거나 아주 조금 일어난다(Haug, 1993).

○ 함수율에 대한 연구 결과

함수율이 다른 슬러지와 폐목재 혼합물을 대상으로 함수율에 따른 건조 효

율을 비교한 실험(K. M. Frei 등, 2004)에 따르면, 초기 함수율이 52.6%인 폐기물

을 충전한 실험 1의 경우가 함수율이 각각 69.5%, 75.5%인 실험 2, 3보다 수분

제거율이 높았다. 실험 1과 2의 경우 수분 제거량이 크게 차이 나지 않지만, 비율로 봤을 때, 실험 1에서 더 많은 수분이 제거되었다. 미생물의 분해활성을 보

여주는 탄소 저감량을 살펴볼 때, 비슷한 수분제거율을 보였던 실험 1과 2 중에

서 전자가 더 낮은 탄소 저감량을 나타내었다. 이는 고열량의 산물을 얻어야하

는 Bio-drying에 적절한 것으로 보인다.또한, 반응기 내 폐기물을 세 층으로 구분 했을 때, 각 층에서의 함수율을

보면, 실험 1과 2에서는 대체로 동일하게 건조가 이루어진 데 반해, 실험 3에서

는 각 층마다 함수율의 차이를 보이고 있다. 이는 함수율이 높은 경우 폐기물

사이로 공기의 이동이 원활하지 않아 부분 건조가 일어나고, 건조율 및 에너지

함량이 균질하지 않은 산물이 얻어지게 되는 원인이 된다. <표 3-2>에 함수율

이 다른 슬러지와 폐목재 혼합물을 대상으로 함수율에 따른 건조 효율을 비교한

실험 결과를 나타내었다.

항목 실험 1 실험 2 실험 3

함수율

(%)

초기 52.6 69.5 75.5

최종

50㎝ 39.5 58.8 71.230㎝ 34.6 58.4 65.710㎝ 34.4 55.5 58.0평균 34.3 58.4 59.5

밀도 (kg/㎥) 550 600 800평균 폐기물 온도 (℃) 34.9 42.7 27.5평균 수분 제거량

(kg-water/d) 13.6 15.4 10.8탄소 저감량

(kg/kg-initial TS) 14 34 16

<표 3-2> 함수율에 대한 연구 결과 (K. M. Frei 등, 2004)

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2. 송풍

Bio-drying 공정을 운전하는 데 있어 송풍에 사용되는 blower의 가동시간은

시설 운영비와 크게 관계되어 있으며, 또한 blower 가동시간에 따른 배출 공기

의 양은 악취 등의 문제를 해결하기 위한 환경 설비의 건설비 및 운영비와 직결

될 수 있다. 따라서 송풍과 관련된 Bio-drying 공정의 운전인자는 효과적인 건조

효율과 시설의 건설비 및 운영비의 저감을 동시에 달성하는데 필수적이다.

가. 송풍량

송풍량은 효율적인 폐기물의 건조를 목적으로 하는 Bio-drying 공정에 있어

서 매우 중요한 운전인자로 작용한다. 송풍을 통해 미생물에 산소를 공급해 줌

으로써, 유기물질의 호기성 분해반응에 따라 발생되는 반응열로 폐기물의 온도

를 제어할 수 있다. 이는 폐기물 표면에서의 수분 증발 및 미생물의 생장조건

과 매우 밀접한 관련이 있다. 또한, 폐기물 표면에서 증발된 수분은 송풍에 의

해 반응기 외부로 배출되며, 이로 인해 반응기 내 공기의 상대습도는 적절하게

유지될 수 있다.

○ 송풍량에 대한 연구 결과

30℃로 가열된 공기의 반응기로 유입되는 송풍량에 따른 건조 효율의 영향

을 알아본 (A. Zawadzka 등, 2010) 실험에 따르면 blower의 가동시간이 2.5시간

이었던 실험 4에서 수분 제거율이 50.9%로 가장 높게 나타났으며, 가동시간이

1.5 시간으로 제어한 실험 2에서 수분 제거율이 29.8 %로 가장 낮게 나타났다. 결과를 종합해보면 송풍량이 낮을수록 수분 제거율 또한 낮아지며, 송풍량이 높

은 경우에는 수분 제거율이 높아진다는 결론이 도출되며, 이는 아래의 F. Adani 등(2002)이 수행한 온도에 대한 연구 결과에서도 보이고 있다. <표 3-4>에 30℃로 가열된 공기의 반응기로 유입되는 송풍량에 따른 건조 효율을 비교한 실험결

과를 나타내었다.

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<그림 3-1> 반응기로 유입되는 송풍량에 따른 건조 효율의 영향 실험의

반응기 개요

항목blower

가동시간 (hr)폐기물 온도 (℃)

(상부/하부) 함수율 (%) 수분

제거율 (%)초기 최종 초기 최종

실험 1 1.0 20.9/20.9 24.7/23.2 84.3 46.9 37.4실험 2 1.5 23.8/23.2 24.6/23.5 83.1 53.3 29.8실험 3 2.0 17.0/18.0 21.5/21.5 80.7 37.2 43.5실험 4 2.5 17.8/18.4 17.3/16.5 83.9 33.0 50.9실험 5 3.0 14.0/14.6 21.0/20.0 82.3 34.4 47.9

<표 3-3> 송풍량에 대한 연구 결과 (A. Zawadzka 등, 2010)

또한, <그림 3-2>에서 나타낸 바와 같이 Bio-drying 공정에서 반응기 내부

공기의 온도는 항상 폐기물의 온도에 비해 낮은 것으로 조사되었으며, 두 층간

의 온도 차이에 의한 상대습도의 차이에 의해 폐기물 표면에서의 수분의 증발이

이루어지는 것으로 판단된다.

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<그림 3-2> 실험 1에서의 폐기물 및 상부 공기의 온도 변화

(출처 : A. Zawadzka 등, 2010)

나. 송풍 방향

일부 Bio-drying 반응기(주로 고정상 반응기)에서 폐기물을 통과하는 편도성

기류에 의해 유발되는 불균질 건조의 문제점을 해결하기 위한 방안으로 송풍 방

향의 전환이 적용될 수 있다. 송풍 방향의 전환은 폐기물 층의 교반이나 반응

기 내 송풍 압력의 변화에 의해 제어되며, 이를 통해 폐기물 층 간 온도의 차이

가 완화되고, 수분의 분포가 좀 더 균일해질 수 있는 것으로 보고되고 있다. 그러나 송풍 방향의 전환에 의한 고형물 및 수분의 이동에 대한 영향은 여전히 불

확실한 요소로 남아있으며, 이에 대한 명확한 공학적인 접근이 요구되고 있다.

○ 송풍 방향에 대한 연구 결과

폐기물의 비 균질성으로 인해 초래되는 온도 구배를 경감시키기 위해 송풍

방향을 전환시켰을 때의 Bio-drying 공정의 효과에 대하여 알아본 (M. Sugni 등, 2005) 실험 결과에 따르면 <그림 3-3>에서 제시한 바와 같이 송풍 방향을 전환

하여 진행한 실험 C의 경우 폐기물 각 층의 온도가 약 35 ~ 40℃로 유지되었다.

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<그림 3-3> 실험 B 및 C에서의 폐기물 층별 온도 변화 (M. Sugni 등, 2005)반면, 송풍 방향이 전환되지 않은 실험 B의 경우 폐기물 층의 상부와 하부

간의 온도 차이가 약 30℃로 온도구배가 형성된 것이 확인되었다. Bio-drying 공정 이후의 폐기물 층별 함수율 및 저위발열량을 비교해 보면, 송풍 방향이 변

화됨에 따라 온도 구배가 경감되어 비교적 균질한 특성을 가지는 물질을 얻을

수 있는 것으로 나타났다. <표 3-4>에 송풍방향 전환 여부에 따라 최종 함수율

및 발열량을 비교한 결과를 나타내었다.

항목함수율 (%) 저위발열량 (kcal/kg)

초기 최종 초기 최종

실험 B상층

24.7 14.712.1

2,6343,513

중층 15.4 2,752하층 16.9 2,461

실험 CA층

24.7 13.613.4

2,6343,369

B층 14.0 3,334C층 13.4 3,320

<표 3-4> 송풍 방향에 대한 연구 결과 (M. Sugni 등, 2005)

3. 기타

가. 온도

본 보고서에서 Bio-drying 공정의 운전인자로 도출된 온도는 폐기물 층의

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온도를 의미하며, 이는 미생물의 활성도를 나타내는 척도임과 동시에, 폐기물 표

면에 존재하는 수분의 증발에 큰 영향을 미치는 것으로 알려져 있다. Bio-drying 반응기 내 폐기물 층의 온도는 송풍량으로 제어가 가능하다. 반응기

내에서 폐기물 층의 온도가 상승하는 것은 호기성 미생물이 유기물질을 분해하

면서 발생하는 열에 의한 것으로, 이러한 점은 폐기물 층의 온도와 유기물질의

분해속도가 정비례 관계에 있음을 의미한다.

○ 온도에 대한 연구 결과

송풍량의 제어를 통한 폐기물의 온도에 따른 건조 효율의 영향을 알아본 실

험(F. Adani 등, 2002)에 따르면 폐기물 온도를 70℃로 맞춰주기 위해 낮은 송풍

량을 공급한 실험 A의 경우 낮은 송풍량에 의해 폐기물의 온도를 높게 유지시

켜주었다. 그 결과 유기물질의 분해는 급속히 일어난 반면, 수분 제거는 낮은

수준으로 나타났다. 폐기물 온도를 45℃로 맞춰준 실험 C의 경우, 높은 송풍량

에 의해 폐기물의 온도가 낮게 유지되면서 수분 제거는 높은 수준으로 나타났

다. 폐기물 온도를 60℃로 정한 실험 B의 경우, 실험 C와 비슷한 수준의 수분

제거를 나타내지만 좀 더 긴 체류시간이 요구된다. 이는 퇴비화 공정과 달리

Bio-drying 공정에서는 높은 송풍량을 공급하여 폐기물의 온도를 낮게 즉, 45℃로 유지하는 것이 효율적인 수분 제거에 도움이 되는 것을 보여준다. <표 3-5>와 <그림 3-4>에 송풍량의 제어를 통한 폐기물의 온도에 따른 건조 효율의 영향

에 대한 실험 결과를 나타내었다.

항목 실험 A 실험 B 실험 C송풍량 (L/kg-TS/hr) 6.3 11.6 23.1

온도 (℃) 70 60 45함수율 (%) 초기 41.2

최종 33.2 21.9 19.2저위발열량

(kcal/kg)초기 2,350최종 2,516 3,240 3,359

<표 3-5> 온도에 대한 연구 결과 (F. Adani 등, 2002)

- 45 -

<그림 3-4> 실험 A, B 및 C에서의 폐기물 내 수분 함량의 변화 (F. Adani 등, 2002)

나. 미생물 식종

Bio-drying 공정에서 호기성 미생물에 의해 유기물질이 충분히 분해될 수

있도록 송풍량을 제어하는 것도 중요하지만, 기본적으로 미생물 농도가 낮으면

유기물질의 분해에 의한 열의 발생 또한 미미할 수 있기 때문에 효과적인 건조

를 기대하기가 어렵다. 경우에 따라서는 이러한 문제를 해결하기 위해 식종을

통해 반응기 내 미생물의 농도를 높이는 방안이 고려되어야 한다. 식종에 사용될 수 있는 물질은 고형물로서의 Bio-drying 공정을 거친 산물

과 액상 물질로서의 Bio-drying 공정에서 배출되는 침출수를 활용할 수 있다.

○ 액상 물질에 의한 식종에 대한 연구 결과

액상 물질을 이용한 식종이 미생물의 유기물질 분해 및 수분의 제거효율에

미치는 영향을 조사한 실험(D. Q. Zhang 등, 2009a)은 Bio-drying 공정에서 발생

하는 침출수를 식종으로 사용하였고, 폐기물 중량 대비 주입량을 0, 1, 5, 7 및10%로 달리하여 실험을 진행하였다. 그 결과 주입량이 폐기물 중량 대비 7%일

때가 수분 제거율이 83.5%로 가장 높게 나타났다. 침출수 주입량이 많을수록, 가수분해 단계에서 호기성 미생물에 의해 유기물질의 분해가 활발히 이루어짐에

따라 연결되는 호기 단계에서 유기물질의 분해가 상대적으로 적게 이루어졌다.

- 46 -

<그림 3-5>에 침출수 주입량에 따른 반응기 내 산소농도를 나타내었다.

<그림 3-5> 식종 주입량에 따른 산소농도(a) 및 pH(b)의 변화

(출처 : D. Q. Zhang 등, 2009a)침출수 주입량이 증가할수록, 수분의 제거효율이 증가하는 경향을 보이지만,

주입량이 10%의 경우에서는 수분 제거효율이 오히려 낮아진다. 이는 가수분해

단계에서 유기물질이 분해됨에 따라 폐기물의 pH가 낮아져 호기 단계에서 미생

물이 유기물질을 분해하는데 제한요인으로 작용함에 따라, 분해열이 발생하지

않아 수분의 증발이 잘 이루어지지 않은 것으로 판단된다. <표 3-6>에 액상 식

종 주입량에 따른 유기물질 분해 및 수분 제거효율 결과값을 나타내었다.

침출수

주입량

투입 MSW(kg)

함수율 (%) 수분 제거효율b(%)초기a 최종

0 %

32.0 72.0

51.6 77.81 % 53.2 77.65 % 52.4 81.97 % 54.1 83.510 % 58.6 77.3

a : 침출수 주입량 제외

b : 투입 MSW 내 수분 함량 대비 침출수 및 수증기로 배출된 수분

<표 3-6> 액상 물질에 의한 식종에 대한 연구 결과 (D. Q. Zhang 등, 2009a)

- 47 -

○ 고형물에 의한 식종에 대한 연구 결과

고형물을 이용한 식종이 미생물의 유기물질 분해 및 수분의 제거효율에 미

치는 영향을 나타낸 실험(D. Q. Zhang, 2009b)은 플라스틱류, 유리류 및 금속류

를 제거한 Bio-drying 공정산물을 사용하였다. 주입량은 각 주입 시간(0, 5, 7 및 9일)에서의 잔존 MSW 대비 10%에 해당하는 양을 주입하였다. 가수분해 단

계에서는 유기물질의 분해가 일어날 수 있는 양만큼의 공기가 충분히 공급되지

않아 반응기 내 산소의 농도가 낮다. 가수분해 단계에서 호기 단계로 넘어가는

시점에 송풍을 실시하게 되는데, 이 때 5일차에 식종을 실시한 실험 TB의 경우

에서 산소의 농도가 다른 실험군에 비해 매우 낮은 것으로 나타났다. 다른 실

험 TA, TC, TD 및 CK의 경우 호기 단계에서 충분한 송풍 공급이 이루어지면

산소 농도가 증가하는데 반해 TB의 경우에는 앞선 가수분해 단계의 영향으로

미생물 활동이 공급되는 공기의 산소를 활발히 소비하고 있음이 확인되었다. 그 영향으로 폐기물 층의 온도가 증가하였고 여러 실험 결과 중에서 가장 높은

수분 제거효율을 보였다. 이는 식종에 고형물을 이용하는 경우, 유기물질의 호

기성 분해가 시작되는 시점에 식종을 실시하는 것이 수분의 제거효율을 향상시

키는 데 도움을 줄 수 있는 것을 의미한다. <그림 3-6>과 <표 3-7>에 식종 주

입량에 따른 산소농도 및 온도 변화와 고상 식종 주입량에 따른 수분제거효율의

결과값을 각각 나타내었다.

<그림 3-6> 식종 주입량에 따른 산소농도(좌) 및 온도(우)의 변화

(출처 : D. Q. Zhang 등, 2009b)

- 48 -

항목투입 MSW

(kg)식종 주입량

(kg)함수율 (%) 수분 제거효율a

(%)초기 최종

CK (주입 없음)

32.0

-

72.0

51.6 77.8TA (0일 주입) 3.2 56.2 67.8TB (5일 주입) 2.5 50.2 85.3TC (7일 주입) 2.2 59.0 73.5TD (9일 주입) 2.0 57.6 75.1a : 투입 MSW 내 수분 함량 대비 침출수 및 수증기로 배출된 수분

<표 3-7> 고형물에 의한 식종에 대한 연구 결과 (D. Q. Zhang 등, 2009b)

다. 교반

고정상 반응기에서의 단일방향 송풍과 유입폐기물의 높은 함수율은 부분 건

조를 유발할 수 있다. 부분 건조 결과, 수분 함량 또는 에너지 함량이 비 균질한

산물이 얻어질 수 있다. 이 때, 적절한 교반은 폐기물 층 내 공기흐름을 원활하

게 하여 수분이 균일하게 건조될 수 있는 조건을 형성한다. 이를 통해 산물의

균질성을 향상시킬 수 있다.

○ 교반에 대한 연구 결과

탈수 슬러지 혼합물의 Bio-drying 공정에서 송풍량 및 교반주기가 건조효율

에 미치는 영향을 나타낸 실험(L. Zhao 등, 2010)은 초기 수분 함량을 낮춰주기

위해 탈수 슬러지에 밀짚과 톱밥을 일정 비율로 섞어 반응기로 투입하였다. 각실험이 진행되는 동안 폐기물의 온도와 주변온도의 차이의 누적 합을 보면 같은

송풍량이 공급될 때, 교반 주기가 짧을수록 온도차이 누적 합이 작다. 이는 교

반을 통해 폐기물 층 내 열전달이 잘 일어나 주변과 온도 차이가 크게 나지 않

는 것으로 해석할 수 있다. 수분 제거율을 비교해보면 비교적 높은 송풍량이 공

급되는 실험 2, 4의 경우 교반주기에 상관없이 비슷한 수분 제거율을 보였다. 그러나 송풍량이 상대적으로 낮은 실험 1과 3에서는 교반주기가 2일로 짧았을

경우에 수분 제거율이 더 높은 것으로 확인 되었다. 즉, 수분 제거율에 미치는

송풍량의 영향력이 크지 않은 경우에서는 교반주기가 짧을수록 수분 제거율이

증가하는 것으로 나타났다. <그림 3-7>과 <표 3-8>에 시간에 따른 주변온도와

폐기물 온도 차이의 누적 합계 그래프와 송풍량과 교반주기에 따른 수분제거효

- 49 -

율의 결과값을 각각 나타내었다.

