A Study of Fe Removal Efficiency of Acid Mine Drainage by Physico-chemical Treatment

물리화학처리를 이용한 산성광산배수의 Fe 제거효율 연구

안종만¹⁾· 이현주¹⁾· 박인성²⁾· 김기호²⁾· 최상일²⁾*

A Study of Fe Removal Efficiency of Acid Mine Drainage by Physico-chemical Treatment

Jong-Man An, Hyun-Ju Lee, In-Sung Park, Ki-Ho Kim and Sang-Il Choi

However, a high concentrated Fe are mainly causing a problem of yellow boy at the sediment of river nearby abandoned mines. As the physico-chemical treatment could completely treat dissolved Fe in acid mine drainage, it could remove other heavy metals along with Fe. With this point of view, an experimental plant of physico- chemical treatment was setup at a place surrounded by abandoned adit with a composition of oxidation - neutralization - reaction - settling basins. In order to compare and analyze the removal efficiency of Fe, the plant was operated with different set of parameters such as aeration and lime injection etc. As a result, the removal efficiency of Fe dissolved in acid mine drainage was higher than 98%, satisfying the standard of drainage regulation (2 mg/L). In addition, this study suggested the mostly suitable operation condition of physico-chemical treatment system for treating acid mine drainage.

Key words : Removal efficiency, Physico-chemical treatment, Air flow rate, Residence time, Calcium hydroxide 요 약 : 산성광산배수의 주요 오염물질은 중금속이며 대표적으로 Fe, Al 및 Mn 등 이다. 높은 농도를 가진 Fe는 폐광산 하천 바닥의 yellow boy 현상을 일으키는 주된 중금속이다. 물리화학처리는 산성광산배수에 포함된 Fe만 완벽하게 제거하면 Fe 이외의 중금속은 부가적으로 제거할 수 있다는 장점을 가지고 있다. 이런 점에 착안 하여 물리화학처리 실험장치는 폐갱구 근처에 산화조-중화조-반응조-침전조로 구성하였다. Fe 제거효율을 비교 및 분석하기 위한 실험방법은 pH, 폭기량 및 소석회 투입량 등 실험장치의 조건을 달리하였다. 실험결과 산성광 산배수 내에 용존된 Fe의 제거효율은 98% 이상으로서 배출수 수질기준(2 mg/L)을 만족하는 것으로 나타났다.

아울러 본 연구에서는 산성광산배수 정화에 가장 적합한 물리화학처리 시스템의 처리조건을 제시하고자 한다.

주요어 : 제거효율, 물리화학처리, 폭기량, 체류시간, 소석회

2010년 7월 13일 접수, 2010년 7월 23일 채택 1) 한국광해관리공단

2) 광운대학교 환경공학과

*Corresponding Author(최상일) E-mail; [email protected]

Address; Department of Environmental Engineering, Kwangwon University

서 론

폐광산에서 흘러나오는 산성광산배수(AMD, Acid Mine Drainage)는 황화광물의 산화에 의해 pH가 낮고, Fe, Al, Mn 등의 중금속을 함유하고 있어 적갈색 또는 백색 침 전물을 발생시키는 등 주변 환경을 오염시키는 원인이 된다.(김주용, 1999). 광산배수의 처리방법은 크게 두가 지로 나눌 수 있는데 적극적 처리방법과 소극적 처리방

법으로 나눌 수 있다. 적극적 처리방법으로는 물리화학 적 처리(active treatment), 역삼투압법, 이온교환법, 전기 투석법 등이 있다. 물리화학적 처리방법은 동력 및 화학 약품을 사용하고, 인력에 의한 지속적인 관리가 필요하 다. 소극적인 처리방법 또는 자연적인 처리방법(passive treatment)에는 ALD(Anoxic Limestone Drains), OLD(Oxic Limestone Drains), 소택지, 산화조, SAPS(Successive Alkalinity Producing System) 등이 있다(Skousen et al., 1998; 오선혜 등, 2009).

