혐기성처리는 산소가 없는 혐기성 조건에서 미생물의 대사작용에 의해 유기물을 분해하는 생물학적 프로세스이다. 이 기술은 에너지절약 기술로서 오수의 정화에도 응용되고 있다. 일본 국내에서 혐기성 오수처리는 식품, 음료, 화학공업, 제지 등 공장폐수의 처리기술로서 최근 채용되고 있다.

생활폐수 및 공장폐수 등 오수의 처리는 물리적인 방법, 화학적인 방법, 생물학적인 방법을 조합하여 수행되고 있다. 처리에 필요한 것이 생물반응조이다. 이 반응조의 역할은 물에 용해되어 있는 오염성분을 미생물이 분해하도록 하는 것이다. 생물반응조에는 이용하는 미생물의 종류에 따라 호기성처리와 혐기성처리 두 가지 방식이 있다.

일본에서는 생활폐수를 처리하는 모든 하수처리장 및 정화조, 건강 및 환경에 피해를 줄 우려가 있는 특정사업장의 오수를 처리하는 시설에서 호기성 처리가 채용되고 있다. 후발기술인 혐기성처리는 특정 사업장 중 소규모 사업장을 제외하고 약 1% 정도만 채용되고 있지만, 호기성처리에서 혐기성처리로의 전환이 매년 증가하고 있다.

호기성처리는 산소가 충분한 호기성 조건에서 미생물의 대사작용에 의해 유기물을 분해하는 프로세스이다. 호기성 미생물에 의한 유기물의 분해 반응은 다음과 같이 나타낸다.
3C6H12O6(유기물) + 8O2 + 2NH3 → 2C7H7NO2(세포) + 8CO2 + 14H2O (식 1)

이와 같이 호기성 미생물에 의한 오염물질의 분해는 산소를 포함한 공기를 대량으로 주입하여 유기물을 이산화탄소와 미생물 세포로 변환하는 프로세스이다.

한편 혐기성 미생물에 의한 분해반응은 반드시 메탄을 생성하는 형태는 아니지만, 일반적인 반응은 다음과 같다.
C6H12O6(유기물) + 6H2O → 6CH4(메탄) + 3CO2 (식 2)

이러한 혐기성 미생물에 의한 오염물질의 분해는 유기물을 메탄과 이산화탄소로 변환하는 프로세스이다. 단, 혐기성 미생물은 유기물 분해에 따른 미생물 세포로의 변환비율이 적기 때문에 식에서는 무시하는 경우가 많지만, 호기성 미생물의 반응과 동일하게 세포합성이 일어난다.

호기성처리와 비교한 혐기성처리의 특징은 (식 1)과 같이 호기성 분해에서는 오수 중의 유기물 양에 비례하여 산소의 공급량이 필요하다는 것이다. 반응조 내의 산소농도는 항상 적절하게 제어될 필요가 있다. 1kg의 COD를 처리하기 위한 산소공급에 1.1kWh의 전력을 소비한다고 알려져 있으며, 오수처리시설에서 전체 에너지 소비량의 대부분을 차지하고 있다.

한편, 혐기성처리에서는 산소공급을 위한 전력이 필요하지 않다. 혼합 및 펌프 작동을 위한 전력은 필요하지만, 산소공급을 위한 전력은 무시할 수 있을 정도로 작다. 따라서 산소공급이 필요하지 않는 만큼 혐기성 분해가 에너지 소비를 절약할 수 있어 관리에 용이하다.

또한 오수처리에서는 반드시 미생물의 세포합성이 이루어지기 때문에 증가한 미생물 세포는 폐기물로서 취급된다. 1kg COD를 처리하는데 호기성처리에서는 건조중량 0.4~0.6kg, 혐기성처리에서는 건조중량 0.03~0.15kg의 잉여슬러지가 발생한다.

이러한 혐기성처리는 폐기물의 발생량이 적다는 이점을 가지고 있다. 그리고 (식 2)와 같이 에너지인 메탄이 생산되어 1kg COD가 메탄화되면 약 3,300kcal의 에너지를 얻을 수 있다.