<그림 3-7> 시간에 따른 주변온도와 폐기물 온도의 차이의 누적 합계

항목 실험 1 실험 2 실험 3 실험 4송풍량 (m3/kg-waste/hr) 0.0455 0.0909 0.0455 0.0909

교반주기 (일) 2 4수분 제거율 (%) 66.3 68.2 57.5 65.0

<표 3-8> 교반에 대한 연구 결과 (L. Zhao 등, 2010)

- 51 -

제4장 Column반응기를 이용한 Bio-drying 실험

1. 실험 목적

Bio-drying 공정에 관한 실험실 규모의 연구는 주로 공정 운전인자들의 폐

기물 건조 효율에 미치는 영향에 대해 이루어 졌으며, 현재도 활발히 진행 중이

다. 앞 절에서도 언급된 바와 같이 Bio-drying 공정에 영향을 미치는 인자들은

건조 효율 및 다른 인자들과 서로 상관관계를 갖는다. 따라서 본 실험에서는

고정상 반응기인 컬럼형 반응기를 이용한 Bio-drying 실험을 진행하여 폐기물을

층별로 세분화하여 일어나는 반응을 관찰하고, 송풍량에 따른 폐기물 건조 및

유기물 분해, 또한 다른 운전 인자에 미치는 영향을 알아보고자 하였다.

2. 실험 개요

가. 대상폐기물

실험실 규모에서 Bio-drying 실험을 진행할 때, 생물학적 건조를 유도하기

위해서는 충분한 분해열이 발생되어야 하는데 본 실험의 경우 실험실 규모인 점

을 감안할 때, 일반 생활폐기물의 유기성분 함량을 그대로 이용하기에는 다소

무리가 따른다. 따라서 짧은 기간에 충분한 분해열이 발생할 수 있도록 국내

상용 MBT 시설에서 배출되는 유기성 잔재물을 대상 폐기물로 실험을 수행하였

다. 본 실험에 사용된 유기성 잔재물은 상용시설에서 건조 공정을 거치고

30mm 이하로 선별된 물질로, 수분과 가연분 및 회분의 비율이 약 4:4:2 이며, 고위발열량은 3,685.8 kcal/kg으로 생활폐기물 내 음식물 및 종이, 목재 등의 유

기성분의 특성과 유사하다. <그림 4-1>에는 상용시설에서 수집한 유기성 잔재

물을 건조 시킨 후 모습을 나타내었다.

- 52 -

<그림 4-1> 유기성 잔재물 건조 후 모습

나. 실험장치

본 실험에는 아크릴 재질의 내경 200mm, 높이 800mm로 용량이 25.1L인 컬

럼형 반응기가 사용되었다. 실제 반응기 충진은 높이 600mm 까지 이루어졌으

며 용량은 18.8L였다. <그림 4-2>에 컬럼형 반응기 도식도 및 최종 설치된 모습

을 나타내었다.

<그림 4-2> 컬럼형 반응기 도식도 및 최종 설치 후 모습

다. 실험방법

본 실험에서는 송풍량이 Bio-drying 공정에 미치는 영향과 그에 따른 폐기

물 특성의 변화를 관찰하고자 하였다. 따라서 각 준비된 반응기에 유기성 잔재

물을 8kg씩 충진한 뒤, 폐기물 내 호기성 분해를 조기에 유도하고자 반응기 하

부에서 40℃로 가온된 공기를 주입하였다. 또한 균일한 공기 공급을 위해 반응

기 하부에 공간을 두어 3mm-mesh판을 설치하였다. 동일한 폐기물이 충진된 3

- 53 -

기의 반응기에 송풍량을 각각 3, 6, 12 L/min으로 다르게 공급하였다.실험이 진행되는 동안 반응기의 무게 변화를 관찰하였으며, 반응기를 상/중/

하층(반응기 하부에서 50cm, 30cm, 10cm 부분)으로 구분하여 온도기록계로 실시

간 온도 변화를 관찰하였다. 반응기 배출 가스는 온･습도계를 설치하여 온도

및 상대습도를 측정하였으며, 호기성 분해를 확인하기 위해 배출가스 샘플을 채

취하여 가스 분석기기를 이용하여 배출가스 내 O2 및 CO2 농도를 분석하였다. 실험 시작 전과 종료 후 폐기물의 삼성분 및 발열량, 탄소함량을 분석하여 수분

제거율 및 가연분의 분해정도를 확인하였다.

3. 실험 결과 및 고찰

가. 폐기물의 물리·화학적 특성 변화

1) 삼성분

<표 4-1>에 원시료와 실험 후 산물의 삼성분 결과를 나타내었다. 실험 후

각 반응기 1, 2, 3의 수분함량은 각각 27.0%, 12.6%, 그리고 6.1%를 기록하였다. 가장 높은 송풍량이 공급된 반응기 3에서 가장 높은 수분제거율을 보였으며, 층간 물리적 조성도 크게 차이가 나지 않았다. 반면, 반응기 1의 경우 가장 낮은

수분제거율을 보였으며, 상층의 경우 수분함량이 42.8%로 실험 전보다 오히려

증가하였다. 이는 공급 송풍량이 다소 낮아 증기가 반응기 밖으로 배출되지 못

하고 반응기 상층 폐기물에 다시 흡수된 것으로 판단된다. 반응기 1, 2, 3의 휘발성 고형물 함량은 67.6%, 73.2%, 73.7%를 나타내었다.

- 54 -

물리적 조성 (%)수분 가연분* 회분

원시료 40.3 42.9(72.0)

16.7(28.0)

반응기 1

상 42.8 35.8(62.6)

21.4(37.4)

중 27.0 52.4(71.8)

20.6(28.2)

하 13.4 57.9(66.8)

28.7(33.2)

평균 27.0 49.4(67.6)

23.7(32.4)

반응기 2

상 24.8 53.3(70.9)

21.9(29.1)

중 10.2 65.0(72.4)

24.8(27.6)

하 7.0 69.6(74.8)

23.4(25.2)

평균 12.6 64.0(73.2)

23.4(26.8)

반응기 3

상 7.2 67.8(73.0)

25.0(27.0)

중 6.5 67.7(72.5)

25.7(27.5)

하 5.2 72.8(76.8)

22.0(23.2)

평균 6.1 69.2(73.7)

24.7(26.3)

*( ) : 건기준 물리적 조성(g/kg TS)

<표 4-1> 원시료와 실험 후 산물의 삼성분 분석 결과

2) 발열량

<표 4-2>에 원시료와 실험 후 산물의 발열량 결과를 나타내었다. 실험 전

원시료의 고위 발열량은 3,887kcal/kg을 나타냈다. 반응기 1의 경우 세 층에서

발열량이 모두 감소하였다. 세 층 중에서 상층에서 발열량이 가장 많이 감소되

었다.

- 55 -

발열량 (kcal/kg)고위 건기준 저위 습기준

원시료 3,886.9 1,783.9

반응기 1상 3,441.1 1,666.4중 3,817.4 2,487.9하 3,518.4 2,786.2평균 3,605.9 2,419.4

반응기 2상 3,693.5 2,440.0중 3,624.1 2,976.9하 3,850.4 3,308.7평균 3,751.4 3,019.0

반응기 3상 3,798.9 3,260.7중 3,980.8 3,442.0하 3,792.8 3,340.8평균 3,864.3 3,364.1

<표 4-2> 원시료와 실험 후 산물의 발열량 분석 결과

3) 화학적 조성

<표 4-3>에 원시료와 실험 후 산물의 화학적 조성을 나타내었다. Bio-drying 공정에서 핵심은 미생물이 유기물을 분해하여 발생하는 열을 이용하여 폐기물을

건조하는 것이다. 원소분석을 통하여 탄소 함량의 변화를 확인하여 실험이 진행

되는 동안 분해된 유기물의 정도를 확인하였다.

화학적 조성 (%) 건기준C H N O S

원시료 28.9 4.2 1.0 36.6 0.1

반응기 1상 21.0 2.7 1.4 38.5 0.1중 27.9 3.8 1.5 41.6 0.1하 25.2 3.7 1.4 38.0 0.0평균 25.2 3.5 1.4 39.4 0.1

반응기 2상 26.8 3.6 1.2 38.8 0.2중 26.9 3.6 1.3 39.5 0.2하 29.8 3.9 1.2 39.0 0.1평균 28.3 3.7 1.2 39.1 0.2

반응기 3상 26.5 3.5 1.2 37.7 0.2중 28.9 3.9 1.3 39.4 0.1하 28.4 3.7 1.1 39.0 0.1평균 27.9 3.7 1.2 39.2 0.1

<표 4-3> 원시료와 실험 후 산물의 화학적 조성

- 56 -

4) 배출가스 분석

<그림 4-3> 에 GC(Gas Chromatography) 분석 결과인 배출가스 내 O2 및CO2 농도를 나타내었다. CO2 농도의 경우 대기 중에 포함된 CO2를 제외한 호기

성 미생물의 대사산물 O2 및 CO2 농도 변화는 Bio-drying 실험이 진행되는 동안

호기성 미생물의 유기물 분해 작용이 있었음을 알 수 있다. 세 반응기 중 CO2가가장 많이 배출된 반응기는 1이었다. 반면, 반응기 3의 경우 CO2 배출이 거의

없었다.

<그림 4-3> 배출가스 내 O2 및 CO2 농도

나. 측정 결과

1) 무게 감량

<그림 4-4>에 실험 기간 동안 관찰된 무게감량 그래프를 나타내었다. 감량

되는 무게는 수분 및 탄소의 감량만을 포함하며, 세 반응기 모두 초기 무게와

비교해 30% 이상 감량되었고, 실험 초기 4~5일 사이에 무게 감량이 크게 일어났

다. 반응기별로 비교할 경우 세 반응기 중 반응기 3에서 39.8%로 무게 감량이

가장 크게 일어났다.

- 57 -

<그림 4-4> 전체 실험기간 관찰된 무게감량

2) 온도 변화

<그림 4-5>에 실험이 진행되는 동안 각 반응기에서 관찰된 온도변화를 층별

로 나타내었다. 가장 높은 온도가 유지된 경우는 가장 낮은 송풍량이 공급된 반

응기 1로 층 간 온도차이가 가장 크게 나타났다. 실험이 시작된 후 초기 온도가

상승하기 시작하면서 4 ~ 5일 사이에 세 층에서 각각 52.6℃, 45.6℃, 41.8℃를

기록하였다. 최고 온도 기록 후 3일 동안 온도가 급격하게 감소하였고, 10일 째

부터 20일 까지는 온도가 서서히 감소하며 그 이후부터 실험이 끝날 때까지 일

정한 온도가 유지되었다. 반면, 12L/min의 높은 송풍량이 공급된 반응기 3의 경

우 층 간 온도 차이가 크지 않았으며, 실험 초기 5~6일 사이에 상층 및 중층에

서 최고 온도 34.7℃, 34.5℃를 기록하였다. 그 후 온도가 감소하여 실험이 끝날

때까지 동일하게 유지되었다.

- 58 -

<그림 4-5> 각 반응기에서 관찰된 층별 온도 변화

- 59 -

제5장 결론

전 세계적으로 생활폐기물의 단순 소각 및 매립 처분되는 양을 감소시키고

폐기물로부터 에너지를 회수하려는 WtE(Waste to Energy) 정책이 시행 되면서

그 대안으로 MBT 시스템이 적용 및 운영되고 있다. 본 연구는 MBT 시스템을

구성하는 생물학적 처리 공정 중 하나인 Bio-drying 공정 설계 및 운전인자 개

발에 대한 것으로, Bio-drying 공정은 퇴비화 보다 짧은 체류시간을 필요로 하며

외부 열원을 필요로 하지 않는 점에서 많은 상용시설에 적용되고 있다. 또한

퇴비화의 경우 생분해성 유기물의 최종 안정이 목표인 반면 후단의 고형연료

(SRF)생산을 포함하는 Bio-drying 공정은 최소의 유기물 분해를 통해 그때 발생

한 산화열로 폐기물을 건조시키는 것이 목표이다. 이미 유럽의 여러 나라(독일, 이탈리아, 스페인 등)에서는 Bio-drying 기술이 일찍이 상용시설에 사용된 사례

가 많으며 운영측면에서 하나의 요소기술로서 다양하게 적용되고 있다.

Bio-drying 공정에 영향을 미치는 인자는 폐기물 특성(물리적 특성, 함수율

등), 송풍(송풍량, 송풍방향 등), 기타 인자(온도, 미생물 식종, 교반 등) 등이 있

다. 각 인자들은 폐기물의 건조에도 영향을 미칠 뿐 아니라 서로 상관관계를

갖는다. 공정 인자 중 함수율의 경우 과도한 수분은 폐기물 내 공기 이동을 제

약하고 표면적을 줄여 산소 용해율을 낮추므로, 호기성 반응이 활발히 일어날

수 있도록 초기 함수율 범위를 50% 수준으로 유지하는 것이 적절하다. 미생물

반응 속도 및 폐기물 건조 속도는 일정 범위 안에서는 온도에 비례하므로 약 40 ~ 50℃ 정도의 적절한 고온 상태를 유지하는 것이 바람직하다. 또한 초기 폐기

물 조성의 변동성으로 인해 Bio-drying 공정 효율이 저하될 경우에 대한 마련이

필요하다. 그 예로 침출수와 같은 식종 주입을 고려할 수 있다.

공정에 영향을 미치는 여러 인자들 중 송풍량이 폐기물의 건조 및 다른 운

전인자(폐기물 온도)에 미치는 영향을 확인하기 위하여 컬럼형 반응기를 이용한

Lab-scale Bio-drying 실험 결과, 1. 호기성 반응은 실험 시작 후 1 ~ 6일 동안 가장 활발하게 일어났다. 2. Bio-drying 공정이 유도되는 송풍량의 범위는 0.375L/kgwaste·min ~

0.750L/kgwaste·min 이다.

- 60 -

3. 고정상 반응기를 이용하여 진행된 실험으로 교반이 포함될 경우 같은 송

풍량 범위에서 건조효율이 증가하며, 수분함량 및 온도분포가 균질한 산물이 얻

어질 것이다.

현재까지 연구된 Bio-drying 공정은 주로 Lab-scale 실험에서 컬럼형 반응기

를 이용하여 공정 운전인자들의 상관관계 및 건조효율에 미치는 영향 정도를 파

악하였다. 그러나 실제 상용시설에 이용되는 Bio-drying 반응기는 주로 로타리

드럼형으로 교반이 이루어지면서 일어나는 폐기물 건조 현상이 컬럼형 반응기와

는 상이할 것이다. 따라서 향후 연구에는 로타리 드럼형 Bio-drying 공정 설계

및 관련 운전인자들에 대한 실험 연구가 진행될 필요가 있다.

- 61 -

참고문헌

박진규, 2012, 폐기물매립지에서의 온실가스 예측 모델 및 변수 산정방법 개발, 안양대학교 대학원 공학박사 학위논문

배성진, 2005, BMP 실험에 의한 도시폐기물 조성별 최종메탄수율 산정, 서울시

립대학교 대학원 공학석사 학위논문

서울시립대학교, 2012, 남해군 MBT 시설을 이용한 폐기물 전처리 실증연구

서울시립대학교, 2013, Bio-drying 공법을 활용한 한국형 MBT 시스템 최적화 방

안 연구

한정훈, 2007, 대형모형매립조를 이용한 유기성폐기물 매립비율에 따른 도시고형

폐기물의 분해 특성, 서울시립대학교 대학원 공학석사 학위논문

환경부, 2008, 폐기물에너지화 종합대책

환경부, 2013, 제4차 전국폐기물통계조사

Adani, F., Baido, D., Calcaterra, E., Genevini, P., 2002, The influence of biomass temperature on biostabilization-biodrying of municipal solid waste, Bioresource Technology 83, 173-179.

Binner, E. 1999, Biological reactivity of residual wastes and dependence on the duration of pretreatment, Waste Management & Research, vol. 17, pp. 543-554

Bezama, A., Aguayo, P., Konrad, O., Navia, R., Lorber, K.E., 2007, Investigations on mechanical biological treatment of waste in South America: Towards more sustainable MSW management strategies, Waste Management 27, 228-237.

- 62 -

Bockreis, A., Steinberg, I., 2005, Influence of mechanical-biological waste pre-treatment methods on the gas formation in landfills, Waste Management 35, 337-343.

Buivid, M. G., Blanchet, M. J., Remedios, E. C., Jenkins, B. M., Boyd, W. F., Pacey, J. G., 1981, Fuel gas enhancement by controlled landfilling of municipal solid waste, Resources and Conservation 6(1), 3-20.

Choi, H. L., Richard, T. L., Ahn, H.K., 2001, Composting high moisture materials: biodrying poultry manure in a sequentially fed reactor, Compost Science and Utilization 9, 303-311.

Defra, 2007, Mechanical biological treatment of municipal solid waste.

Gioannis, G. D., Muntoni, A., Cappai, G., Milia, S., 2009, Landfill gas generation after mechanical biological treatment of municipal solid waste. Estimation of gas generation rate constants, Waste Management 29, 1026-1034.

Fabien Monnet, 2003, An Introduction to Anaerobic Digestion of Organic Wastes, Remade Scotland.