자연적인 처리는 정화에 필요한 추가적인 에너지 및 화 학약품의 투입없이 주기적인 모니터링을 중심으로 운영된 다(이동길 등, 2008; 지원현 등, 2009). Active treatment는 가성소다(NaOH), 소석회(Ca(OH)2), 및 응집제 등의 화 학약품을 이용하여 좁은 공간에서 정화효율을 높일 수 연구논문

Table 1. Chemical characteristics of acid mine drainage in this study Component Water temperature

(℃) pH EC

(µS/cm)

TDS (mg/L)

ORP (mV)

DO (mg/L)

Alkalinity (mg/L)

Average 14.77 5.28 1,728 599.41 506.10 7.10 11.08

Table 2. Analysis in the laboratory of acid mine drainage(unit : mg/L)

Component Al As Ca Fe K Mg Mn Na S Si

Average 10.87 0.01 184.11 256.14 0.97 67.45 5.10 3.44 451.8 6.18 있지만, 유지관리 비용 및 약품 비용 등 경제적으로 부담

이 크다(Maree et al., 2004). 반면 passive treatment는 경제적인 부담이 적으나 넓은 부지를 필요로 하여 대용 량 광산배수 처리에는 부담이 크다(Kalin, 2004). 오염부 하가 큰 광산배수처리를 위해서는 부지확보의 어려움과 정화기간의 단축 등으로 화학적, 생물학적 및 물리화학 적방법과 같은 다양한 active treatment 방법의 필요성이 대두되고 있다(정영욱와 강상수, 2004).

본 연구 대상지인 영동탄광의 산성광산배수는 낮은 pH 와 높은 중금속을 함유하고 있었다. 중금속의 평균 농도는 Fe 256.14 mg/L, Al 10.87 mg/L, Mn 5.10 mg/L로 나타 났다. 특히, Fe는 오염농도가 가장 높았으며, 하천오염 및 생태계 파괴의 주된 원인을 제공하고 있는 중금속이다.

본 연구에서 고려된 물리화학적처리는 크게 4가지 단 계로 구성되어 있다. 산화조는 갱내수의 산화반응을 유 도시키고, 중화조는 갱내수와 소석회의 반응을 촉진시키 고, 플럭을 형성시키는 반응조와 갱내수와 슬러지를 분 리하는 침전조로 이루어져 있다(석탄산업합리화사업단, 2003). 따라서, 물리화학 처리방법으로 고농도의 철을 제거하기 위해 폐갱구 근처에 체적 1 m³ 전후의 4개 실 험탱크를 설치하였다.

본 연구는 갱내수의 수질분석 결과와 갱내수가 물리화 학처리 시스템을 통과한 후의 수질분석결과를 토대로 철 의 제거효율을 비교 및 분석을 하였다. 본 실험은 광산배 수의 정화효율을 결정하는 중요한 인자인 pH, 폭기량, 체 류시간, 소석회 투입량, 교반속도 등을 다르게 하면서 Fe 의 제거효율을 측정하였다. 본 연구를 통해서 Fe는 배출 수 허용기준(2 mg/L) 이하로 제거됨을 알 수 있었고, 가 장 경제적이고 효율적인 정화조건을 도출 할 수 있었다.

실험재료 및 실험방법

수질조사 및 실내분석

영동탄광 갱내수 유출량은 2008년 3월부터 2009년 11

월까지 측정한 결과 계절에 따라 큰 편차를 보였다. 특히 우수기인 7～9월 사이에 유출량이 크게 증가하였고, 최 대 유출량은 5,581 m³/day로 측정되었다. 반면 갈수기인 겨울부터 봄까지의 유출량은 약 1,000～2.000 m³/day 범위로써 우수기에 비교하여 상대적으로 적은 유출량으 로 확인되었다. 이로써 갱내수 유출량이 계절에 따라 큰 편차를 보이고 있음을 알 수 있었다. 갱내수 시료는 2009 년 3월부터 12월까지 총 9회에 걸쳐 현장에서 수질조사 시 pH, 전기전도도(EC), 산화환원전위(ORP), 총 용존 고 형물(TDS), 용존산소농도(DO) 등을 측정하였다. 갱내수 수질시료는 일반적으로 이동 및 저장 과정에서 중금속이 PE병 바닥이나 벽 측면에 흡착되지 않도록 시료 45 mL 를 채취하여 membrane filter(0.45 μm pore size, 지름 47 mm)로 여과 후 농질산으로 산처리하여 원소의 함량 을 측정하였다.

양이온을 측정하기 위하여 pH 2 미만으로 떨어트려 금 속의 용해 상태를 유지하였다. WQC-24 분석장비를 이용 해서 pH, 용존산소(DO), 전기전도(EC), 온도 등을 측정 하였다. 산화환원전위(ORP)는 HI-8014, Fe²⁺는 DR-890 등의 분석장비로 현장에서 측정하였다. 실내 수질분석은 한국광해관리공단 기술연구소에 의뢰하여 분석을 하였 다. ICP-OES(vista-pro) 분석기기는 Fe, Zn, As, Mg, Mn 등을 분석하였고, ICP-(Optima 5300DV) 장비는 Al 등 을 분석하였다.