한편, 혐기성처리의 주요 단점으로는 (1) 가온을 위한 에너지가 필요함, (2) 미생물의 증식속도가 느림, (3) 유기물의 제거율이 비교적 작음 등이 있다. 혐기성처리에서는 활성을 유지하기 위해 기본적으로 반응조의 가온이 필요하다.

가온 에너지가 혐기성처리에서 소비되는 에너지의 대부분이다. 처리하는 오수의 체적당 메탄 생성량과 가온 에너지의 차이가 에너지 회수량이다. 즉, 그 차이가 마이너스이면 호기성처리와 동일하게 혐기성처리도 에너지를 소비하는 프로세스가 된다.

유입되는 유기물의 농도가 에너지 회수량의 플러스 및 마이너스를 결정하는 중요한 요인이다. 호기성처리와 혐기성처리의 우세 결정에서도 유입 오수의 농도에 의한 것이 크게 작용한다. 유입 오수의 유기물의 농도가 낮은 범위에서는 호기성처리가 유리하면, 일정 농도를 분기점으로 하여 우세관계가 변화된다(그림 참조).

이것은 두 종류 기술의 사용을 구분하는 중요한 그래프이다. 또한 아직까지 충분히 연구되어 있지 않아 추가적인 연구가 필요하다.

장점으로 여겨진 유기물 세포로의 낮은 변환율은 단점이 될 수도 있다. 유입수가 어느 정도 농도 이상의 조건에서는 반응조 내의 미생물 농도가 포화되지만, 농도가 낮은 조건에서는 반응조 내의 미생물 농도는 증식속도에 의존한다.

따라서 그 속도가 작은 혐기성 반응조에서는 미생물 농도가 희박하여 충분한 반응속도을 얻을 수 없는 경우가 발생한다. 그리고 호기성처리와 비교하여 혐기성처리의 경우, 유기물의 제거율이 낮은 점이 단점이 될 수 있다.

호기성 미생물과 혐기성 미생물은 유기물의 분해특성이 달라 후자가 분해하지 못한 성분을 전자가 분해할 수 있다는 것이 최근의 연구로 증명되었다. 이러한 단점의 극복이 혐기성 오수처리 분야에서 수십 년간 연구개발의 최대 과제이었다.

지금까지의 연구개발 성과를 보면, (1) 반응조 내 물의 체류시간에 대해 미생물의 체류시간을 길게 한다. (2) 간이 호기성처리 또는 분리막과 조합시킨 반응조를 사용한다. (1)에 관한 연구개발은 일본에서도 1960년대부터 시작되었다. 최초로 채용된 것은 반응조의 후단에 침전지를 설치하여 침전농축한 미생물을 반응조에 반송하는 방법이다.

1980년대 경에는 유동하거나 고정화된 미생물 담체를 이용한 장치가 연구되었다. 이것은 담체에 미생물을 부착 증식시켜 반응조 내에 고농도로 유지하는 방법이다. 1980~1990년대에는 미생물 군집 자체가 자발적으로 생성되는 현상을 이용하여 수 밀리미터 직경의 미생물군의 입자를 반응조 내에 유지시키는 방법이 개발되어 처음으로 혐기성 오수처리 시설이 세계적으로 실용화되기 시작했다. 일본 국내에서도 혐기성처리를 채용한 대부분의 시설에서 이 방법을 사용하고 있다.

이와 같은 연구개발을 통해 혐기성처리의 적용 가능한 오수의 범위가 확대되었다. 그러나 호기성처리가 충분히 보급된 후에 혐기성처리가 본격적으로 실용화되었기 때문에 보급률은 아직 작으며 여러 가지 폐수종류 중 일부에서 성공사례가 있는 정도이다.

그리고 해결해야 할 운전관리 상의 문제가 남아 있다. 최근에는 비용문제로 호기성처리가 보급되고 있지 않은 개발도상국에서 생활폐수 및 지금까지 호기성처리의 적용이 곤란하였던 사업장 폐수에 혐기성처리의 적용이 연구되고 있다. 이와 같이 혐기성처리 기술의 보급 및 정착을 위한 노력이 지속되고 있다.