Grilli, S., Giordano, A., Spagni, A., 2012, Stabilization of biodried municipal solid waste fine fraction in landfill bioreactor, Waste Management 32, 1678-1684.

Junifer Consultancy Services, 2005, Mechanical-Biological-Treatment: A guide for decision makers process.

Komilis, D. P., Ham, R. K., Stegmann, R., 1999, The effect of municipal solid waste pretreatment on landfill behavior: A literature review, Waste Management and Research 17, 10-19.

- 63 -

Lay, J. J., Li, Y. Y., Noike, T., 1998, Mathematical model for methane production from landfill bioreactor, Journal of Environmental Engineering 124, 730-736.

Lornage, R., Redon, E., Lagier, T., Hébé, I., Carré, J., 2007, Performance of a low cost MBT prior to landfilling: Study of the biological treatment of size reduced MSW without mechanical sorting, Waste Management 27, 1755-1764.

Madsen, M., Holm-Nielsen, J. B., Kim, H. E., 2011, Monitoring of anaerobic digestion processes: A review perspective, Renewable and Sustainable Energy 15, 3141-3155.

Norbu, T., Visvanathan, C., Basnayake, Ben., 2005, Pretreatment of municipal solid waste prior to landfilling, Waste Management 25, 997-1003.

Owens, J. M., Chynoweth, D. P., 1993, Biochemical methane potential of municipal solid waste components, Water Science and Technology 27, 1-14.

Rada, E. C., Ragazzi, M., Panaitescu, V., Apostol, T., 2005, MSW bio-drying and bio-stabilization: An experimental comparison, Proceedings of the International Conference Towards an Integrated Urban Solid Waste Management System, ISWA 2005, Buenos Aires, Argentina.

Rada, E.C., Franzinelli, A., Taiss, M., Ragazzi, M., Panaitescu, V., Apostol T., 2007, Lower heating value dynamics during municipal solid waste bio-drying, Environmental Technology 28, 463-469.

Robinson, H. D., Know, K., Bone, B. D, Picken, A., 2005, Leachate quality from landfilled MBT wastes, Waste Management 25, 383-391.

Shelton, D. R., Tiedje, J. M., 1984, General method for determining anaerobic biodegradation potential, Applied and Environmental Microbiology 47, 850-857.

- 64 -

Sugni, M., Calcaterra, E., Adani, F., 2005, Biostabilization-biodrying of municipal solid waste by inverting air-flow, Bioresource Technology 96, 1331-1337.Tambone, F., Scaglia, B., Scotti, S., Adani, F., 2011, Effects of biodrying process on municipal solid waste properties, Bioresource Technology 102, 7443-7450.

Velis, C. A., Longhurst, P. J., Drew, G. H., Smith, R., Pollard, S. J. T., 2009, Biodrying for mechanical-biological treatment of waste: A review of process science and engineering, Bioresource Technology 100, 2747-2761.

Warith, M., Li, X., Jin, H., 2005, Bioreactor landfills: State-of-the-art review, Emirates Journal for Engineering Research 10(1), 1-14.

Zawadzka, A., Krzystek L., Stolarek P., Ledakowicz S., 2010, Biodrying of organic fraction of municipal solid wastes, Drying Technology 28:10, 1220-1226.

Zhang, D.Q., He, P.J., Shao, L.M, 2009a, Effect of leachate inoculum on biopretreatment of municipal solid waste by a combined hydrolytic-aerobic process, Journal of Environmental Sciences 21, 1162-1168.

Zhang, D.Q., He, P.J., Yu, L.Z., Shao, L.M., 2009b, Effect of inoculation time on the bio-drying performance of combined hydrolytic-aerobic process, Bioresource Technology 100, 1087-1093.

Zhao, L., Gu, W.M., He, P.J., Shao, L.M., 2010, Effect of air-flow rate and turning frequency on bio-drying of dewatered sludge, Water Research 44, 6144-6152.

Zhu, B., Gikas, P., Zhang, R., Lord, J., Jenkins, B., Li, X., 2009, Characteristics and biogas production potential of municipal solid wastes pretreated with a rotary drum reactor, Bioresource Technology 100, 1122-1129.

발 간 등 록 번 호

2014-19-007-01

인천지역 소각시설에서

처리되는 생활폐기물

에너지화에 관한 연구

2014. 2

수도권매립지관리공사

이 보고서는 2013년도 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램사업의

실습 연구결과로서 보고서 내용은 연구자의 견해이며, 환경부 및

수도권매립지관리공사의 공식입장과 다를 수 있습니다.

제 출 문

수도권매립지관리공사 사장 귀하

본 보고서는 환경부와 수도권매립지관리공사가 운영하는 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램의 일환으로 지원받아

2013년에 수행 완료한 서울시립대학교의 실습연구인 『인천지역

소각시설에서 처리되는 생활폐기물 에너지화에 관한 연구』 결과물로

제출합니다.

2014. 2. 28

책임연구원 : 이 동 훈 (서울시립대학교)연 구 원 : 여 상 구 (서울시립대학교)공동연구원 : 류 돈 식 (SL공사)

수행기관 서울시립대학교 산학협력단

단장 황 은 성

- I -

목 차

요약문 ····························································································· 1제1장 서론 ····················································································· 3

1. 연구 배경 및 목적 ··············································································· 3

제2장 이론적 배경 ······································································· 51. 전국 폐기물 발생 현황 및 처리현황 ··············································· 5가. 전국 폐기물 발생 현황 ··········································································· 5나. 전국 소각시설 에너지 현황 ································································· 6

2. 인천시 폐기물 발생 현황 및 처리현황 ··········································· 7가. 인천시 폐기물 배출현황 ········································································· 7나. 인천시 폐기물 처리현황 ········································································· 7다. 인천시 소각시설 발열량 변화 현황 ··················································· 8

3. 가스화 (Gasification) ··········································································· 10가. 가스화 반응의 메커니즘 ······································································· 11

4. 가스화 기술 현황 ··············································································· 12가. 국외 ··········································································································· 13

제3장 실험장치 및 방법 ··························································· 171. 생활폐기물 시료채취 지점 ······························································· 172. 분석항목 및 방법 ··············································································· 17가. 생활폐기물 물리⦁화학적 특성 ··························································· 17나. Aspen plus를 이용한 가스화 공정 모사 ············································ 20

- II -

제4장 실험 결과 및 고찰 ························································· 231. 생활폐기물의 물리·화학적 특성 ··················································· 23가. 삼성분 분석 결과 ··················································································· 23나. 원소분석 결과 ························································································· 23다. 열중량 분석 결과 ··················································································· 24라. 발열량 분석 결과 ··················································································· 25

2. Aspen plus를 이용한 가스화공정 모사 ········································· 27가. Syngas 발생 특성 ··················································································· 27나. Syngas 발열량 특성 ··············································································· 33

제5장 결론 ··················································································· 35참고문헌 ····················································································· 37

- III -

표 목 차

<표 2-1> Annual waste generation in Korea. (Unit : ton/day) ····················· 5<표 2-2> Example of waste gasification in Japan ········································· 14

<표 3-1> Objective analysis of MSW ································································ 18

<표 4-1> Proximately analysis result of waste components in incinerator23<표 4-2> Ultimate analysis result of waste components ······························ 24<표 4-3> Calculation results of heating values ·············································· 26

- V -

그 림 목 차

<그림 2-1> Waste generation in Korea ····························································· 5<그림 2-2> Change of LHV and volatile, food in waste incinerator in Korea ···· 6<그림 2-3> Waste generation in Incheon ·························································· 7<그림 2-4> Final disposal situations of waste in Incheon ····························· 8<그림 2-5> Changes of LHV in A incinerator ················································· 8<그림 2-6> Changes of LHV in B incinerator ················································· 9<그림 2-7> Mechanism of gasification ····························································· 10<그림 2-8> Amount of using waste energy in OECD ·································· 12<그림 2-9> Waste gasification based power plant in USA (Scale : 50ton/day) ········ 13

<그림 3-1> Site of incinerator in Incheon ······················································ 17<그림 3-2> ASPEN plus modeling ····································································· 21

<그림 4-1> TG, DTG result of MSW ································································ 25<그림 4-2> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3) ········ 28<그림 4-3> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3) ········ 29<그림 4-4> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3) ········ 30<그림 4-5> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3) ········ 31<그림 4-6> CO/CO2 ratio of product gas with incinerator A and B ········ 32<그림 4-7> LHV of product gas with incinerator A and B ························ 33

- 1 -

요약문

본 실습연구에서는 소각시설별 반입되는 물리적⦁화학적 성상을 분석하였

고, 이를 바탕으로 Aspen plus를 이용한 가스화 공정모사를 활용하여 온도에 따

른 생성가스 생성율과 발열량 분석하였고, 폐기물 가스화 특성을 평가하고자 하

였다.수분 함량은 소각시설 A의 #3, 소각시설 B의 #4, #3, #2, 소각시설 A#2 순

으로 높게 나타났다. 인천시에 소각시설에 반입되는 생활폐기물은 다른 지역보

다 낮은 수분 함량을 보이는 것으로 판단된다. 회분의 함량은 문헌을 통해 다른

지역과 비교 시 전반적으로 낮은 값을 보였다.소각시설 A의 #4의 CO/CO2 ratio 가 1.46으로 가장 높았고, 그 다음으로 #1

은 1.13, #2는 1.04, #3의 경우 CO2 발생 비율이 CO발생 비율보다 많기 때문에

CO/CO2비가 낮게 나타난 것으로 판단되며, 소각시설 B의 CO/CO2 ratio는 0.52 ~ 0.63으로 나타났다.

소각시설 A의 발생가스의 발열량은 #4가 7.66MJ/m3으로 가장 높았고, 그다

음으로 #1은 6.90MJ/m3, #2는 6.65MJ/m3, #3의 경우 CO2 발생 비율이 다른 성상

에 비해 많기 때문에 발열량이 가장 낮게 나타난 것으로 판단되며, 소각시설 B의 발생가스 발열량은 4.61MJ/m3 ~ 5.13MJ/m3 으로 나타났다.

- 3 -

제1장 서론

1. 연구 배경 및 목적

전 세계적으로 기후변화에 대한 대응으로 온실가스배출과 환경오염이 적은

청정에너지 확보가 중요한 국가과제로 떠오르고 있고, 최근의 에너지시장의 불

안정성이 점차 확대되어 국가 간 에너지 확보 경쟁이 심화되고 있다. 국내에서

는 부존자원이 많지 않아 대부분 해외수입에 의존하고 있는 상황에서 비교적 저

렴한 비용으로 안정적 재생에너지 확보가 가능한 가연성폐기물의 에너지화가 현

실적인 대안으로 떠오르고 있다. 한편, 생활수준의 향상과 편리성의 추구로 인해 폐기물 발생량이 증가되고

있으며, 이에 따른 국내 폐기물 관리정책은 재활용 강화를 통해 폐기물 발생량

을 근본적으로 줄이고 발생된 폐기물은 신속하게 처리하기 위하여 소각비율을

늘리는데 초점을 맞춰져 왔다. 2006년 기준 국내에서 발생하는 가연성폐기물 석유 환산량은 총 500.7만

TOE 정도에 달하지만 단순소각 혹은 혼합연소 등에 의해 처리로는 폐기물의 잠

재에너지를 효율적으로 회수하는데 한계가 있기 때문에 소각시설에서 처리되는

생활폐기물의 특성 및 성상을 분석하여 에너지의 효율적 이용 방안이 필요하다.현재 인천지역 생활폐기물 소각시설 처리되는 생활폐기물을 재활용하는 방

안으로 소각에 의해 발생되는 폐열을 회수하여 폐자원 에너지화 방안을 이용한

사례가 있으나, 생활폐기물의 가스화를 이용한 폐자원 에너지화 사례가 없다. 그리하여 본 연구에서는 인천지역 소각시설에서 발생되는 생활폐기물의 성

상 및 특성을 분석하여 가스화모델링을 통해 생성될 수 있는 합성가스의 계산하

여 폐자원 에너지화에 활용하는데 필요한 기초자료를 제공하고자 한다.

- 5 -

제2장 이론적 배경

1. 전국 폐기물 발생 현황 및 처리현황

가. 전국 폐기물 발생 현황

국내 총 폐기물 발생량은 2010년 기준으로 365,154 톤/일로, 이 중 생활폐기

물은 1995년에 실시한 종량제의 성과 및 1998년부터 강화된 1회용품, 과대포장, 규제정책 등으로 점차 감소하는 추세이나, 국토 단위면적당 폐기물의 부하량은

여전히 높은 실정이다. <표 2-1>은 전국 폐기물의 연도별 발생 현황을 나타내었

다.

구분 2005 2006 2007 2008 2009 2010

총

계

발생량 295,723 318,928 337,158 359,296 357,864 365,154전년대비증감율(%) -2.6 7.8 5.7 6.6 -0.4 2.0

<표 2-1> Annual waste generation in Korea. (Unit : ton/day)

<그림 2-1> Waste generation in Korea

현재 국내에서 발생되는 폐기물의 처리방법은 크게 재활용, 매립, 소각으로

나눌 수 있으며, 2010년 생활폐기물 처리비율을 보면 재활용 60.5%, 소각 17.9%,

- 6 -

매립 21.6%로 2004년 이후 매립처리는 크게 낮아졌고, 재활용 비율이 지속적으

로 증가추세이다가 2010년에 소폭 감소하였다.

나. 전국 소각시설 에너지 현황

1996년 생활폐기물 종량제 이후 생활폐기물 배출량은 감소하였으나, 소각시

설로 반입되는 생활폐기물의 발열량이 점차 높아지고 있는 추세이다.전국의 소각시설에 대하여 반입폐기물의 발열량을 살펴보면, 2002년

1,945kcal/kg에서 2010년 2,800kcal/kg까지 증가하였다. 이는 가연성폐기물의 증

가와 음식물류폐기물의 감소가 그 원인으로 판단된다.

<그림 2-2> Change of LHV and volatile, food in waste incinerator in Korea

- 7 -

2. 인천시 폐기물 발생 현황 및 처리현황

가. 인천시 폐기물 배출현황

인천시의 폐기물(생활+사업장) 발생량은 큰 변화를 보이지는 않고 있으나

지속적으로 증가하는 추세를 나타나고 있다. 2008년의 배출량을 살펴보면 인천

경제자유구역의 개발이 진행 중에 있어 지속적인 인구유입으로 폐기물 총 발생

량은 증가한 것으로 판단된다.

<그림 2-3> Waste generation in Incheon

나. 인천시 폐기물 처리현황

인천광역시의 폐기물(생활+사업장) 발생량은 일정수준을 유지하고 있으나, 매립억제 정책과 소각시설의 신규설치에 따른 소각량 증가, 재활용에 대한 인식

제고와 재활용 우선정책으로 인하여 매립량은 감소하고 있다. 소각비율은 1996년 1.3%에 불과하였으나, 2002년 A 소각시설 운영, 2006년

B 소각시설 가동에 따라서 점차 증가하였다. 재활용량은 1996년 14.7%에서 증가

하여 2011년에는 64.4%로 꾸준한 증가추세를 보이고 있다.폐기물 종량제가 시행된 1996년 이후 폐기물 재활용과 매립억제 정책, 소각

시설 가동 등에 따라서 인천시의 생활폐기물 처리방법은 매립, 재활용, 소각 순

- 8 -

에서 재활용, 소각, 매립 순으로 자원순환형 도시로 변화하고 있다. 폐기물 종량

제 이후 생활폐기물의 연도별 처리방법 변화를 <그림 2-4>에 나타내었다.

<그림 2-4> Final disposal situations of waste in Incheon

다. 인천시 소각시설 발열량 변화 현황

인천발전연구원의 연구에 의하면 인천시 소각시설의 반입폐기물 발열량자료

를 분석한 결과, A시설은 정격연소운전범위를 넘어선 경우가 2006년까지 종종

발생하였고 2009년 이후 정격연소운전범위를 벗어나 최고 소각한계인

2,600kcal/kg을 벗어나 현재까지 운영되고 있어, 소각로 운전에 어려움이 있는

것으로 판단되는 것으로 연구결과가 있다.

<그림 2-5> Changes of LHV in A incinerator

- 9 -

반면에 B시설은 비교적 최근에 설계되어 가동 초기에는 설계값을 초과하여

운영된 경우가 간혹 있지만, 2008년 이후 부터는 정격연소운전범위의 발열량을

보이고 있어, 현재까지는 고발열량에 따른 운영상 문제점은 없다는 연구결과가

있다.

<그림 2-6> Changes of LHV in B incinerator

- 10 -

3. 가스화 (Gasification)가스화 반응은 고체연료나 액체연료 최근에는 폐기물 고형연료나 바이오매

스 등을 일정량의 공기나 산소를 주입하여 가스화제와 함께 일련의 반응을 통해

연소가 가능한 가스연료로 전환하는 기술을 말하며, 가스화 매체를 이용하는 경

우와 그렇지 않은 경우로 구분할 수 있다. 운전온도를 유지하기 위한 열은 연료

와 공기와의 발열반응에 의해 공급되며 이때의 열에 의해 가연성 가스나 생성되

는 환원반응이 일어나게 되며, 반응기 내부에서의 산화반응에 의한 에너지의 공

급이 환원반응을 일으키기에 충분치 않은 경우에는 외부열원(보조연료, 스팀주

입 등)을 공급하여 이용하기도 한다.가스화 반응에 의해 생성되는 고체연료의 불완전 연소에 의한 잔여물은

CO, H2, 미량의 CH4, 등 가연성 가스성분과 사용할 수 없는 미세분진이나 Tar 등이 발생되며, 가연성 가스성분은 보일러 등에서 연소하여 에너지를 회수하거

나 가스엔진 또는 가스터빈 등을 이용하여 전기를 생산하고, 메탄올 및 다양한

탄화수소류 화학물질 합성원료로 이용될 수 있다. <그림 2-7>에 가스화 반응의

개략도를 나타내었다.