갱내수의 현장 수질조사 및 실내분석 결과를 살펴보면 pH는 4.41～6.07으로 측정되었고, 평균 pH는 5.28 이었 다(Table 1). 용존 Fe 농도는 203～311 mg/L으로 측정 되었고, 평균 농도는 256.14 mg/L 이었다. Al 농도는 0.01～47.35 mg/L로 측정되었고, 평균 농도는 10.87 mg/L 로서 수질에 따라 큰 농도 차이를 보였다. Ca 농도는 170～210 mg/L로 측정되었고, 평균 농도는 184.11 mg/L 이었다. Mg 농도는 56～82 mg/L로 측정되었고, 평균 농 도는 67.45 mg/L 이었다. 기타 Mn, Na 및 Si 등은 10 mg/L 이하의 농도로 검출되었다(Table 2).

Table 3. Fe removal efficiency with variations of air flow rate in oxidation tank

Process Residence time (h)

Air flow rate (L/min･m³)

Water temperature

(℃)

pH DO

(mg/L)

Concentration of Fe (mg/L)

removal efficiency of Fe (%) Acid mine

drainage - - 11.4 6.06 4.70 221.31 -

Oxidation

tank 1.2 0 12.5 6.03 5.10 212.89 2.38

　 　 200 12.7 6.10 5.60 183.74 16.24

　 　 300 12.4 5.97 5.60 200.85 9.32

　 　 400 12.1 6.02 5.60 196.33 5.90

　 　 440 15.1 5.92 5.70 188.38 5.97

　 　 480 12.6 5.94 5.50 200.22 7.94

실험방법

산성광산배수에 용존된 Fe의 제거효율을 연구하기 위 한 실험장치는 산화조(1 m³) → 중화조(0.4 m³) → 반응조 (0.4 m³) → 침전조(1 m³)로 구성하였다. 폭기장치는 산화 조 내 균일한 폭기를 위해 균등한 간격으로 9개의 Disk air diffusor(용량 : 100 L/min)를 설치하였다. 폭기량은 0～600 L/min･m³으로 기계식 유량계로 조정 가능하게 설치하였다.

갱내수는 산화조에 일정한 유량이 유입될 수 있도록 유량 조정조 앞단에 설치된 밸브를 조절하여 유입유량 (0.23 L/sec)을 조정하였다. 교반장치는 중화조(0.4 m³) 와 반응조(0.4 m³)내에서의 균일한 혼화조건을 만들기 위해 설치하였다. 교반속도는 기 설치된 함태탄광의 물 리화학처리 시스템을 참조하여 중화조에서 180 rpm으 로 급속 교반 후 반응조에서 45～90 rpm으로 완속 교반 을 실시하였다(석탄산업합리화사업단, 2003).

침전조(1 m³)의 경우 원통형으로 수면적 부하는 21 m³/m²･day 이다. 중화조 내에서 광산배수의 pH 조정을 위해 pH controller를 이용하였으며, pH 범위를 target pH

± 0.1의 조건에서 자동으로 제어 할 수 있도록 하였다.

실험에 사용된 중화제인 소석회(Ca(OH)2)는 대화 주 식회사의 325 mesh, 순도 98%로서 작은 입자로 용해가 용이할 수 있도록 하였다. 소석회의 용해 탱크 용량은 200 L 물통을 2개 설치하였고, 유입펌프를 통해서 중화 조에 공급하였다. 용해조 내의 소석회 용해농도는 30±3 g/L로, 주입 최대용량은 0.25 L/min였다.

본 연구의 실험방법은 크게 4가지의 실험조건을 달리 하였다. 첫째, 폭기량 변화에 따른 Fe 제거효율을 비교 하였다. 둘째, pH는 7로 고정시키고 폭기량과 체류시간 에 따른 Fe 제거효율을 고찰하였다. 셋째, 각 실험조 내

의 pH를 변화시키면서 Fe 제거효율을 분석하였다. 넷 째, 폭기량은 250 L/min･m³로 고정시키고 pH를 변화 시키면서 Fe 제거효율을 고찰하였다. 이외에 체류시간, 교반속도 및 소석회 투입량에 따른 Fe 제거효율에 미치 는 영향을 알아보았다. 4개의 실험조로 구성된 실험장 치에 각각의 실험조건인 pH 및 폭기량 등을 변화시켜 최적의 처리조건과 중금속인 Fe 제거효율을 비교 및 분 석하였다.