 

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嫌気性処理とは、酸素のない嫌気的条件において微生物の代謝作用により汚れのもととなる有機物を分解する生物学的プロセスです。本マガジンにおいては、これまでに生ごみ等の有機性廃棄物への嫌気性処理技術の応用について解説しました(2012年5月号「アジア農村地域の家庭用バイオガスシステム---中国の事例紹介」)。他方で、同技術は、省エネルギーの技術として、汚水の浄化にも応用されています。国内において、嫌気性汚水処理は、食品、飲料、化学工業、製紙などの工場廃水等の処理技術として近年採用されるようになってきました。

 

嫌気性汚水処理は、本誌でこれまでに解説してきた有機性廃棄物のメタン発酵とはやや異なる技術的な要求を満たすため、独自の研究開発の展開を経てきました。本稿では、汚水処理に関連する嫌気性処理の技術特性や研究開発の経緯を解説していきます。

生活排水や工場廃水等の汚水の処理は、物理的な方法・化学的な方法・生物学的な方法を組み合わせて行われます。処理の要となるのは生物反応タンクです。このタンクの役割は、水に溶けている汚れの成分を微生物に分解させることです。生物反応タンクには、用いる微生物の種類に応じて好気性処理と嫌気性処理の2方式があります。日本では、生活排水を処理する全ての下水処理場や浄化槽、健康及び環境に被害を及ぼすおそれのある特定事業場(工場や飲食店等)の汚水を処理するほとんどの施設において、好気性処理が採用されています。後発技術である嫌気性処理は、特定事業場のうち、小規模事業場を除いたうちの約1%で採用されているに過ぎませんが、好気性処理から嫌気性処理への乗り換えは年々増加しています。

 

好気性処理は、酸素が十分にある好気性条件において微生物の代謝作用により有機物を分解するプロセスです。好気性微生物による有機物の分解の反応は見かけの反応式で次のように表現されます。

 

 

このように好気性微生物による汚れの分解は、酸素を含む空気を大量に送り込んで、有機物をCO₂と微生物細胞へと変換するプロセスと捉えることができます。

 

一方、嫌気性微生物による分解反応は、必ずしもメタンを生成するタイプのものだけではありませんが、一般的なタイプの反応は次のように表現されます。

 

このように嫌気性微生物による汚れの分解は、有機物をメタンとCO₂へと変換するプロセスと捉えることができます。ただし、嫌気性微生物は有機物分解に伴う微生物細胞への変換割合が小さいので、式のうえでは無視することが多いのですが、好気性微生物の反応と同様に細胞の合成も起きています。

好気性処理と比較した嫌気性処理の特徴は表1の通りです。(式1)からわかるように、好気性分解では汚水中の有機物の量に比例した酸素の供給量が必要になります。反応タンク内の酸素濃度は、いつも適切に制御されている必要があります。1 kgのCOD(有機物の単位)を処理するための酸素供給に1.1 kWhの電力を消費すると言われ、汚水処理施設における全エネルギー消費量の大半を占めています。

 

一方、嫌気性処理では酸素供給のための電力は必要ありません。撹拌やポンプの動作のための電力は、両方の処理で必要ですが、酸素供給のための電力として無視できるほど小さいです。従って酸素の供給が必要ない分、嫌気性分解の方がエネルギー消費を節約でき、管理するのも比較的楽と言えます。また、上で述べたように、汚水処理では必ず微生物の細胞合成が伴うので、増えすぎた微生物細胞は廃棄物(余剰汚泥)として扱われます。

 

1 kgのCODを処理するにあたり好気性処理では乾燥重量0.4-0.6 kg、嫌気性処理では乾燥重量0.03-0.15 kgの余剰汚泥が発生します。このように嫌気性処理は廃棄物の発生量が小さいという点でも有利と言えます。その上、(式2)に示したようにエネルギーであるメタンガスが生産でき、1 kgのCODがメタン化されれば、約3300 kcalのエネルギーが獲得されます。

 

 

 

 

その一方、嫌気性処理の主な短所として、次の3点が挙げられます：(1)加温のためのエネルギー(加温エネルギー)が必要である；(2)微生物の増殖速度が小さい；(3)有機物の除去率が比較的低い。嫌気性処理では、活性を維持するために基本的に反応タンクの加温が必要です。加温エネルギーが、嫌気性処理における消費エネルギーのほとんどを占めています。

 