<그림 2-7> Mechanism of gasification

- 11 -

가. 가스화 반응의 메커니즘

가스화 반응 공정은 매우 복잡한 과정이지만 일반적으로 4가지 주요 물리화

학적인 공정이 일어나게 된다.

1) 건조 (Drying)건조는 100℃ ~ 200℃의 범위에서 일어나며, 일반적으로 바이오매스의 수분

함량은 5% ~ 35%인데 건조과정을 거치면서 5%이하로 줄어들게 된다.

2) 열분해 (Pyrolysis or Devolatilization)열분해는 150℃ ∼ 700℃ 범위에서 일어나며, 산소나 공기가 없는 상태에서

바이오매스를 열적으로 분해하는 과정이다. 열분해 과정에서는 일반적으로 다음

의 3가지 산물들이 생성된다.

- H2, CO, CO2, H2O, CH4 등의 light gas- 고분자의 유기물 또는 무기물로 구성된 Tar- 탄소를 주성분으로 하는 고형 잔류물인 Char

이러한 열분해 과정은 아래와 같은 일반식으로 나타낼 수 있다.

Coal or biomass + Heat → Char + Gases + Vapor or Liquids

분해된 액상 생성물들은 타르나 방향족 탄화수소류를 포함하게 되는데 특히

타르의 경우 필터나 엔진 막힘 등을 유발하게 되며 이러한 타르는 분해가 쉽지

않으며 일반적으로 1,100℃ ~ 1,200℃ 의 고온에서 저분자 탄화수소류로 분해된

다.

3) 연소 (Combustion)연료내 가연성분과 가스화기로 공급된 공기 중 산소가 반응하여 최종적으로

H2O와 CO2를 생성하고 이 과정에서 많은 열을 발생한다. 만약 산소가 불충분하

게 되면 탄소성분의 부분산화가 일어나서 CO가 생성된다. 주요 산화반응을 아

래에 나타내었다.

- 12 -

C + O → CO2 + 393.77 kJ/mol･℃H2 + 1/2O2 → H2O + 742 kJ/mol H2

4) 환원 (Reduction)산소가 불충분하게 되면 환원반응이 일어나게 되며, 이러한 반응들은 800℃ ∼

1,000℃의 범위에서 일어난다.

나. 생성가스의 조성

가스화를 통해 얻어지는 가스의 조성은 아래 나타낸 요인들에 의해 결정된다.- 연료의 조성

- 가스화제의 종류

- 반응기의 운전 압력

- 반응온도

- 연료의 수분 함유량

- 반응제가 가스화기 내부로 공급되는 방식 등

가스화 반응에 의한 가스의 조성은 위와 같이 다양한 요인들에 의해 결정되

기 때문에 생성되는 가스의 예측은 매우 어렵지만 가스화 반응의 화학적 평형에

대한 계산과 실험을 통해 초기 운전변수에 대해서 예측이 가능하다.

4. 가스화 기술 현황

폐기물 가스화 기술은 유럽, 미국 및 일본 등 선진국에서는 이미 폐기물을

에너지원으로 인식하여 폐기물로부터 생산된 고효율 에너지의 이용 방법에 대한

연구 개발 및 상업화가 활발히 진행되고 있다.

<그림 2-8> Amount of using waste energy in OECD

- 13 -

가. 국외

1) 미국

Thermogenics에서는 최근에 가연성 도시폐기물을 대상으로 150톤/일 규모의

가스화 시스템을 개발하였으며, Beltran은 고정층 가스화시스템을 개발하여 터키

와 영국에 50톤/일급(2MW발전) 가스화/가스엔진 발전시스템을 건설하여 상업운

전 중에 있다. 또한 PRM energy는 이태리에 4MW급 상용급 가스화/가스엔진 발

전시스템을 건설하여 상업운전을 하고 있다.

<그림 2-9> Waste gasification based power plant in USA (Scale : 50ton/day)

2) 독일

독일의 Lurgi에서는 도시폐기물과 biomass, 석탄 등을 가스화하기 위한 연구

개발을 진행하여 330톤/일급 고정층 폐기물가스화기를 상용화하여 100,000 Nm3/hr의 합성가스를 공급할 수 있는 능력이 있으며, 영국의 British Gas와 공동

으로 석탄을 대상으로 하는 960톤/일급 BGL 가스화기를 개발하였다.

3) 일본

JFE에서 1997년도 Thermoselect 기술과 제휴하여 전 세계 10여 곳에 폐기

물가스화 설비를 건설, 가동 중에 있으며, 치바현 제철소공장 내에 150톤/일 2기가스화 용융 플랜트를 건설하여 가동 중이며 현재는 9 ~ 11기의 상용급 폐기물

가스화 용융 플랜트가 보급되어 가동 중에 있다. EBARA와 UBE는 쇼와덴코에 200톤/일급 폐기물가스화 설비 설치 운전 중이

- 14 -

며, 또한 미쓰이조선, Kobelco-Eco solution, 에바라, 히다치조선, 신일본제철에서

가스화용융 시설을 보급하고 있다.Mutsu 설비에서는 19%로 매우 높은 발전 효율을 얻고 있으며, 본 설비에서

사용된 가스 엔진은 GE Genbacher사의 1.2 MW급 2기, 가스 엔진 자체의 발전

효율은 35% ~ 36% 정도이며, 가스 엔진에서 배출되는 고온의 연소 가스로부터

열 회수 장치를 설치하여 증기를 얻고, 엔진의 냉각수로부터 온수를 회수하여

소내 설비의 열원, 난방, 급탕 등으로 회수하여 가스 엔진으로 공급된 에너지의

65%를 회수할 수 있다.

<표 2-2> Example of waste gasification in Japan

일본의 폐기물에 대한 소각신기술은 주로 가스화와 용융방식에 집중되고 있

으며, 건설한 설비의 경제성을 높이기 위하여 최근에는 산업폐기물을 대상으로

도 운영되고 있으며, NEDO에서 폐기물에너지를 위한 가스화 기술에 대해 원천

기술 개발, Pilot 개발, 실증플랜트 개발을 통한 상용플랜트 보급까지 지원하여

보급을 진행하고 있으며, 민간 기업에서도 해외기술 도입, 개선/개량을 통한 기

술의 자립화를 진행하여 자국 내 보급 및 해외 수출을 진행하고 있다.

4) 영국

JND에서는 도시폐기물을 대상으로 합성가스를 생산하여 에너지원으로 재활

용하기 위해 로타리킬른을 개조한 방식의 pilot 규모 플랜트를 건설하여 연구개

발을 진행하고 있으며, WGT(Waste Gas Technology)에서는 1993년 폐기물로부터

합성가스를 제조할 수 있는 1.5 톤/일급 pilot 플랜트를 건설하였고, 여기서 생성

되는 합성가스로 55 kW급 가스엔진을 시험 가동한 것을 시작으로, 현재는 상용

- 15 -

화급 플랜트 건설을 위한 연구개발을 위하여 12톤/일급 실증 플랜트를 운전하고

있다.한편 영국의 경우, 바이오매스 가스화 기술 개발 성과를 폐기물가스화 기술

개발에 활용하여 정부차원에서 상용규모 시설의 개발 지원으로 추진되었으며, 개발 기술을 미국업체로의 기술이전과 동시에 터키에의 상용규모 시설 추진을

통한 상용급 플랜트의 7년 이상 연속운전기술을 확보하고 있다.

5) EU유럽의 폐기물 소각처리 방향은 환경친화성에 역점을 두고 폐기물의 저공해

소각과 함께 소각 후 잔재 처리에도 많은 관심을 두고 신기술을 개발하고 있으

며, 소각 방식은 기존의 직접 소각보다는 열분해-연소/가스화 및 용융에 대한

기술개발이 많이 진행되고 있다. 또한 상용급 기술로까지 발전되고 있으며, 유럽에서 열분해 연소/가스화 용융 기술로 실증플랜트나 상용플랜트로 건설, 운영등

대략 11개 시설이 있다.캐나다의 경우, 폐자원 이용 공기가스화 및 순산소 가스화용융 기술 개발을

통해 실증플랜트 건설을 통한 상용규모 보급을 추진하고 있으며, 캐나다 내에

폐기물가스화 플랜트 보급을 바탕으로 미국 및 EU에의 보급하고 있으며, 동남

아 등 시장 진출에 까지 연구개발 성과를 나타내고 있다.오스트리아의 경우 폐목재를 이용한 가스화 기술 개발 및 상용플랜트 건설

및 운전을 통하여 기술 개발을 진행하였고 중앙정부, 지방정부 및 EU연합에서

연구비를 지원하며, 가스화 합성가스의 이용 업체인 발전사, 자동차업체 등 관련

업계에서 펀드를 지원하여 상업운전과 동시에 합성가스를 이용한 고부가 활용기

술의 개발이 진행되고 있다.

- 17 -

제3장 실험장치 및 방법

1. 생활폐기물 시료채취 지점

생활폐기물은 인천시 소각시설에 반입되는 A, B 사업장에서 시료채취를 4회씩 실시하였으며, <그림 3-1>에 나타내었다.

<그림 3-1> Site of incinerator in Incheon

2. 분석항목 및 방법

가. 생활폐기물 물리⦁화학적 특성

A, B 사업장의 물리적조성별 발생량을 조사한 후 대상 시료를 실험실로 이

송하여 습량기준으로 삼성분을 분석 후, 원소 분석 및 발열량을 계산하였다. 다음은 생활폐기물 분석항목을 <표 3-1>에 나타내었다.

- 18 -

생활폐기물의 분류 및 항목 물리적 조성 삼성분 원소분석발열량

(계산식)

가연성

종이류 o o o o플라스틱류 o o o o섬유류 o o o o고무류 o o o o나무류 o o o o음식물류 o o o o기저귀류 o o o o고무/가죽 o o o o

정원/공원 잔재물 o o o o

불연성

금속류 o x x x유리류 o x x x

기타비활성류 o x x x

<표 3-1> Objective analysis of MSW

1) 삼성분 분석

폐기물 공정시험방법을 준용하여 사기제 도가니를 미리 105℃에서 1시간 건

조시킨 후 데시케이터 안에서 방냉하고 항량으로 무게를 정밀히 달고(W1) 여기

에 시료 적당량을 취하여 사기제 도가니와 시료의 무게(W2)를 정밀히 측정한다. 그 후 105℃의 건조기 안에서 4시간 건조시킨다. 데시케이터 안에 넣어 방냉하

고 항량으로 하여 무게(W3)를 정밀히 측정한다. 그리고 600℃ ± 25℃의 전기

로 안에서 3시간 강열하고 데시케이터 안에서 방냉하여 그 무게(W4)를 정밀히

측정한다. 각 성분함량은 다음과 같이 계산한다.

∙ 수분 함량(%) =(W2 - W3)/(W2 – W1) × 100

∙ 회분 함량(%) =(W4 - W1)/(W2 – W1) × 100

∙ 가연분 함량(%) =(W3 - W4)/(W2 – W1) × 100

- 19 -

2) 원소분석

원소분석방법은 정확한 양의 시료를 O2 공존 하에서 연소시켜 구성 원소(C, H, N, O)를 이온화한 후 oxidation reactor에서 H2O, CO, CO2, N2, NO, NO2, 로산화시킨 후 이를 다시 reduction reactor에서 NO, NO2는 N2로 환원시키고 CO를 CO2로 다시 산화시킨다. 또한 O의 측정 시는 산소가 없는 상태에서 열분해

(Pyrolysis)과정을 거친 후 최종적으로 생성된 CO2의 양을 측정하고 기타의 생성

기체는 adsorption trap으로 분리한다. 이러한 과정에서 최종적으로 생성된 gas는carrier gas(helium)하에서 GC column으로 각각 분리되어 열전도도차에 의해

TCD에서 감지되고 다시 각각의 함량은 다음과 같은 식에 의해 계산된다.원소 분석방법은 국내 폐기물공정시험방법상 시험방법이 명기되어 있지 않

아 ASTM을 준용하여 원소분석기(Elemental analyzer, 제조사 : CE Instruments, 모델명 : Flash EA 1112 Series))를 이용하여 C, H, O, N을 분석하였다.

3) 발열량 분석

폐기물 소각로 설계 시 중요한 기초 자료가 되는 생활폐기물의 발열량을 분

석하기위해 Dulong의 식, Steuer의 식, Scheure-Kestner의 식의 계산식을 이용하

여 고위발열량을 계산하였으며 계산식은 아래와 같다.

- Dulong식

×

- Steuer식

×

- Scheure-Kestner식

4) TGA 분석

시료의 열적특성변화를 분석하기 위해 TGA (Thermal gravimetric analyzer,

- 20 -

제조사 : Perkin Elmer, 모델명 : pyris 1)을 이용하였다. 상온에서부터 20℃/min으로 900℃ 까지 승온시켰다. 분위기 가스는 N2가스와 O2가스를 사용하여 산화

조건에서 시료의 열적 특성변화를 살펴 부분산화 분위기에서의 열적특성을 분석

하였다.

나. Aspen plus를 이용한 가스화 공정 모사

본 실습연구에서 사용하고자 하는 Aspen Plus는 가스화를 통해 생성된 합성

가스를 예측함에 있어 유용하게 사용되는 공정 툴이다. 폐기물의 물리화학적 성

질을 통해 예측한 열역학적 모델을 제공하고 여러 공정에서 기존에 사용되는 단

위 모델들을 제공하고 있다. 하지만 사용자의 편의에 따라 수정이나 변경이 힘

든 단점이 있다. 이러한 부분을 개선하기 위해 계산 블록(calculation block)등을

사용하여 사용자에게 필요한 내용을 입력하는 방법을 제공하고 있다.일반적으로 연구에 있어 가장 많이 사용되는 방법은 Gibbs 반응기 모델이

며, 그 결과가 실제 값과 크게 차이가 나지는 않지만 여러 가정이 모델링에 사

용되고 있다. 최근에 가스화기와 관련되어 연구가 진행되면서 각 연구에서 수행

한 모델링의 차이점은 사용된 소프트웨어, 기준이 되는 원료, 가스화기의 종류

그리고 각 상태로 구분된다.본 실습연구에서는 Aspen Plus 모델링 프로그램을 이용하여 폐기물 가스화

공정 모사 후 생성가스의 발열량을 계산하였다. 발열량 계산식은 다음과 같다.

×××

폐기물 가스화 공정모사는 <그림 3-2>와 같이 구성되어 있고, 건조 공정과

열분해 공정, 가스화 공정으로 구성되어 있다. 모든 과정은 실질적으로 가스화기

에서 모두 일어나지만 모사과정에 있어 각반응들을 정확하게 모사하기 위해 위

와 같은 세부분으로 나누어 공정을 모사하였다.

- 21 -

<그림 3-2> ASPEN plus modeling

- 23 -

제4장 실험 결과 및 고찰

1. 생활폐기물의 물리·화학적 특성

가. 삼성분 분석 결과

<표 4-1>에 본 실습연구에 사용된 폐기물의 물리적 조성별 삼성분 분석결과

를 나타내었다. 삼성분 중 수분 함량은 A, B 사업장 생활폐기물 삼성분 측정결

과를 나타내었다. 수분 함량은 소각시설 A의 #3, 소각시설 B의 #4, #3, #2, 소각시설 A#2 순

으로 높게 나타났다. 인천시에 소각시설에 반입되는 생활폐기물은 다른 지역보

다 낮은 수분 함량을 보이는 것으로 판단된다. 회분의 함량은 문헌을 통해 다른

지역과 비교 시 전반적으로 낮은 값을 보였다.

(Unit : % by wet-weight)Component Moisture Volatile Ash

A incinerator#1 35.41 55.85 8.74#2 44.00 51.67 3.93#3 52.00 44.47 3.07#4 31.00 66.36 1.78

B incinerator#1 39.38 53.68 6.94#2 44.47 51.33 4.20#3 46.94 47.96 5.10#4 48.93 46.95 4.12

<표 4-1> Proximately analysis result of waste components in incinerator

나. 원소분석 결과

<표 4-2>에 폐기물의 원소 분석 결과를 나타내었다. 인천지역 소각시설 A의

원소분석 결과 C 함량이 57.00% ~ 46.75%로 가장 높은 성분 값을 보였으며, O 함량은 38.98% ~ 26.17%로 나타났다. H 함량은 8.37% ~ 5.80%로 나타났다. 한편소각시설 B의 원소분석 결과 C 함량이 51.86% ~ 48.62%로 가장 높은 성분 값을

보였으며, O 함량은 36.10% ~ 34.16% 로 나타났다. H 함량은 8.27% ~ 7.49% 로

- 24 -

나타났다. N의 경우 두 사업장 모두 비슷한 경향을 나타났다. 소각시설에 반입

되는 생활폐기물의 함량이 다양하고 불균질하기 때문에 다양한 결과를 나타내는

것으로 판단된다.

Unit : % by dry-weightComponent C H O N Ash

A incinerator

#1 53.26 5.80 26.17 1.23 13.54#2 51.08 8.37 30.32 2.96 7.28#3 46.75 7.03 38.98 0.67 6.56#4 57.00 6.97 32.65 0.64 2.72

B incinerator

#1 50.87 8.01 35.61 0.14 5.37#2 48.62 7.49 36.10 0.22 7.57#3 48.71 7.57 38.67 0.30 4.75#4 51.86 8.27 34.16 0.26 5.45

<표 4-2> Ultimate analysis result of waste components

다. 열중량 분석 결과

생활폐기물 혼합시료의 TG, DTG 결과를 <그림 4-1>에 나타내었다. 생활폐

기물 혼합시료의 경우 크게 2번의 열적 감량의 피크를 나타냈으며, 200℃ ~ 400℃ 온도 사이에서 58% ~ 60% 질량감소를 보였으며, 400℃ ~ 600℃ 온도 사이

에서 18% ~ 20% 의 질량 감소를 보였으며 600℃이상 온도에서는 10% ~ 15%의

질량감소를 보였다. 문헌에 따르면 초기 질량감소구간은 분해된 종이류(셀룰로

오스계)에 의한 것이며, 두 번째 질량 감소구간은 플라스틱류와 기타 가연분의

함성섬유의 분해에 의한 것으로 나타났다.