결과 및 고찰

폭기량 변화에 의한 Fe 제거 효율

산화조 내 체류시간은 1.2 h로 고정 시키고, 폭기량을 200～480 L/min･m³으로 조정하였다(Table 3). 산화조 내 DO는 폭기량을 최대로 증가시켜도 5.70 mg/L 이하 로 원수 4.70 mg/L 대비 1.0 mg/L 가량 증가하였다. 용 존 Fe 제거효율은 원수 221.31 mg/L 대비 최대 16.24%

로서 폭기량과는 선형적 관계를 보이지 않았다. 이는 Fe²⁺

산화식

Fe²⁺ + 0.25 O2 + H⁺ → Fe³⁺ + 0.5 H2O

에서 볼 수 있듯이 분자 계산식으로 1 mg/L의 O2로는 6.98 mg/L의 Fe²⁺를 산화시킨다. 갱내수 9～15℃일 때 포화 산소량은 10.2～11.6 mg/L로 최대로 폭기시켜 포 화 산소량을 만족 시킨다고 하여도, 갱내수에 적용 시 최 대 81 mg/L의 Fe²⁺를 산화시킬 수 있어 단순 폭기 공정 으로는 갱내수를 100% 처리하기 어렵다는 것을 알 수 있다.

실험 결과, 가장 DO 증가가 컸던 폭기량 440 L/min･m³

0 100 200 300 400 500 0

10 20 90

100 Oxidation tank, RT=1.2h

Removal efficiency of Fe(%)

Air Flow rate(L/minm³)

air air+pH7

Fig. 1. Comparison of Fe removal efficiencies between only air injection and air injection plus rise of pH 7.

Table 4. When pH in oxidation tank fixes to 7, change of water quality with variations of air flow rate Process Residence time

(h)

Air flow rate

(L/min･m³) pH DO (mg/L)

Concentration of Fe (mg/L)

Removal efficiency of Fe (%)

Oxidation

tank 1.2 100 6.74 3.68 6.09 97.45

　 　 120 6.60 6.11 4.42 98.20

　 　 200 6.82 6.86 3.09 98.70

300 7.67 8.54 8.63 95.76

일 때 용존산소 5.7 mg/L로 포화 산소량을 만족시키지 못하였으며, 본 실험 장치에서 최적의 조건은 폭기량 200 L/min･m³일 때 Fe 제거효율 16.24% 임을 알 수 있었다. 본 연구에서 Fe 농도와 Fe 제거율은 Table 3과 같이 산출하였다. 예를 들어, 폭기량 200 L/min･m³ 일 때 Fe 농도는 3월 25일, 4월 7일에 걸쳐 2회 측정한 데 이터(175.40 mg/L, 192.07 mg/L)의 산술평균 183.74 mg/L으로 구하였다. 마찬가지로, 폭기량 200 L/min･m³ 일 때 Fe 제거효율은 3월 25일, 4월 7일에 걸쳐 2회 측 정한 데이터(27.22%, 5.26%)의 산술평균 16.24%으로 구하였다.

pH 7 + 폭기량 변화에 의한 Fe 제거효율

일반적으로 Fe 산화속도는 pH 7 이상인 경우 양호한 반응을 나타낸다. 따라서, 산화조와 중화조에서는 pH를 7로 고정시키고 폭기량을 변화시키면서 Fe 제거효율을 알아보고자 한다. 먼저 산화조 내의 pH를 7로 고정시키 고 체류시간을 1.2 h로 유지시킨 뒤, 폭기량을 100～300 L/min･m³으로 변화시키면서 Fe 제거효율 측정하였다.

Table 3에서 Fe 제거효율은 산화조 내 폭기량 변화에 의 한 경우 최대 16.24% 이내였다. 한편 pH는 7로 고정시 키고, 동시에 폭기량을 변화시킨 경우 97～99%의 Fe 제 거효율을 보였다. 따라서, 산성 pH 조건에서는 산화공정 만으로는 Fe 산화에 한계가 있음을 알 수 있었다(Fig.