処理する汚水の体積あたりのメタン生成量と加温エネルギーとの差が、正味のエネルギー回収量です。つまりその差がマイナスであれば、好気性処理と同じく、嫌気性処理もエネルギーを消費するプロセスになってしまいます。この点は、本誌の過去の記事で、モデルを使いながら詳しく説明しました(2010年12月号「バイオガス化技術はエネルギー生産プロセスかエネルギー消費プロセスか？」)。

 

この記事では流入する有機物の濃度がエネルギー回収量のプラスマイナスを決定づける重要な因子であることを解説しました。好気性処理と嫌気性処理の優劣の決定も、流入汚水の濃度によるところが大きいと言えます。図1はCakirらの解析結果¹⁾を基にしたイメージ図です。

 

このように流入汚水のL機物濃度が低い範囲では好気性処理の方が有利であり、一定の濃度を分岐点として優劣関係が入れ替わります。これは2種類の技術の使い分け方を示唆する重要なグラフですが、まだ十分に研究されていません。さらなる研究が必要とされています。

 

次に、上で長所として挙げた有機物の細胞への変換率の低さは、短所にもなり得ます。流入水がある程度の濃度以上の条件では、反応タンク内の微生物濃度は飽和しますが、濃度が小さい条件の下では、反応タンク内の微生物濃度は増殖速度に依存します。

 

従って、その速度が小さい嫌気性反応タンクは微生物濃度が希薄で、十分な反応速度が得られなくなる恐れがあります。さらに、好気性処理と比較して嫌気性処理は有機物の除去率が低い点が短所として挙げられます。好気性微生物と嫌気性微生物では有機物の分解特性が異なり、後者が分解できなかった成分を前者が分解できることを、最近の研究で証明しました²⁾。このような短所の克服が、嫌気性汚水処理におけるこの数十年の研究開発の最大の課題でした。

 

上で述べた3つの短所--低温での活性低下、小さい増殖速度、低い除去率を克服するために何が必要でしょうか？これまでの研究開発成果にその答えを求めると、次のようなものがあります：(1) タンク内の水の滞留時間に対して、微生物の滞留時間を長くする(前2つの短所に対して)。；(2) 簡易好気性処理または分離膜と組み合わせた反応タンクを使用する(3つ目の短所に対して)。(1)のための研究開発は、我が国では1960年代から始まっています。はじめに採用されたのは、反応タンクの後段に沈殿池を設け、そこで沈殿濃縮した微生物を反応タンクに返送する方法です。

 

1980年代頃には、流動するまたは固定化された微生物保持担体を用いた装置がよく研究されました。これは担体に微生物を付着増殖させて、タンク内に高濃度に維持する方法です。1980～90年代には、微生物群集自体が自発的に造粒化する現象を利用して、数ミリメートルの直径の微生物群の粒(グラニュール)をタンク内に保持する方法 (UASB法) が開発され、はじめて嫌気性汚水処理施設が世界的に実用化され始めました。

 

国内でも嫌気性処理を採用するほとんどの施設でこの方法を使っています³⁾。例えば、国内の全てのビール工場でこの方法が採用されています。この方法は、汚水の濃度にあまり影響されず、タンク内の微生物濃度を好気性処理の何倍にも高められるので、低温における活性低下の影響をも補う高い反応速度が得られます。一方、(2)を達成する方法として、反応タンクに分離膜を導入して、膜を通してろ過された水を引き抜く方法が開発され、2000年代以降に実施設に応用されるようになりました。微生物細胞は膜を透過しないので、この方法は(1)の機能も備えています。

 

このような研究開発を通して、嫌気性処理の適用可能な汚水の範囲が拡大してきました。しかしながら、好気性処理が十分に普及した後で嫌気性処理が本格的に実用化されたために、上でも言及した普及率はまだまだ小さく、数ある排水種のうちの一部で成功例が認められている段階であるといえます。

 

成熟した技術となるために、解決しなければならない運転管理上の問題が残されています。また、最近では、コストが障害となり好気性処理が普及していない途上国における生活排水や、これまで好気性処理の適用が難しかった事業系排水への嫌気性処理の適用が研究されています。このようにして、嫌気性処理技術の普及・定着のための努力が続けられています。