- 25 -

Temperautre(℃)

100 200 300 400 500 600 700 800 900

Wei

ght f

ract

ion

(wt%

)

0

20

40

60

80

100

Frac

tiona

l Mas

s Lo

ss W

eigh

t (m

in-1

)

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

0.18TGDTG

<그림 4-1> TG, DTG result of MSW

라. 발열량 분석 결과

발열량 분석은 원소분석 결과를 이용하여 Dulong의 식, Scheure-kestner식, Stueur 식의 계산식을 이용하여 발열량을 계산하였다. 발열량 분석결과는 <표

4-3>에 나타내었다. Dulong 식으로 계산 시 소각시설 A의 #2가 5,694kcal/kg으로

가장 높았고, Scheure-kestner식으로 계산 시 소각시설 A의 #4가 5,260kcal/kg으로 가장 높았고, Stueur 식으로 계산 시 소각시설 A의 #2가 5,444kcal/kg으로 가

장 높았다. 문헌에 의하면 시 단위 5,105kcal/kg 보다 높은 것으로 시간이 경과

함에 따라 생활폐기물의 질적 향상을 볼 수 있다.

- 26 -

Unit : Kcal/kg(HHV)Component Dulong 식 Scheure-kestner 식 Stueur 식

A incinerator

#1 4519.200 4510.065 4179.107#2 5694.727 4799.040 5444.780#3 4519.200 4510.065 4179.107#4 5600.511 5260.067 5321.076

B incinerator

#1 5027.749 4835.486 5330.445#2 4950.570 4641.490 4640.558#3 4875.835 4683.324 4541.486#4 5559.300 4906.501 5271.840

<표 4-3> Calculation results of heating values

- 27 -

2. Aspen plus를 이용한 가스화공정 모사

가. Syngas 발생 특성

1) 온도에 따른 Syngas 조성

<그림 4-2> ~ <그림 4-5>에투입공기량 ER = 0.3에서반응온도 600℃ ~ 900℃ 까지의 변화에 따른 합성가스 발생 조성을 나타내었다. 소각시설 A의 합성가스 내

CO 농도는 온도가 증가함에 최대 56.52%까지 나타났으며, #1, #2, #4에서는 온

도가 증가함에 따라 CO농도가 급격히 증가하는 이유는 생활폐기물 내 가연성분

과 C의 함량이 높고, O함량이 적기 때문에 가스화 공정모델 시 가스화반응 속

도가 증가함에 따라 CO 농도가 급격히 증가하는 것으로 판단된다. 소각시설 B의 합성가스 내 CO 농도는 온도가 증가함에 따라 36.59%까지 나타났다.

CH4 농도는 대부분 650℃에서 급격히 감소하는 것으로 나타났으며, H2 농도

는 온도가 증가함에 따라 생성 조성 변화가 미미한 것으로 나타났다. 이는 가스

화 반응으로 생성된 H2와 CH4 등의 탄화수소가 온도 증가에 따라 기상 연소반

응에 의해 일부 소멸이 되었기 때문으로 판단된다.

- 28 -

A#1

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

10

20

30

40

50

60

70

COCO2H2CH4

A#2

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

10

20

30

40

50

60

70

COCO2H2CH4

<그림 4-2> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3)

- 29 -

A#3

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

20

40

60

80

100

COCO2H2CH4

A#4

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

10

20

30

40

50

60

70

COCO2H2CH4

<그림 4-3> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3)

- 30 -

B#1

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gasif

icatio

n gas

comp

ositio

n (v/v

%)

0

20

40

60

80

100

COCO2H2CH4

B#2

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

20

40

60

80

COCO2H2CH4

<그림 4-4> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3)

- 31 -

B#3

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

20

40

60

80

100

COCO2H2CH4

B#4

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

Gas

ifica

tion

gas

com

posi

tion

(v/v

%)

0

20

40

60

80

100

COCO2H2CH4

<그림 4-5> Effect of temperature on product gas composition (ER : 0.3)

- 32 -

2) CO/CO2 ratio반응온도에 따른 발생가스 CO/CO2 ratio를 <그림 4-6>에 나타내었다. 소각

시설 A의 #4의 CO/CO2 ratio 가 1.46으로 가장 높았고, 그 다음으로 #1은 1.13, #2는 1.04, #3의 경우 CO2 발생 비율이 CO발생 비율보다 많기 때문에 CO/CO2비가 낮게 나타난 것으로 판단되며, 소각시설 B의 CO/CO2 ratio는 0.52~0.63으로 나타났다.

A

B

<그림 4-6> CO/CO2 ratio of product gas with incinerator A and B

- 33 -

나. Syngas 발열량 특성

반응온도별 ER 0.3의 동일한 조건에서 생활폐기물의 발생가스의 발열량을

<그림 4-7>에 나타내었다. 소각시설 A의 발생가스의 발열량은 #4가 7.66MJ/m3으

로 가장 높았고, 그다음으로 #1은 6.90MJ/m3, #2는 6.65MJ/m3, #3의 경우 CO2 발생 비율이 다른 성상에 비해 많기 때문에 발열량이 가장 낮게 나타난 것으로

판단되며, 소각시설 B의 발생가스 발열량은 4.61~5.13MJ/m3 으로 나타났다.

A

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

LHV (

MJ/m

3)

1

2

3

4

5

6

7

8

#1#2#3#4

B

Temperature(C)

550 600 650 700 750 800 850 900 950

LHV (

MJ/m

3)

2.5

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

#1#2#3#4

<그림 4-7> LHV of product gas with incinerator A and B

- 35 -

제5장 결론

본 실습연구에서는 소각시설별 반입되는 물리적⦁화학적 성상을 분석하였

고, 이를 바탕으로 Aspen plus를 이용한 가스화 공정모사를 활용하여 온도에 따

른 생성가스 생성율과 발열량 분석하였고, 폐기물 가스화 특성을 평가하고자 하

였으며, 다음과 같은 결론을 도출하였다.소각시설에 반입되는 생활폐기물의 물리화학적 조성이 불균질하나 양질의

가연분을 포함하고 있고, 회분 함량이 낮기 때문에 발열량이 높은 것을 확인되

었으며, 생활폐기물 대부분이 종이와 플라스틱류로 구성되어 있기 때문에 열중

량분석에 의해 가스화 모델링 반응온도를 600℃ ~ 900℃까지 설정할 수 있었다.소각시설에 반입되는 생활폐기물의 가연분과 C함량이 높고, 온도가 높아질

수록 CO가 증가하고, CO/CO2 ratio가 높아지는 것을 확인하였고, 합성가스 발열

량 또한 높아지나 CO2는 감소하는 것을 확인하였다. 본 실습연구를 통해 가스화 기술은 폐기물로부터 청정에너지(합성가스,

Syngas)를 생산하여 고효율 발전, 화학원료(암모니아, 염산, 수소 등)를 생산할

수 있는 기술이며, 온실가스 물질인 CO2가 저감되며, 이를 활용하기 위해 폐기

물 처리의 다변화를 통한 기술개발이 필요할 것으로 판단되며, 지역특성, 폐기물

배출특성에 따라 다양한 공정 및 에너지 활용 등의 추가연구가 필요할 것으로

판단된다.

- 37 -

참고문헌

여상구, 2012, 가스화 RDF char를 이용한 매립가스 개질 반응 연구 서울시립대

학교 대학원 공학석사 학위논문.

강성완, 2011, 유동상식 가스화로에서 RDF의 원료폐기물 성상별 가스화특성 서

울시립대학교 대학원 공학석사 학위논문.

전상진, 2010, 반응온도 및 공기비에 따른 RDF 유형별 가스화 반응 특성 비교

연구 서울시립대학원 도시과학대학원 공학석사 학위논문.

이우찬, 2008, 유동층 반응기를 이용한 하수슬러지의 가스화 반응 특성 서울시립

대학교 대학원 공학석사 학위논문.

인천발전연구원, 2011, 인천시 폐기물자원화 시설의 에너지 효율성 향상 방안.

환경부, 2013, 제4차 전국 폐기물통계조사.

한국환경산업기술원, 2013, 폐자원 에너지화 기술동향보고서.

에너지관리공단, 2012, 신재생에너지백서.

국립환경과학원, 2006, 열분해가스화 용융시스템의 구조 및 성능평가에 관한 연

구 (II).

수도권매립지관리공사, 2010, 해외선진 폐자원에너지화시설 시찰 결과보고서.

한국수소 및 신에너지학회 논문집, 2010, 석탄가스화 공정 모델링에 관한 연구.

JOONGWON LEE, 2010, A Study of Coal Gasification Process Modeling, Korean Hydrogen and New Energy Society 21(5), 425-434.

- 38 -

Maria Laura Mastellone, 2013, Metals flow analysis applied to the hydrogenproduction by catalytic gasification of plastics, Hydrogen Energy 38, 3621-3629.

Adam, C., 2009, Thermochemical treatment of sewage sludge ashes for phosphorus recovery, Waste Management 29, 1122-1128.

Mohd K, 2010, Simulation of Enhanced Biomass Gasification for Hydrogen Production using iCON, World Academy of Science Engineering and Technology 60, 753-760.

Maria Puig-Arnavat, 2010, Review and analysis of biomass gasification models, Renewable and Sustainable Energy Reviews 14, 2841–2851.

W. Doherty, 2013, Aspen plus simulation of biomass gasification in a steam blown dual fluidised bed, Materials and processes for energy.

Tae-Young Mun, 2013, Air gasification of dried sewage sludge in a two-stage gasifier: Part 1. The effects and reusability of additives on the removal of tar and hydrogen production, Hydrogen Energy 38, 5226-5234.

Miaomiao Niu, 2013, Simulation of Syngas Production from Municipal Solid Waste Gasification in a Bubbling Fluidized Bed Using Aspen Plus, Ind. Eng. Chem. Res 52, 14768−14775.

발 간 등 록 번 호

2014-19-007-01

후오존가용화를 이용한 혐기성

소화조 개선에 관한 연구

2014. 2

수도권매립지관리공사

이 보고서는 2013년도 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램사업의

실습 연구결과로서 보고서 내용은 연구자의 견해이며, 환경부 및

수도권매립지관리공사의 공식입장과 다를 수 있습니다.

제 출 문

수도권매립지관리공사 사장 귀하

본 보고서는 환경부와 수도권매립지관리공사가 운영하는 환경에너지 대학원 인재양성 프로그램의 일환으로 지원받아

2013년에 수행 완료한 서울시립대학교의 실습연구인 『후오존

가용화를 이용한 혐기성 소화조 개선에 관한 연구』 결과물로

제출합니다.

2014. 2. 28

책임연구원 : 이 동 훈 (서울시립대학교)연 구 원 : 홍 성 민 (서울시립대학교)공동연구원 : 심 낙 종 (SL공사)

수행기관 서울시립대학교 산학협력단

단장 황 은 성

- I -

목 차

요약문 ····························································································· 1제1장 서론 ····················································································· 3

1. 연구 배경 및 필요성 ··········································································· 32. 연구 목적 ······························································································· 4

제2장 이론적 고찰 ······································································· 51. 슬러지 혐기성 소화기술 ····································································· 5가. 가수분해단계 ····························································································· 6나. 유기산 생성단계 ······················································································· 7다. 메탄생성단계 ····························································································· 9

2. 슬러지 혐기성 소화공법 ··································································· 113. 슬러지 오존 가용화 이론 ································································· 12가. 수중에서의 오존의 반응 ······································································· 12나. 오존의 유기물 분해 ··············································································· 14다. 슬러지의 가용화 ····················································································· 15

제3장 연구방법 ··········································································· 171. 대상 하수처리장 발생 슬러지 조사 ··············································· 172. 후오존가용화 설비 Pilot Plant 설계 ··············································· 18가. Pilot Plant 혐기성 소화조 설계 ···························································· 18나. 후오존 가용화 Pilot Plant 설계 ···························································· 20

3. Pilot Plant 설치 ··················································································· 24가. 후오존가용화설비 위치 선정 ······························································· 24나. Pilot Plant 규모의 혐기성 소화조 설치 ·············································· 24

- II -

다. 혐기성 소화조 유입슬러지(생, 잉여슬러지) 배관 설치 ·················· 25라. 후오존가용화 Pilot Plant 설치 ······························································ 27

제4장 연구결과 및 고찰 ··························································· 291. 혐기성 소화조의 안정화 ··································································· 292. 유입슬러지 성상 ················································································· 303. 후오존가용화 설비 운영 ··································································· 314. 후오존가용화 Pilot Plant 운영결과 ················································· 32가. 고형물의 변화 ························································································· 32나. 소화가스와 유기물 성상변화 ······························································· 33다. 후오존가용화 전후의 비교 ··································································· 35

제5장 결론 ··················································································· 37참고문헌 ······················································································· 41

- III -

표 목 차

<표 3-1> C시 하수처리장 슬러지 발생현황(2013. 03) ·································· 18<표 3-2> 소화조 내 투입되는 대상슬러지 종류 및 성상 ···························· 20

<표 4-1> 후오존 가용화 전후의 분해율 비교 ················································ 36

<표 5-1> 후오존가용화 전후의 경제성 비교 ·················································· 38

- V -

그 림 목 차

<그림 2-1> 슬러지 혐기성 소화시의 유기물 분해과정(이용두, 1977) ········· 7<그림 2-2> 일반적인 혐기성 소화반응 ······························································ 8<그림 2-3> 오존의 수중에서의 반응기작 ························································ 13<그림 2-4> 오존의 용존형태 ·············································································· 14<그림 2-5> 오존의 유기물 반응경로 ································································ 15<그림 2-6> 오존의 의한 불활성 유기물의 분해 ············································ 15

<그림 3-1> 2단 중온 혐기성 소화공정(가스교반, 내부순환, 간접가온) ······· 17<그림 3-2> Pilot 규모의 중온 고율 단단 소화공정 모식도 ························· 20<그림 3-3> 메탄의 온도에 따른 용해도 ·························································· 21<그림 3-4> 후오존 가용화 공정 모식도 ·························································· 23<그림 3-5> 후오존가용화설비 Pilot Plant 설치 위치 ···································· 24<그림 3-6> Pilot Plant 규모의 혐기성 소화조 하역 및 설치 ······················ 25<그림 3-7> 잉여슬러지 (중력식 농축조 → 혐기성소화조)배관 설치 ········ 26<그림 3-8> 생슬러지 (중력식 농축조 → 혐기성소화조) 배관 설치 ·········· 26<그림 3-9> 후오존 가용화 Pilot Plant 흐름도 ················································ 27<그림 3-10> 메탄탈기조 설치 및 가동 ···························································· 27<그림 3-11> 오존 반응조의 설치 및 가동 ······················································ 28<그림 3-12> 기액분리조 설치 및 가동 ···························································· 28

<그림 4-1> 운전 중인 Pilot 규모의 중온 고율단단 혐기성소화조(3㎥) ···· 29<그림 4-2> 가용화전의 유입슬러지와 소화슬러지의 TS 농도 변화 ·········· 30<그림 4-3> 가용화전의 유입슬러지와 소화슬러지의 VS 농도변화 ············ 30<그림 4-4> 후오존가용화 Pilot Plant ································································ 31<그림 4-5> 주입오존과 배오존의 측정 (a : 주입오존의 농도, ················· 32<그림 4-6> 투입슬러지와 배출슬러지의 TS 농도변화 ·································· 32

- VI -

<그림 4-7> 투입 슬러지와 배출 슬러지의 VS 농도변화 ······························ 33<그림 4-8> 투입 슬러지와 배출 슬러지의 CODcr 관계 ······························· 33<그림 4-9> 소화율과 소화조내의 SCOD/TCOD의 변화 ································ 34<그림 4-10> 소화조 내 SCOD/TCOD와 소화가스 발생량과의 관계 ·········· 35<그림 4-11> 소화가스와 가스 분율 ·································································· 35

<그림 5-1> 수처리 공정 중 슬러지 발생량 산정 ·········································· 37<그림 5-2> 후오존가용화 병합운전 유무에 따른 경제성 비교 ·················· 39

- 1 -

요약문

하･폐수 처리장에서 발생되는 하수슬러지는 입자상, 콜로이드 및 용존상의 오

염물질 제거 시 발생되는 2차 오염 물질로서 악취, 병원균 등의 문제를 일으킬 수

있으며 함수율이 높고 유기물을 다량 함유하고 있어 부적절한 처리 시 부가적인 오

염으로 인하여 환경피해를 일으킬 우려가 있다. 이에 따라 2014년 01월부터 하수슬

러지(유기성 폐기물)의 해양투기 전면금지, 함수율 75%이상의 하수슬러지 육상매립

금지 등으로 인하여 최종처분이 어려운 실정이다. 따라서 최근 하수슬러지를 이용

한 감량화에 관련 연구가 활발히 이루어지고 있다. 특히, 하수슬러지의 혐기성 소

화는 유기물의 가스화를 통한 감량화와 슬러지에서 발생되는 오염물의 제거(안전

화), 부생가스의 활용이라는 장점으로 인하여 집중을 많이 하고 있다. 본 연구에서는 슬러지 감량화의 촉진 및 부생가스의 발생량을 증대 시킬 수 있

는 가용화 기술 중 혐기성 소화조 내에서 미생물이 분해하지 못하는 유기물을

오존을 이용하여 분해가 가능할 수 있도록 개량하여 다시 혐기성 소화조 내로

반송함으로써 미생물의 활성도를 높이고자 하였다. C하수처리장에서 발생되는 생슬러지와 잉여슬러지는 각각 중력식 농축조를 거

쳐 2단 혐기성 소화조로 유입시켜 수리학적체류시간(Hyfraulic Retention Time, 이하 HRT)20일로 운전되고 있으며, 교반방법은 가스식 교반방법과 함께 내부순

환방식을 사용하고 있다. 이 때 발생되는 생슬러지와 잉여슬러지의 TS와 VS/TS는 각각 평균 1.8%, 0.77과 2.1%, 0.78이었다. 이렇게 발생된 슬러지를 혐기성 소화의 안정화 시 혐기성 소화조 초기 농도

TS 1.41%에서 1.36%로 낮아졌으며 이 때, 유입되는 혼합슬러지의 TS농도는

2.28%였다. 오존가용화를 병용하여 운영 시 혐기성 소화조 내의 TS 농도는

1.17%로 혐기성 소화조 운영 시 보다 약 14%정도 감량이 되었다. 이에 대한 유기물 성상변화에 대해서도 혐기성 소화조 안정화 시 평균

24,145mg/L에서 17,083mg/L에서 오존가용화를 병용하여 운전 시 16,653 mg/L로혐기성소화조 운영 시 2.5%가 감소되는 경향을 보였다. 이는 혐기성 소화율이

약 3% 정도 증가되는 경향과 일치되고 있다. 소화가스 발생량도 혐기성 소화조 안정화시와 오존병용처리시의 각각 0.40 N㎥/일, 1.21 N㎥/일이었으며 약 66.9%가 증대됨을 알 수 있었다. 0.03 g-O3/g-VS의 농도에 대한 오존가용화를 이용한 후오존가용화 시 슬러지의

감량화는 기존에 비하여 약 14%정도 되었고 가스발생량은 66.9%정도 증대되는

경향을 보여 후단의 슬러지 처리 시 발생되는 비용이 약 447,000원/일정도가 절

감이 될 것으로 판단된다.