1). Stumm and Morgan(1970)에 의하면 강산성 pH 영 역을 벗어나면 Fe²⁺ 산화에 의한 제거효율은 pH 증가와 산소량과 비례한다는 점에서 위의 두 실험 결과들은 이 해될 수 있다. 또한, 폭기와 함께 pH 7로 세팅시킨 뒤 소석회를 주입하였을 때 측정 당시 산화조 내 pH 값은 다음과 같이 차이를 보였으며(Table 4), 폭기량 증가 시 산화조 내 pH가 증가하였다.

이는 폭기에 의한 소석회 용액의 교반이 원활하게 이 루어진 것이라 판단되며, Fe 제거 효율도 미세하게나마 증가하다가 폭기량 300 L/min･m³일 때는 오히려 감소 하였다. 따라서, 이에 대해서는 추가적인 검토가 필요할 것으로 판단된다.

다음으로는 중화조 내 pH를 7로 고정시키고 폭기량 (100～625 L/min･m³) 및 체류시간 변화(0.48 h, 1.2 h) 에 따른 Fe 제거효율을 비교하였다. 짧은 체류시간에서 Fe 처리의 가능성을 확인하기 위해 체류시간에 따른 Fe 산화효율을 고찰하였다. pH 7로 유지시키면서 폭기량 을 100～625 L/min･m³으로 변화시킨 뒤 체류시간(0.48, 1.2 h)에 따른 용존산소 및 용존철 제거 효율을 비교하 였다(Fig. 2). 폭기량이 증가함에 따라 DO도 증가하는 경향을 보였으나, 용해성 Fe 제거효율은 이에 따라 증가 하는 경향을 보이지 않았다. 또한, 폭기량 증가에 따른 DO의 증가율은 체류시간이 1.2 h 일 때 더 크게 나타 났으며, 반응조에 이르러서야 폭기량 625 L/min･m³ 일 때 1.99 mg/L로 기준치 이내의 Fe 농도를 만족하였다 (Table 5). pH 7에서는 폭기량을 증가시켜도 Fe를 완전 하게 제거하기에는 어려우므로 pH 7에서 폭기량을 증 가시키는 것보다 pH를 높여주는 것이 보다 효과적이라 고 판단된다.

100 200 300 400 500 600 700 0

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

1 2 3 4 5 6 7 8 9

Dissolved oxigen(mg/L)

0.48 h Removal efficiency of dissolved Fe 1.2 h Removal efficiency of dissolved Fe

Removal efficiency of dissolved Fe(%)

Air flow rate(L/minm³) 0.48h Dissolved oxigen 1.2h Dissolved oxigen

Fig. 2. When pH to 7, removal efficiency of dissolved Fe and concentration of dissolved oxigen with variations of air flow rate.

Neutralization Tank Reaction Tank Settling Tank 50

60 70 80 90 100

Removal rate of dissolved Fe(%)

pH7 pH7.5 pH8 pH8.5

Fig. 3. Fe removal efficiency in each tank according to pH (RT of neutralization tank : 0.48 h, Agitation of neutralization tank : 180 rpm, Agitation of reaction tank : 90 rpm).

Table 5. When pH in neutralization tank fixes to 7, change of water quality with variations of air flow rate

Process Residence time (h)

Air flow rate

(L/min･m³) pH DO (mg/L)

Concentration of Fe (mg/L) Removal efficiency of Fe Neutralization tank Reaction tank (%)

Neutralization tank 0.48 175 6.87 1.02 18.13 6.64 92.97

　 　 250 6.32 4.50 28.67 19.74 88.68

　 　 500 6.48 5.12 25.49 4.68 90.98

625 6.38 6.30 25.14 1.99 91.34

Table 6. Concentration of dissolved Fe and total Fe in each tank when pH adjusts(unit : mg/L)

pH Neutralization tank (0.48 h) Reaction tank (0.48 h) Settling tank (1.2 h) Dissolved Fe Total Fe Dissolved Fe Total Fe Dissolved Fe Total Fe