- 3 -

제1장 서론

1. 연구 배경 및 필요성

생활의 향상 및 하수도 보급률이 증가됨에 따라 매년 하수처리장과 하수처

리량이 비례적으로 증가와 하수 고도처리의 추가 공법 도입 등으로 인하여 하수

슬러지의 양이 매년 증가되고 있다(환경부, 2011).하수슬러지는 일반적으로 하･폐수에 포함된 입자상, 콜로이드 및 용존상(容

存像)의 오염물질 제거 시 발생되는 2차 오염물질로서 악취, 병원균 등의 문제

를 일으킬 수 있으며, 함수율이 높고, 유기물을 다량 함유하고 있어 부적절한 처

리 시 부가적인 오염으로 인해 환경피해를 일으킬 우려가 있어 하･폐수 처리 시

슬러지 처리는 필수적이다.하수처리장에서 발생하는 슬러지를 처리하는 방법은 연료화, 복토제, 경량골

재, 시멘트 연료화 및 탄화기술과 같은 재활용과 물리적 처리, 화학적 처리 및

생물학적 처리에 의한 감량화가 있다.(박태욱, 2011). 하수슬러지 처리의 목적은 유기물을 제거, 병원균 사멸, 악취발생억제, 발생

량 감소에 그 목적이 있다. 발생된 슬러지의 유기물을 처리, 병원균 사멸, 악취

발생억제를 하기 위해 우리나라에서는 대부분이 중온혐기성 소화를 하고 있으

나, 하수처리장내의 유입부하의 변동에 대한 대처능력의 부족과 낮은 사멸율, 소화내용물의 축적 및 교반, 슬러지의 유․출입과 관련된 펌프, 거품/스컴 등과 같은

소화조 운전 및 부대시설과 관련된 운전상의 문제점이 있으며 무엇보다도 소화

기간이 20일 이상 장시간이 소요됨에도 불구하고 유기물 감량이 40%에도 훨씬

미치지 못한다. 이러한 문제점이 생기는 이유는 2차 침전슬러지의 세포벽이 쉽

게 파괴되지 않아 혐기성 소화균이 세포내의 기질을 쉽게 사용할 수 없기 때문

이다(안규홍, 1999).이러한 문제점을 해결하기 위하여 오존, 초음파 및 전자파 등의 전처리 방

법으로 슬러지 세포를 파괴하여 슬러지 가용화율을 높인 후 고도처리 시에 부족

한 탄소원으로 재활용하거나, 혐기성 소화조에 투입하여 소화효율을 높여 메탄

생성량 증대와 슬러지 감량화로 일석이조의 효과를 보는 슬러지 전처리에 대한

연구가 활발히 진행되고 있다(남영우, 2011).이러한 감량화 기술의 원리는 잉여슬러지 중의 미생물의 세포벽을 파괴하여

- 4 -

미생물이 섭취하기 쉬운 형태로 가용화 시킴으로써 생물학적 분해가 가능한 유

기물로 변화시킨 다음 포기조로 반송시킴으로써 포기조 내 미생물이 이를 분해

하도록 하는 기술이며 기술개발의 요지는 미생물의 세포벽을 어떻게 효율적으로

파괴하느냐에 집중되고 있다. 이러한 기술은 슬러지 발생량을 획기적으로 줄일

수 있지만 포기조 부하량을 증가시켜 기존의 수처리에 영향을 줄 수 있다는 우

려가 나오고 있다. 이러한 우려로 인해 기 설치되어 운영 중인 처리장에 적용된

사례는 많지 않다(조진규, 2008). 2. 연구 목적

본 연구의 목적은 혐기성 소화조에서 분해되지 않는 유기물을 오존을 이용

하여 분해 후 다시 혐기성 소화조 내로 반송시켜 분해율을 촉진시켜 슬러지의

감량화율을 높이고자 하였다.

- 5 -

제2장 이론적 고찰

1. 슬러지 혐기성 소화기술

혐기성 소화는 오․폐수, 슬러지 중에 용존산소가 없는 환경 하에서 생육하는

혐기성균의 활동을 이용하고, 유기물을 액화, 가스화의 과정을 거쳐 분해해서 안

전화를 꾀하고, 병원균, 기생충알의 사멸과 안정화 및 고형물의 감량화를 행하는

방법이다.혐기성균은 통성혐기성균과 절대 혐기성균으로 크게 나눌 수 있다. 통성혐

기성균(산생성균)은 복잡한 유기물을 저분자화(액화)할 때 활동하는 미생물이여

서 저pH에서 생존하고, 온도, pH 등의 급변에 대해 적응력이 있어, 산소의 존재

혹은 부족상태라도 생존할 수 있다. 절대혐기성균(메탄 생성균)은 고분자의 유기

물을 직접 분해하는 능력이 없어서 이것을 분해할 수 있는 물질은 어느 것이라

도 산생성균에 의해 생겨난 저분자의 중간생성물(알콜류, 저급지방산, 아미노산

등)이다.이러한 물질들은 저분자 유기물에서 메탄균의 활동에 의해 이산화탄소와 메

탄가스로 분해된다. 메탄균의 생육조건은 대단히 까다로워서 공기, 빛이 존재 할

때 즉시 활동을 정지하기 때문에 절대혐기조건의 형성이 어렵게 된다. 또, 생육최적 pH는 7 ~ 7.6이고, 이 pH 범위에서 벗어나면 생육이 크게 저해 받는다. 최적온도는 중온균에서 30℃ ~ 37±2℃, 고온균의 경우 53℃ ± 0.5℃이고, 온도의

급변과 독성물질에 대해 대단히 민감하게 반응하여 존재할 수 있는 환경조건이

매우 협소하다.이처럼 혐기성소화에 있어서 유기물의 분해, 가스화는 산생성균과 메탄균의

활동에 의해 행해지는데, 특히 메탄균은 위에 서술한 것처럼 생육조건을 맞추기

어려운데다가 생육에 적합한 조건하인 경우에도 그 증식속도가 매우 작은 것이

혐기성소화의 단점이지만, 메탄가스를 주로 가연성 가스의 생산, 부패성 유기물

을 분해해서 안정화시키기 위한 에너지가 활성슬러지법에 비해 약 1/10 발생되

며, 병원균 사멸율, 감량화율이 크고, 유지관리의 용이성과 유지관리비의 저렴

등의 이점을 가지고 있다.

- 6 -

가. 가수분해단계

1차로 지질은 세포의 효소인 Lipase에 의하여 가수분해 되는데, 단순지질의

경우 1몰의 중성지질로부터 1몰의 글리세롤과 3몰의 고급지방산이 생성된다. 글리세롤은 알코올의 분해경로에 따라 분해되며, 고급지방산은 보다 저급의 지방

산을 거쳐 아세트산과 수소로 분해된다. 그러나 조건에 따라서 프로피온산과 부

틸산으로 될 수도 있다.Cellulose의 경우 주로 섬유소, 반섬유소성분 등의 복합고분자의 형태로 유

입되며, 이러한 고분자물질이 세포에 의해 최종적으로 대사되려면 먼저 물에 용

해되어 저분자로 분해되어야 한다. 따라서 그러한 기질에 대한 혐기성 반응의

선행단계는 가수분해이며, 이러한 가수분해는 여러 세균으로부터 각각 특이하게

분비되는 세포외 효소에 의해 연쇄적으로 수행된다. Cellulose는 가수분해에 의

해 포도당으로 분해되며, 이렇게 분해된 저분자물질은 세포에 의해 섭취된 후

이화 및 동화된다. 섬유소의 경우는 아래와 같이 3단계의 가수분해를 거쳐서 포

도당으로 전환된다.

천연

cellulose

직쇄

cellulose

cellobiose

포도당

위에서 C1, C2, C3는 각각 특이한 가수분해효소이다. 이렇게 분해된 포도당

이나 기타의 단당류는 세포에 흡수되어 에너지 공급을 위한 해당경로를 거쳐서

피부르산까지 중간 분해된 후 혐기성 상태에서 다시 여러 지방산, 알데히드, 알콜, CO2, H2 등 다양한 물질로 생성된다. 이 때 생성물질 분포상태는 pH, 온도, 가수분해 등 환경조건에 따라서 달라진다.

단백질은 Pseudomonas, Proteus, Bacteriaceae, Bacillaceae 속 세균의 효소에

의해 가수분해 된다. 아미노산은 세포에 섭취되어 암모니아, 이산화탄소, 아세트산, 포름산, 프로피온산 등으로 생성된다. Fats, Cellulose, Proteins 등이 가수분

해 된 후 발효세균에게 섭취되어 생성된 이러한 물질들은 아직도 상당수준의 에

너지를 함유하고 있지만 일반 발효세균이 더 이상 소화하지 못한다.

- 7 -

<그림 2-1> 슬러지 혐기성 소화시의 유기물 분해과정(이용두, 1977)

나. 유기산 생성단계

유기산 생성은 산생성과 아세트산으로 진행되는데, 산생성은 기질이 가수분

해 된 후부터 이산화탄소, 수소, 카르복실산으로 생성되는 과정이다. 여기에서

생성된 기질을 이용하여 3차 세균군에 의해 직접메탄으로 전환 될 수도 있다. 이과정은 열역학적으로 볼 때 반응조 내의 수소분압이 낮을 때에 일어난다. 반응조의 수소분압이 저급지방산을 생성하게 되며, 그 결과로 프로피온산, 부틸산, 에탄올 등 환원물질이 생성된다. 산생성의 이화작용은 다음 두 가지 경로를 거

친다.

- 8 -

<그림 2-2> 일반적인 혐기성 소화반응

기질 → CO2 + H2 + 아세트산

기질 → 프로피온산 + 부틸산 + 에탄올

첫 경로에서 생성된 물질은 3차 세균군에 의해 직접메탄으로 전환될 수 있

다. 척결로의 반응은 열역학적으로 볼 때 반응조 내의 수소분압이 충분히 낮을

때에 일어난다. 반응조 내의 수소분압이 높을 때는 둘째 경로를 밟게 되며, 그결과로 프로피온산, 부틸산, 에탄올 등 환원물질이 생성된다. 아세트산은 둘째

경로로 생성된 프로피온산, 부틸산 등 유기산과 에탄올 등을 아래와 같이 대사

한다.

- 9 -

CH3CH2COO- + 3H2O → CH3COO- + HCO3-H + 3H2 + 75.4

CH3CH2CH2COO- + 2H2O → 2CH3COO- + H+ + 2H2 + 42.3

CH3CH2OH + H2O → CH3COOH +2H2＋ 9.6 다. 메탄생성단계

메탄생성은 메탄생성균에 의해 이루어지는데, 메탄생성균의 형태상으로

Methanobacreium, Methamococcus, Methamosarcina, Methanospirillum의 4속으로

분류되고 있다. 이러한 세균들이 직접 이용할 수 있는 기질은 아세트산, 수소, 이산화탄소, 포름산, 메탄올뿐이며 이외의 지방산과 알콜 등은 비메탄세균과 메

탄세균의 상조하에 메탄과 이산화탄소로 전환되는데 그러한 비메탄세균이 일부

의 아세트산생성세균이다. 지방 및 단백질을 혐기성으로 발효시킬 때 가장 많이

생성되는 중간물질이 아세트산이며 최종발효산물인 메탄의 약 70%가 아세트산

으로부터 전환된다고 한다.

CH3COO- + H2 → CH4 + HCO3- + energy

위의 중탄산은 다시 이산화탄소로 전환되는데 그 비율은 pH에 따라서 다른

데 그식은 이산화탄소를 용존형태로 바꾸어서 다시 정리하면,

4H2 + HCO3- + H2 → CH4 + 3H2O + energy

첫 경로를 제외한 메탄생성의 대부분은 이 둘째 경로를 통하여 이루어지는

데, 이 둘째 경로는 혐기성반응 전체를 좌우할 만큼 낮게 유지하므로서 아세트

산생성을 가능케 하는 역할을 하기 때문이다.또한, 메탄생성세균은 약하고 증식속도가 느리므로 온도, pH, 등의 조건을

적합하게 안정화 시키는 것이 중요하다. 호기성 및 혐기성 과정의 분해상태를

비교하면 호기성상태에서는 유기물 구성원소가 모두 호기성미생물에 의해 산소

와 결합된 상태로 발생되므로 악취가 발생되지 않고, 발열량이 높아 퇴비기초재

의 각종 병원균과 씨앗들을 사멸시킬 수 있으나, 혐기성 상태에서는 H2S, NH3 등의 가스가 발생되어 악취를 발생시킬 수 있고, CH4가스가 발생되어 에너지원

- 10 -

으로 이용될 수 있으나 발열량이 적어 인공적으로 가열하지 않으면 필요한 온도

에 도달되지 못하는 단점을 가지고 있다. 이러한 단점을 보완하기 위하여 혐기

성 소화 시 발생되는 메탄가스를 이용하여 가열시켜 간접가온 또는 직접가온을

하여 소화조의 내부온도를 유지하는데, 중온소화의 경우는 발생가스의 1/3, 고온

소화는 거의가 소모된다. 그래서 일반적으로 효율이 좋은 고온소화대신 운전의

안전성과 에너지의 효율 측면에서 중온소화가 많이 채택되고 있다.

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2. 슬러지 혐기성 소화공법

명

칭재래식 단단소화 2단소화 고율단단소화

원

리

슬러지를 단순히 부숙시켜 유기물을

분해하는 방법.

첫 번째조는 혼합하는 것이 주목적

이고, 두 번째 조는 소화슬러지의 저

장, 농축 그리고 상등액의 형성을 위

해 사용.

가수분해 및 산생성, 메탄발효가 하

나의 조에서 일어나며, 교반 및 가온

의 상승효과에 의하여 운영되는 방법.

장

점동력이 소요되지 않음. 안정적인 소화가 가능.

고농도의 슬러지 처리가 가능하고, 부지 및 동력(교반기 형태에 따라 다

름)소요가 적다.

단

점

- 농도가 증가됨에 따라 부지 증대

및 시간이 오래 소요됨.- 온도유지 조건이 일정하지 않을 경

우 부패가 될 수 있음.

- 교반의 선택, 가온형태에 따라 소요

되는 동력 및 효율 변화가 큼.- 부지소요가 큼(교율단단소화와 비

교).

교반의 선택, 가온형태에 따라 소요되

는 동력 및 효율 변화가 큼.

도

식

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3. 슬러지 오존 가용화 이론

가. 수중에서의 오존의 반응

오존이 수처리로 이용될 때 수중에서 무기염을 형성하지 않고 오히려 용존

산소를 증가시켜 브롬을 제외한 염소, 과산화수소 등의 산화제 보다 높은 산화

력을 가지고 있어 THM 억제, 맛, 응집, 침전 개선효과, 생물학적 활성도에도 증

대효과가 있다. 또한, 오존의 강한산화력은 모든 유기물을 CO2와 H2O로 완전 분

해할 수 있는 이론적 특성을 지닌다. 그러나 실제의 오존은 대다수의 유기물과

의 반응이 느리거나 어떤 유기물과는 전혀 반응하지 않는 등 유기물과의 반응이

매우 선택적인 문제가 있다. 또한, 수처리에 사용되는 오존은 산소보다 약 10배가량 높은 용해도 값을 가지지만, 오존발생장치에서 얻어지는 오존의 분압은 약

2%에 불과하기 때문에 수중에 용존 되는 오존의 농도는 1기압, 20℃에서 산소와

비슷한 값인 10mg/L에 지나지 않는다. 또한, 액체상태의 잔류오존은 매우 불안

정하여 20-30분의 반감기로 비교적 단시간에 분해되며, 분해속도는 pH에 많은

영향을 받는데, 이것은 수산화기에 의해 오존이 스스로 분해할 수 있는 특성을

가지기 때문이다.오존은 순수한 액상에서도 수산화기에 의해 분해가 되며, 중간생성물질로는

Hydroperoxide radical, Superoxide radical을 형성하며 이들은 다시 오존분자와 반

응하여 Ozonide radical을 거쳐 Hydroxide radical을 생성하게 된다. 오존과 OH-의

초기반응의 결과로 2몰의 Superoxide radical을 생성하게 된다. 그러나 수중에 유

기물이나 탄산, 중탄산 이온 등의 Hydroxide radical의 방해인자가 존재하지 않을

경우, Hydroxide radical은 또 하나의 오존분자와 반응하여 주기적인 연쇄반응이

지속되며 하나의 초기반응의 결과로 수백 몰의 오존이 분해되게 된다.수중에 존재하는 오존의 유․무기물질 산화는 용질과 직접반응 또는 자기분해

반응에 따른 중간생성물인 radical과의 간접반응에 의해 이루어진다. 직접반응은

선택적이며, 주로 산성영역에서 일어난다. 이 때 반응경로는 오존에 의한 직접적

인 유기물의 산화로 인해 1차 중간 생성물을 형성하게 된다. 그리고 이 중간생성

물이 다시 오존과 반응하여 다른 산화생성물 또는 최종생성물로 전환되어지게

된다. 예를 들면, 어떤 용질이 있는데, 여기에 오존을 주입할 때 분자상의 오존에

의해 직접적으로 산화된다. 또한, 이 용질은 분자 상 오존의 직접반응에 대해 1

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차 반응 이며 용질의 농도가 제거되는 속도에 대해서도 1차 반응에 가깝다.오존의 간접반응의 경우는 수용액상에서 오존분해 시 발생되는 Hydroxide

radical에 의해 일어나며, 이는 오존보다 높은 산화력(전위차: 2.08V)를 갖는다. 이렇게 생성된 Hydroxide radical은 수용액상에서 유기물들과 빠른 속도로 반응

하는 특징을 띈다.

Initiation: OH-+O3→O2-․+HO2

O2-․+O3․→O3-․+O2

Propgation: HO2․↔H++O2-․

O3-․+H+→HO3․

HO3․→OH․+O2

Net Equation: 3O3+H2O→2OH․+4O2

OH․+M→Products

OH Radical OH․+Si→Products

Scavenging: OH․+HCO3-→H2O+CO3-․

OH․+CO3-2→OH-+CO3-․

OH․+O3→HO2․+O2

<그림 2-3> 오존의 수중에서의 반응기작

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<그림 2-4> 오존의 용존형태

나. 오존의 유기물 분해

오존은 강한 산화력에도 불구하고 일부 유기물에 대해서 선택적으로 반응하

여 각종 유기물의 화학적 구조에 따라 다양한 반응속도를 가진다. 오존에 의한

대표적인 산화반응은 Ozonolysis 반응으로 불포화탄화수소와 같이 이중결합을

가지는 물질과의 반응에서 주로 일어난다, 일반적으로 오존은 이중․삼중결합을

가지는 유기물과 쉽고 빠르게 반응하고, 벤젠고리를 가지는 유기화합물에 있어

서도 비교적 쉽게 반응하는 반면, 포화탄화수소류와 같이 단일 결합을 가지는

물질과는 느리게 반응한다. 오존 분해 중 중간생성물질인 OH radical 역시 오존

보다 큰 반응성을 가지고 있지만, 산화반응에 있어 선택성을 띠며, 유기화합물에

대해서 친전자성(electrophilic)으로 반응하여 이중결합과 방향족 화합물의 고리에

우선적으로 공격하게 된다.

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<그림 2-5> 오존의 유기물 반응경로

다. 슬러지의 가용화

하수슬러지의 가용화는 초음파, 오존, 전자빔, 열처리 등의 물리･화학적 반

응에 의해 불활성 및 미분해성 유기물을 산화․분해하는 과정으로 물질수지계산

을 쉽게 할 수 있도록 해 준다.처리대상 슬러지 중 불활성 유기물인 사멸된 미생물은 세포벽의 고분자성

으로 인하여 혐기성미생물의 분해 작용을 할 때 어려우며, 분해시간도 오래 걸

려 이러한 유기물이 혐기성 소화조 내에 다량 존재할 경우 악영향을 줄 수 있

다. 그래서 이렇게 슬러지를 가용화하면 불활성유기물이 <그림 3-4>에서와 같이

고분자성인 세포벽을 파괴하여 세포를 용출시켜 생물학적 처리조로 보내어져 미

생물의 부족한 영양분 공급과 동시에 유기물의 분해를 쉽게 한다. 그래서 최종

적으로는 슬러지의 발생량을 줄어들게 하는 것이다(홍성민, 2005).

<그림 2-6> 오존의 의한 불활성 유기물의 분해

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제3장 연구방법

1. 대상 하수처리장 발생 슬러지 조사

C시 하수처리장에서 운영 중인 혐기성 소화조는 <그림 3-1>에서 보는 바와

같이 2단 중온 혐기성 소화방식이며, 내부순환 및 가스식 교반을 하고 있다. 규모는 1단조가 1,800 ㎥로 2단조 전체가 3,600 ㎥ 이다.현재 수처리 운영 중의 슬러지발생량이 증대되어 생슬러지는 전량 혐기성

소화조에 투입되며, 잉여슬러지는 전량 탈수기 처리된다. 이 때 혐기성 소화조의

HRT는 9일, 소화효율은 <표 3-1>을 기준으로 26.0%이며, 고형물의 감량률은

49%, 예상되는 가스 발생율은 828.2 N㎥/일이 될 것으로 예상되었으며, 현장의

모니터링된 가스발생량의 조사결과는 약 1,000 N㎥/일로 이와 비슷한 경향을 보

였다. 또한, 가스성상의 경우 혐기성균이 안정화되는 메탄 66%, 이산화탄소

33%, 황화수소 10 ppm, 질소 0.0%, 산소 0.2%로 조사되었다.생슬러지의 경우, 비교적 비중이 큰 물질이 침강, 농축된 것으로 기질적으로

보아도 생물처리를 받은 잉여슬러지와는 크게 다르며, 이 때 슬러지 농도는 보

통 TS 1.5~2.0%, C/N은 10 전후로 혐기성 균의 영양분도 충분하게 있어 소화하

기 쉬운 기질로 가스발생량이 많아서(이용두, 1998) 현재 혐기성 소화조의 안정

화가 유지되는 것으로 판단된다.

<그림 3-1> 2단 중온 혐기성 소화공정(가스교반, 내부순환, 간접가온)

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생슬러지 잉여슬러지 소화슬러지

TS(%) VS/TS(%) 발생량

(㎥/일) TS(%) VS/TS(%) 발생량

(㎥/일) TS(%) VS/TS(%) 발생량

(㎥/일)1.5~2 70 400 0.8~1 80 800 1.7 63 400

<표 3-1> C시 하수처리장 슬러지 발생현황(2013. 03)

2. 후오존가용화 설비 Pilot Plant 설계

가. Pilot Plant 혐기성 소화조 설계

C시 하수처리장의 실증시설에 후오존가용화를 설치할 경우, 경제성 평가 및

효율의 증대를 예측하기 위하여 설계를 진행하게 되었다. 설계는 혐기성 소화조

를 기계식교반기가 구비된 단단혐기성 소화조, 가온설비, 후오존가용화 설비에

대하여 설계계산 및 단계를 설명하고자 하였다.

1) 혐기성 소화방식: 고효율 단단 중온혐기성 소화

슬러지의 혐기성 소화방식은 단단소화조의 기계식 교반기를 설치하였고, 이에 대하여 간접가온을 하였다.

- 혐기성 소화조 규모: 3㎥- 교반방식: 임펠러형 기계식 교반

(Hydro Foil Type Impeller, Water Sealing 포함.)- 임펠러 고정: Stationary Agitator.- 임펠러의 위치: 1st, Impeller - 3.47d, 2nd Impeller - 1.008d (d: 교반날개 직경)- 동력 결정: 혐기성 소화조내의 슬러지 중 고형분의 중량- 51 kgf (TS 1.7% 기준). 교반속도: 1m/sec 이상, 1.7 kgf․m/sec 이상의 동력을 갖는 범위 모터 선정. 모터 결정: 0.4 kW, 20:1, 380V, 60Hz, 축동력: 3.8 kgf․m(max.) - 가스 차단방법: Water Sealing(물 자켓을 이용한 차단 방법).- 대기압이상의 경우 안전변 작동할 수 있도록 설계: 안전변(공기용, 1kg/㎠).

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2) 중온혐기성 소화조 가온방식: 온수 순환형 가온방식(간접가온)

- 가온형태: 전기식 보일러(소화조의 내부온도 상, 하부 평균 35℃에서 제어)- 측면 면적: π × 1,600 mmD × 1,500 mmH = 7.54 ㎡- 상부 표면적: π × (1,600 mmD)2 / 4 = 2 ㎡- 슬러지 비열: 1.0 Kcal/kg･℃- 유입슬러지 평균온도: 약 10 ℃- 외기 평균 온도(2013년 03월 기준, 기상청, 충주): 5.5℃- 초기 가열온도: 소화슬러지 초기온도: 18.9 ℃- 초기 가온 필요열량: 3,000 L × 1 kg/L × 1 Kcal/kg･℃ × (35℃ - 18.

9℃) = 48,300 Kcal- 운전 중 필요온도: 150 L/일 × 1 kg/L × 1 Kcal/kg･℃ × (35℃ - 10℃) =

3,750 Kcal/일(156.3 Kcal/hr)-(1)- 외기의 온도에 의한 열손실량(예상): 벽-공기의 열전달율 20.3 kg/㎡․hr․℃

20.3kg/㎡․hr․℃×1Kcal/kg･℃×(7.54+2)㎡×(35-5.5)℃ = 5,713Kcal/hr․℃-(2)(내부온도는 30 ~ 35℃로 유지되고 있어 실제 손실량은 1,065 Kcal/hr․℃로

예상.)- Max. 열가온용 보일러는 (1)과 (2)를 감안하여 6,880 Kcal/hr용 보일러 선정

(온도 손실에 대응하는 제어 설정).

3) 소화조 내 슬러지 체류시간 결정

기존에 현장에서 발생되는 슬러지 성상을 조사한 결과 잉여슬러지의 경우

TS 0.5%로 조사가 되었으나, Pilot Plant가 설치 및 운영되는 지점인 중력식 농

축조에서 발생되는 잉여슬러지의 농도는 TS 약 2%로 생슬러지의 고형물 농도와

크게 차이가 없어 각 슬러지를 같은 비율로 혼합하여 투입하였다.

- 슬러지 투입

생슬러지 : 잉여슬러지 = 1:1비율로 투입(부피비, 75L/일 : 75L/일).일일 슬러지 투입량: 150 L/일(생슬러지 75L + 잉여슬러지 75L).HRT = 20일

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항 목

종 류TSave.(%) VS/TSave.(%)

생슬러지 1.77 77잉여슬러지 2.10 77

<표 3-2> 소화조 내 투입되는 대상슬러지 종류 및 성상

<그림 3-2> Pilot 규모의 중온 고율 단단 소화공정 모식도

나. 후오존 가용화 Pilot Plant 설계

1) 메탄 탈기조

혐기성 소화 시 발생되는 메탄은 가연성 기체로 가용화에 사용되는 가스인

오존(조연성 기체)과 소화가스 중에 포함된 황화수소 같은 황결합 가스의 존재

로 인하여 발화온도가 적절하면 폭발 또는 화재의 사고로 일어날 우려가 있다.

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따라서 메탄을 일정 송풍량 이상의 공기로 탈기하면, 농도가 떨어져 안전한 운

영이 이루어 질 수 있다.

- 메탄의 발생량 및 농도 산출: 30℃ 기준 메탄의 용해도 0.018 g-CH4/kg-Water(≒Sludge), (그림 2-2 참조). 소화조에서 인발되는 양(오존 가용화반응조 설계 참조): 30~25 L/일 슬러지의 비중 ≒ 1.0 kg/L 메탄가스의 비중 : 0.65 g/NL 브로워 사양: 130 NL/min, 220V, 110W, 0.12 kgf/㎠(당사 재고 사용). 메탄의 용존량: 30 L/일 × 1 kg/L × 0.018 g-CH4/kg-Sludge = 0.54 g-CH4/일 송풍량: 0.54 g-CH4/일 ÷ 0.65 g/NL = 0.83 NL/일(선택된 브로워 사양 사용가능) 메탄탈기조 규격: Φ300 × 450 mmHe = 31.8L 슬러지 체류시간: 31.8 L ÷ 30 L/일 = 1.06 일(일 가동시간: 2 hr) = 31.8 min

<그림 3-3> 메탄의 온도에 따른 용해도

(www.engineeringtoolbox.com)

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2) 오존 반응조

오존가용화 반응조는 오존을 직접적으로 주입시키는 오존 접촉조와 간접적

인 반응이 지속적으로 일어 날 수 있게 하는 오존반응조로 나누어지며, 연속적

인 반응을 일으킨다.

일일 오존가용화슬러지 인발량: 투입슬러지의 20~35% (고형성 불활성성분 25%, 용해성 불활성분 10% ;野池達野, 2009) Pilot Plant 혐기성 소화조 일일 투입슬러지량: 150 L/일 가용화슬러지 인발량: 30 ~ 52.5 L/일 오존주입량: 0.01 ~ 0.03 g-O3/g-VS(경험적 조건) 일일 오존가용화 시간: 2~3 hr 오존발생기(순산소 사용시): 2~5 L/min, 5~10 g-O3/hr, 220V, 105W 불활성슬러지의 예측: VS/TS 63% 초침슬러지의 CODcr : C22H39O10N+ 18.5O2 → 22CO2 + 19H2O + HNO3 = 477 g-C22H39O10N/g-mol : 592 g-O2/g-mol = 20,000 mg-TS/L × 0.7(VS/TS) : X mg-O2/L X= 17,375 mg-O2/L(ThOD≒TCODcr) - (3)

잉여슬러지 CODcr : C5H7O2N + 5O2 → 5CO2 + 2H2O + NH3 = 113 g-C5H7O2N /g-mol : 160 g-O2/g-mol = 20,000 mg-TS/L × 0.8(VS/TS) : Y mg-O2/L Y= 22,654 mg-O2/L(ThOD≒TCODcr) - (4)

(3)의 경우 메탄전환율이 98.6%, (4)의 경우 79.3%이며, 초침슬러지와 잉여슬

러지 각 사용되는 CODcr은 17,131.8 mg/L(ICODcr=243.3 mg/L), 17,964 mg/L(ICODcr=4,689.4 mg/L)이어야 하지만, 현재 혐기성 소화조내의 소화율이

약 30% 전후여서 이에 대한 농도가 증가되지 않는 이상(메탄균의 확보, 절대

혐기성균)의 경우를 감안하여 계산하면, (3)의 경우 72.2%, (4)의 경우 52.7%로

예측된다. 따라서, 혐기성 소화조의 효율을 10 ~ 20%이상 상승시키기 위해서

는 SCODcr비율을 10~20%이상 상승시킬 필요가 있으며, 이에 대한 경험식이

0.01 ~ 0.03 g-O3/g-VS이다.

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반응조의 설계 : 오존접촉조 350 mmW × 150 mmL × 380 mmHe = 19.95 L - (5)Flow 300 mmW × 100 mmL × 300 mmHe = 9 L - (6)오존반응조 300 mmW × 150 mmL × 300 mmHe = 13.5 L - (7)(5)+(6)+(7) = 42.5 L

오존주입량 계산에 따른 슬러지 체류시간 결정

5 g-O3/hr / 10,710 mg-VS/L / 30~52.5 L/일(1일:2시간) = 0.03 ~ 0.018 g-O3/g-VS체류시간: 2.8 ~ 1.6 hr(오존반응시간 30분 이상, 경험적 조건)

기액분리조: 혐기성 소화조내의 절대 혐기성균에 있어서 오존 및 산소는 독성

가스이다. 따라서, 기액분리조를 통하여 기체와 액체(슬러지)를 분리하여 액체

분만 다시 혐기성 소화조내로 반송하여야한다.

연속흐름반응에 의한 기체 부피: 액체 부피

= 5L/min : 250 mL/min ~ 437.5 mL/min = 20:1 ~ 11.43:1기체 공간 : 액체 공간 = 20 : 1 = 175L : 8.75L기액분리조 규격: 500 mmW × 500 mmL × 1,000 mmH

<그림 3-4> 후오존 가용화 공정 모식도

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3. Pilot Plant 설치

가. 후오존가용화설비 위치 선정

후오존 가용화설비의 Pilot Plant의 설치위치는 충주시 하수처리장내 중력식

농축조와 슬러지 건조설비동 사이의 공간을 활용하였다. 이곳은 혐기성 소화조

로 인발되는 생슬러지(중력식 농축 후 소화조로 투입)와 잉여슬러지(중력식 농축

후 소화조로 투입)의 배관이 가깝게 위치해 있어서 선정하게 되었다.

<그림 3-5> 후오존가용화설비 Pilot Plant 설치 위치

나. Pilot Plant 규모의 혐기성 소화조 설치

C시 하수처리장에 설치된 Pilot Plant 규모의 혐기성 소화조는 중온식 고율

단단 소화조로 3 ㎥(He)규모이며, 간접가온(열순환식, 전기식보일러)방식을 채택

하여 제작되었다. Plant의 하역 및 설치장면은 <그림 3-6>에 나타내었다.

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<그림 3-6> Pilot Plant 규모의 혐기성 소화조 하역 및 설치

다. 혐기성 소화조 유입슬러지(생, 잉여슬러지) 배관 설치

잉여슬러지는 중력식 농축조에서 혐기성 소화조로 이송되는 배관의 T분기

를 하여 Pilot Plant 혐기성 소화조로 이송될 수 있도록 구성하였으며, 이 때 슬

러지의 이송량을 확인하기 위하여 유량계(윈텍, WTM1000, 32A, 220V)를 설치(그림 3-7)하였다.