7 93.28 236.39 96.91 261.77 112.5 113.43

7.5 7.83 227.97 10.54 167.12 25.52 27.53

8 7.17 263.23 7.27 262.67 8.63 9.22

8.5 2.07 258.77 1.25 245.13 5.42 5.80

pH 조정에 의한 Fe 제거효율

중화조 내의 Fe 제거효율은 폭기를 시키지 않은 상태 에서 소석회 용액을 주입하여 pH(7～8.5)를 조정시킨 뒤 각조별 체류시간(중화조 : 0.48 h, 반응조 : 0.48 h, 침전 조 : 1.2 h) 조정에 따라 비교하였다(Fig. 3, Table 6). 본 실험결과 pH가 증가할수록 제거효율이 증가하는 것을 알 수 있었다. 또한 중화조, 반응조의 용존 Fe 농도보다 침전조의 Fe 농도가 다소 높은 것을 알 수 있는데 이는 실험 후 수질이 완전히 바뀔 때까지 침전조에서 충분한 체류시간을 두지 않았기 때문으로 판단된다. 용존 Fe 기 준치(2 mg/L)를 만족시키는 조건은 pH 8.5 이상이었으 며, 단순 폭기 공정일 때와 비교하여 Fe 제거 효율이 확

연히 높았다. 또한 소석회 주입시 중화조 및 반응조 내의 용존산소가 급격히 감소하는 현상을 관찰 할 수 있었다.

이는 Fe가 산화하면서 원수 내 용존산소를 소모하기 때 문이다(Manahan, 1979). 이에 약품소요와 효율을 고려 하여 pH를 조정하면서 폭기 공정을 추가해 보았다.

폭기(250 L/min･m³) + pH 변화(RT: 0.48 h)에 의한 Fe 제거효율

중화조 내의 Fe 제거효율은 중화조 내에 폭기량 250 L/min･m³으로 고정한 뒤 소석회 용액을 주입하여 pH를 7, 7.5, 8로 조정하여 비교하였다(Fig. 4). pH 가 증가할수록 Fe 제거효율이 증가하는 것을 볼 수 있었다. 적절한 pH는 용존 Fe 농도를 고려시 기준치(2 mg/L)를 만족하는 조건

7.0 7.5 8.0 8.5 50

60 70 80 90

100 No aeration

Aeration 250 L/minm³ Neutralization tank, RT=0.48h

pH

Removal efficiency of dissolved Fe(%)

Fig. 6. Removal efficiency of Fe according to pH in neutralization tank (RT : 0.48 h).

7.0 7.5 8.0 8.5

50 60 70 80 90 100

Removal efficiency of dissolved Fe(%)

pH

Reaction tank, RT=0.48h No aeration Aeration air 250 L/minm³

Fig. 7. Removal efficiency of Fe according to pH in reaction tank (RT : 0.48 h).

Table 7. Change of water quality according to an adjusted pH in neutralization tank (Air flow rate : 250 L/min･m³, RT : 0.48 h)

Component Adjusted pH pH DO Dissolved Fe (mg/L)

Removal efficiency of Fe (%)

Total Fe (mg/L)

Neutralization tank 7　 6.32 4.50 28.67 88.68 244.35

Reaction tank 　 6.51 2.99 19.74 92.01 161.36

Settling tank 　 6.13 4.79 25.47 89.49 68.03

Neutralization tank 7.5　 7.15 3.00 0.11 99.96 258.49

Reaction tank 　 7.27 2.77 0.09 99.97 304.93

Settling tank 　 7.04 3.46 0.01 100.00 10.14

Neutralization tank 8　 7.75 3.12 0.16 99.94 219.60

Reaction tank 　 7.65 2.86 0.19 99.92 220.11

Settling tank 　 7.43 3.33 0.47 98.96 2.31

Neutralization Tank Reaction Tank Settling Tank 50

60 70 80 90 100

pH 7 + 250 L/minm³ pH 7.5 + 250 L/minm³ pH 8 + 250 L/minm³

Removal rate of Dissolved Fe(%)

Fig. 4. Removal efficiency of dissolved Fe in each tank according to pH and 250 L/min･m³ in air flow rate (RT of neutralization tank : 0.48 h, RT of reaction tank : 0.48 h, RT of settling tank : 1.2 h, Agitation of neutralization tank : 180 rpm, Agitation of reaction tank : 90 rpm).

Neutralization Tank Reaction Tank Settling Tank 50

60 70 80 90 100

Removal rate of dissolved Fe(%)

pH 7 pH 7 + 250 L/minm³ pH 7.5 pH 7.5 + 250 L/minm³ pH 8 pH 8 + 250 L/minm³ pH 8.5

Fig. 5. Removal efficiency of Fe in each tank according to pH and 250 L/min･m³ in air flow rate (RT of neutrali- zation tank : 0.48 h, Agitation of neutralization tank : 180 rpm, Agitation of reaction tank : 90 rpm).