생슬러지 역시, 중력식 농축조에서 혐기성 소화조로 이송되는 배관의 T분기

를 하여 Pilot Plant 혐기성 소화조로 이송 될 수 있도록 구성하였으며, 이 때 슬

러지의 이송량을 확인하기 위하여 유량계를 설치(그림 3-8)하였다.

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<그림 3-7> 잉여슬러지 (중력식 농축조 → 혐기성소화조)배관 설치

<그림 3-8> 생슬러지 (중력식 농축조 → 혐기성소화조) 배관 설치

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라. 후오존가용화 Pilot Plant 설치

후오존가용화설비는 유입과 토출을 동시에 할 수 있는 튜빙펌프를 이용하여

일정한 양(定量)으로 혐기성 소화슬러지를 메탄 탈기조, 오존 반응조, 기액분리

조를 거쳐 가시 혐기성 소화조내로 이송할 수 있도록 하였다.

<그림 3-9> 후오존 가용화 Pilot Plant 흐름도

1) 메탄 탈기조

메탄 탈기조(그림 3-10)의 역할은 후오존가용화 시 조연성 가스인 오존과

소화슬러지에서 발생되는 가연성 가스인 메탄가스의 접촉으로 착화 시 화재 또

는 폭발을 방지하기 위하여 설치하였다.

<그림 3-10> 메탄탈기조 설치 및 가동

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2) 가용화 반응조

후오존 가용화 반응조는 오존이 주입되는 오존접촉조(오존반응조 1)와 잔존

오존 및 라디칼의 반응이 이루어지는 오존반응조(오존반응조 2)로 구성이 되어

있으며(그림 3-7), 각각에는 교반기가 설치되어 있다. 이는 오존과 슬러지 중의

유기분의 접촉빈도를 증가 시켜 불활성 유기물과 미분해성 유기물을 가용화하여

절대혐기성균(메탄발효균)의 사용빈도를 촉진시킬 수 있게 분해하는데 목적이

있다.

<그림 3-11> 오존 반응조의 설치 및 가동

3) 기액분리조

기액분리조의 역할은 슬러지와 기체의 분리작용을 하는 탱크로써 반응 후

잔존되는 오존 및 분해되는 산소는 혐기성균에 있어서 독성작용을 하므로 분리

하여 외부로 배출하고, 슬러지만 다시 혐기성 소화조로 이송시켜 혐기성 미생물

이 분해할 수 있도록 한다.

<그림 3-12> 기액분리조 설치 및 가동

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제4장 연구결과 및 고찰

1. 혐기성 소화조의 안정화

혐기성 소화조의 식종은 C시 하수처리장에서 발생하는 소화슬러지로서 소화슬

러지 탈수동의 저류조에서 3㎥을 투입하였다. 이 때 투입 후 혐기성 소화조 교반기

를 가동하였고, 가동속도는 상부와 하부온도가 편차를 감안하여 약 3℃ ± 0.5℃ 내의 조건에서 운전하였다.

혐기성 소화조의 안정된 교반속도는 67.35 rpm으로 인버터를 이용하여 조작

하여 안정화하였으며, 상부의 온도는 21.4℃, 하부온도는 22.6℃을 나타내었다. 설치된 하부온도센서의 시간이 지남에 따라 5℃ 이상이 차이가나서 실제 온도를

측정하여본 결과 상부온도와 시료채취 시 온도가 일치하는 것으로 보아 온수순

환배관 부근에 하부온도센서가 설치되어 오작동 하는 것으로 판단하여 이후 하

부온도는 시료채취 시 측정하는 값을 기준으로 나타내도록 하였다. 초기 Seeding시부터 35℃ ± 5℃ 내에 유지되기 까지 평균 전력량은 9.1

kWh였으며, 총 사용전력량은 약 24시간 소요기준으로 218.4 kW였다. 안정 범위

내에서는 기후변화(평균 8.76℃, 기상청)를 고려하여 평균 6.33 kWh(일일 평균

152 kW)를 나타내었다.

<그림 4-1> 운전 중인 Pilot 규모의 중온 고율단단 혐기성소화조(3㎥)

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2. 유입슬러지 성상

Pilot Plant 혐기성 중온혐기성 소화조에 Seeding 이후에 슬러지의 투입은 생

슬러지와 잉여슬러지를 HRT 20일을 기준으로 각각 75L/일(총 일일 슬러지 투입

량 = 150L)로 부피비로 1:1로 투입하였다.투입되는 생슬러지의 TS 농도는 최소 1.51%, 최대 1.97%, 평균 1.77%, 잉여

슬러지는 TS 농도 최소 2.09%, 최대 3.45%, 평균 2.59%로 조사되었다. 각 슬러지

의 혼합된 슬러지의 TS 농도를 계산해 보면, 최소 1.88%, 최대 2.63%, 평균2.17% 임을 알 수 있다(그림 4-2). 이 때, 혼합슬러지의 농도변화는 비교적 농도

가 높은 잉여슬러지의 변화와 비슷한 경향을 보였다.생슬러지 및 잉여슬러지, 혼합슬러지의 VS농도는 각각 최소 1.16%, 1.58%,

최대 1.64%, 2.71%, 평균 1.40%, 2.02%로 조사되었으며, 혼합슬러지의 VS 농도는

생슬러지와 잉여슬러지의 산술평균값과 비슷하게 나타났다(그림 4-3).

<그림 4-2> 가용화전의 유입슬러지와 소화슬러지의 TS 농도 변화

<그림 4-3> 가용화전의 유입슬러지와 소화슬러지의 VS 농도변화

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3. 후오존가용화 설비 운영

후오존 가용화의 Plant는 Ⅱ.2의 설계안을 중심으로 제작이 되었으며, 유입슬

러지는 30 ~ 40 L/일, 메탄탈기조 브로워의 공기 Stripping 유량은 120 NL-air/hr 였으며, 가용화 Plant 가동 전에 미리 통기를 시작하였다. 슬러지 오존가용화의

교반기의 동작 속도는 80.8 rpm(반응기 1, 2)으로 연속적으로 운전이 되었다. 또한, 이렇게 가용화된 슬러지는 기체(배오존 및 기타 가스성분)와 슬러지를 분리하

여 슬러지 부분만 혐기성소화조로 이송하기 위하여 기액분리조를 거쳐 지속적으

로 슬러지 고형물 체류시간 72일(투입량의 20% ~ 30%)에 맞추어 주입하였다.이 때, 오존의 주입은 29.9 g-O3/N㎥, 주입산소유량은 5L-O2/min이며, 이 때

배오존가스의 농도는 0.4 g-O3/N㎥였다. 이때, 오존의 흡수율은 98.66%였다(그림

3-12).사용되는 전력소모는 평균 0.7kWh로 가용화 유량에 맞춘 2시간 운전에 따

른 일일 전력량은 평균 1.4kW로 측정이 되었다.

<그림 4-4> 후오존가용화 Pilot Plant

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<그림 4-5> 주입오존과 배오존의 측정 (a : 주입오존의 농도, b : 배오존의 농도)

4. 후오존가용화 Pilot Plant 운영결과

가. 고형물의 변화

TS의 고형물 변화는 혼합슬러지와 소화슬러지를 비교하였으며, (그림 4-6)에나타내었다. 혐기성 소화조 내 Seeding 된 슬러지의 TS 농도는 1.41%이며, 혐기

성 소화조만 운영 시 TS 농도는 1.36%로 작아졌으며, 이 때 유입되는 슬러지는

평균 TS 2.28%였다.혐기성 소화조와 후오존가용화가 시작한 시점에서 20일의 경과를 보면, 혐

기성 소화조 내 TS 1.17%로 유입된 슬러지의 평균은 2.17%였다.

<그림 4-6> 투입슬러지와 배출슬러지의 TS 농도변화

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휘발성 고형물의 변화 역시 혼합슬러지와 소화슬러지의 관계로 나타내었으

며, (그림 3-14)에 나타내었다. Seeding시 VS 농도는 1.03%였으며, 혐기성 소화

조만 운영 시 VS 농도는 0.96%로 작아졌으며, 이 때 유입되는 VS 농도 평균은

1.80%였다.혐기성 소화조와 후오존가용화가 시작한 시점에서 20일의 경과를 보면, 혐

기성 소화조 내 VS 0.74%로 유입된 슬러지의 평균은 1.70%였다.

<그림 4-7> 투입 슬러지와 배출 슬러지의 VS 농도변화

나. 소화가스와 유기물 성상변화

유입슬러지는 최대 35,312 mg/L, 최소 22,500 mg/L, 평균 28,145 mg/L 였으

며, 배출되는 슬러지는 혐기성 소화조만 운영 시 최대 18,353 mg/L, 최소

17,705 mg/L, 평균 17,083 mg/L, 최대 18,648 mg/L, 최소 14,855 mg/L, 평균16,653 mg/L로 나타났다.

<그림 4-8> 투입 슬러지와 배출 슬러지의 CODcr 관계

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혐기성 소화조만 운영 시 안정화된 조건에서 38.4%의 소화율이 계산되었으

며, 이에 따른 소화조 내의 SCOD/TCOD는 초기의 값에 비하여 0.05 감소되었으

며, 혐기성 소화조와 가용화 운영 시 소화율 61.4%에서 SCOD/TCOD는 초기의

값에 비하여 0.14 감소된 정도로 계산된다. 이는 초기 값에 비하여 용존성 유기

물의 의 분해정도가 64.3%가 증가됨을 간접적으로 알 수 있다.

<그림 4-9> 소화율과 소화조내의 SCOD/TCOD의 변화

혐기성 소화 가스는 후오존가용화 한 후 3일 이후부터 가스발생량이 증대되

기 시작하였으며, 초기에 비하여 발생량은 86.4% 증대가 되었으며(그림 4-9), 4월 26일부터 가스발생량은 크게 증대되지 않았으나, 메탄분율은 점차 증가되는

경향을 보이고 있다(그림 4-10).이 때, 후오존 가용화 전과 후의 메탄량은 각각 0.40 N㎥/일, 1.21 N㎥/일로

CODcr농도로 환산하면, 각각 1.14 kg-CODcr/일, 3.46 kg-CODcr/일로 계산할 수

있으며, 67.1%의 유기물이 분해되어 가스로 변화됨을 간접적으로 알 수 있다. 이는 혐기성소화조 운전과 혐기성소화조와 후오존가용화 운전시의 혐기성소화조

내의 용존성 유기물이 64.3%가 감소되는 경향에 대한 간접적인 설명이 된다고

판단된다.

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<그림 4-10> 소화조 내 SCOD/TCOD와 소화가스 발생량과의 관계

<그림 4-11> 소화가스와 가스 분율

다. 후오존가용화 전후의 비교

혐기성 소화조 운전시와 후오존가용화 후의 소화율은 각각 38.4%, 61.4%였

으며, 약 23.0% 소화율이 증가됨을 알 수 있다. 이에 대한 부분은 가스발생량, SCOD/TCOD변화 등에 대해서 비슷한 경향을 보인다(표 4-1).

C시 하수처리장의 일일 하수처리량은 60,000 ㎥로 발생되는 생슬러지의 농

도는 TS 1.8%, VS/TS 77%이며, 이 때 발생되는 유량은 700 ㎥/일, 잉여슬러지

농도는 TS 1.0%내외(중력식 농축 시 2.7%), VS/TS 78.0%로 600㎥/일로 조사되었

다. 이에 대한 슬러지 농도를 혼합식으로 계산하면, TS 1.4%, VS/TS농도는 약

78.0%로 계산된다.

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항목

가용화여부

소화율

(%)혐기성 소화조내

SCODcr/TCODcr메탄대비

COD분해량

(분해 kg-CODcr/일)혐기성소화조 38.4 0.3 1.1

혐기성소화조 + 후오존가용화

61.4 0.2 3.5

<표 4-1> 후오존 가용화 전후의 분해율 비교

앞으로 이용되는 혐기성 소화조(현재 설계 중)는 현재 소화조 2기를 각각

운전 시 1,800 ㎥ × 2기, 증설되는 소화조 2,500 ㎥ × 2기를 기준으로 총

8,600㎥으로 HRT 25일을 기준으로 344 ㎥/일을 총체적으로 투입시켜야 한다

(1,800㎥일 경우 72㎥/일 투입, 2,500㎥일 경우 100㎥/일 투입, 현 슬러지에 대한

투입 유량은 농축 후 유량을 전혀 고려한 것이 아님).혐기성소화조 운영만 한다면 소화율이 38.4%를 기준으로 발생량을 계산하

면, 소화조 내부 농도는 TS 1.0%, VS/TS 0.686으로 일일 슬러지 발생량은 3,440 kg-DS/일이며, 혐기성소화조와 후오존가용화 운전을 병행할 경우 소화율 61.4%를 기준으로 발생량을 계산하면, 소화조 내부 농도는 TS 0.75%, VS/TS 0.578로일일 슬러지 발생량은 2,580 kg-DS/일로 계산되었다.

이 결과, 후오존가용화를 병행하여 혐기성 소화조 운전시 가용화를 가동하

지 않은 경우보다 960 kg-DS/일 슬러지 탈수케이크 발생량이 적게 발생할 것으

로 예측할 수 있다.

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제5장 결론

혐기성소화조 운영만 한다면 소화율이 38.4%를 기준으로 발생량을 계산하

면, 소화조 내부 농도는 TS 1.0%, VS/TS 0.686으로 일일 슬러지 발생량은 3,440 kg-DS/일이다. 발생되는 소화슬러지를 탈수하려면 일일 34.4 kg의 폴리머가 필

요하며, 탈수기 및 약품, 펌프의 동작 등에 대하여 약품비의 약 1.5%의 전력량

(원심탈수기 제외)을 예상할 수 있다. 탈수케이크의 함수율을 80%로 가정하여

운반비를 감안하면, 1,343,644원/일의 비용이 소요됨을 예상할 수 있다.동일한 방법으로 혐기성소화조와 후오존가용화를 운영할 경우, 소화율

61.4%를 기준으로 발생량을 계산하면, 소화조 내부 농도는 TS 0.75%, VS/TS 0.578로 일일 슬러지 발생량은 2,580 kg-DS/일이다. 80%의 탈수케이크 발생 시

처리량을 혐기성 소화조만을 운전할 경우와 같은 방법으로 계산하면, 일일 25.8 kg의 폴리머가 필요하며, 이외의 비용을 합산할 경우 1,007,748원/일의 비용이

소요될 것으로 예상된다.

<그림 5-1> 수처리 공정 중 슬러지 발생량 산정

혐기성 소화조만 가동될 경우, 유기물 분해에 따른 메탄발생량(45%)은2,185,839 N㎥/연 발생이 되며, 경유량으로 환산하면 1,311,503.4 L/연으로 금액으

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로 환산하면 2,098,405,440 원/년(1,600 원/L기준)으로 계산된다.혐기성 소화와 후오존가용화설비를 혼용하여 사용하였을 경우는 유기물 분

해에 따른 메탄발생량(70%)은 4,080,590.5 N㎥/년 발생이 되며, 경유량으로 환산

하면 2,448,354.3 L/년으로 금액으로 환산하면 3,917,366,880 원/년에 대한 대처

금액으로 계산이 된다.혐기성 소화조 가온에 사용되는 메탄의 사용량은 연간 기온의 예측이 불분

명하고, 이에 따른 미생물의 활성도가 달라지기 때문에 소모되는 부분을 포함하

여 표현하였다. 따라서 본 연구를 통하여 0.03 g-O3/g-VS의 농도에 대하여 혐기성 소화조

가동시 보다 약 14%정도의 감량화와 66.9%의 가스발생량이 증대되었으며 이와

동시에 메탄분율의 증대도 30%이상 증대됨을 알 수 있어 C하수처리장의 규모를

기준으로 발생되는 슬러지 처리시 후오존가용화를 통하여 혐기성 소화조운영하

는 것이 혐기성소화조만을 이용하는 것에 비하여 연 약 19억원 절감될 것으로

기대할 수 있을 것으로 판단된다(표 5-1, 그림 5-2).

운 영 방 법

목 록혐기성 소화조

혐기성 소화조 +후오존가용화

약 품 비

(폴 리 머) 137,600 원/일 95,200 원/일전 력 비 20,698 원/일 14,299 원/일케이크처분비 1,603,000 원/일 1,204,000 원/일

메탄가스의 경유 환산비

(경유 : 1,600원/L 기준)5,749,056 원/일(경유 대체 금액)

10,732,512 원/일(경유 대체 금액)

후오존가용화 시

연간 절약 금액

1,982,408,075 원/년(가스발생량은 경유대체 금액으로 환산함.)

<표 5-1> 후오존가용화 전후의 경제성 비교C하수처리장 규모에 대한 기준 경제성 평가

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<그림 5-2> 후오존가용화 병합운전 유무에 따른 경제성 비교

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참고문헌

환경부, 2011, 하수도 통계.

박태욱, 하수슬러지 유 ․ 무기물 자원화에 관한 연구, 2004, 숭실대학교 박사학위

논문.

안규홍, 차호영, 오존화 가스를 이용한 하수슬러지의 분해․가용화 및 슬러지의

호기성 소화특성, 대한환경공학회 추계학술발표회 논문집, pp.127~128.

남영우, 한금석, 국내 하수슬러지 처리 현황 및 개선방안, 2011, 한국폐기물자원

순환학회, 제28권 제1호, pp.103~109.

조진규, 김형진, 박영진, 하수슬러지 처리 현황과 과제, 2008, 환경관리학회지 제

14권 2호, pp. 73~82.

홍성민, 오존을 이용한 하수슬러지 감량화에 관한 연구, 석사논문, 2005.

이용두, 강용태, 허목, 이재복, 1977, 슬러지 처리공학, 도서출판 동화기술.

www.engineeringtoolbox.com

野池達野, メ-タン發,酵 奇保堂出板, 2009.