은 pH 7.5 이상이었으나, 탁도를 유발하는 입자성 철까지 고려해볼 때 pH 8이상이 적절하다고 할 수 있다(Table 7).

폭기 공정 없이 pH만 증가시켰을 경우(Table 6, Fig. 3)와

비교해 볼 때, 폭기 공정 추가 시 Fe 제거효율이 증가하는 것을 알 수 있었다(Fig. 5). Table 6 및 Table 7에서 pH가 7인 경우 중화조 및 반응조 내 용존 Fe 제거효율이 폭기 250 L/min･m³ 추가시 약 30% 가량 증가하였다(Fig. 6, Fig. 7). 이것은 Fe²⁺ 산화에 소모된 DO를 공급해 줌으로

neutralization tank reaction tank settling tank 50

60 70 80 90 100

Removal efficiency of dissolved Fe(%)

pH 7(90 rpm) pH 7(45 rpm) pH 8(90 rpm) pH 8(45 rpm)

Fig. 9. Removal efficiency of dissolved Fe in each tank according to agitation speed.

neutralization tank reaction tank settling tank 0

20 40 60 80 100

Removal efficiency of total Fe(%)

pH 7(90 rpm) pH 7(45 rpm) pH 8(90 rpm) pH 8(45 rpm)

Fig. 10. Removal efficiency of total Fe in each tank according to agitation speed.

Control Nuetralization tank Reaction tank Settling tank 0

50 100 150 200 250

Concentration of Fe(mg/L)

Dissolved Fe, RT=28.8min Dissolved Fe, RT=9.6min Total Fe, RT=28.8min Total Fe, RT=9.6min

Fig. 8. Concentration of Fe in each tank according to residence time (Air flow rate : 250 L/min･m³, pH : 8).

써 Fe 제거효율을 증대시킨 것이라 판단된다.

실험결과 pH 7 일 때 중화조, 반응조, 침전조는 평균 29.15%, pH 7.5 일 때 4.65%, pH 8 일 때 2.41%로 Fe 제거 효율이 증가하였다. Fe 산화에서 폭기 공정의 추가는 pH가 8일 때 보다 7일 때 더 큰 영향을 미친다는 것을 알 수 있었 다. 이는 Fe의 산화가 덜 이루어진 상태에서 폭기 공정의 추 가는 DO 공급 뿐 아니라 원수와 소석회와의 교반을 원활히 하여, 소석회 용액의 접촉면을 늘려주어 Fe 산화효율을 높 인 것으로 판단된다. pH 8일 경우 Fe의 산화속도가 매우 빠 르기 때문에 폭기에 의한 제거효율이 상대적으로 적게 나타 났다. pH 조정 시 기준치 이하 용존 Fe 농도(2 mg/L)를 만족시키는 조건은 pH 8.5 이상인 반면, 폭기량 250 L/min･m³ 추가시 pH 7.5 조건에서도 용존 Fe 농도를 만족 시킬 수 있었다. 그러나. 탁도를 유발하는 입자성 Fe를 포함 하는 Total Fe까지 고려할 때 pH 8.0 + 250 L/min･m³ 조건 이 갱내수 처리에 적합함을 알 수 있었다(Table 7).

체류시간에 따른 Fe 제거효율

최적 조건인 중화조내에서 ‘폭기량 250 L/min･m³ + pH 8’으로 유지시키면서 각 조별 체류시간을 중화조(28.8 min)-반응조(28.8 min)-침전조(72 min)에서 중화조(9.6 min)-반응조(9.6 min)-침전조(24 min)로 조절하였다. Fig.

8에서와 같이 용해성 철의 농도는 체류시간의 변화에도 상관없이 중화조 이후에 0.1 mg/L 이하로 떨어지는 것 을 알 수 있었다. Total 철의 농도는 체류시간 0.48 h 침 전조에 이르러서야 2.31 mg/L로 감소하였고, 0.16 h 일 때 121.19 mg/L과 큰 차이를 보였다. 이는 용해성 Fe 제 거에는 9.6 분의 반응시간으로 충분하지만 탁도를 유발 하는 입자성 Fe를 포함하는 Total Fe 까지 고려할 경우 체류시간에 있어 24분으로는 침전하기에 부족하며, 본 실험 결과로는 침전조에서 72분일 때 2.31 mg/L으로 감 소하였지만, 실제 침전조 설계시 Total Fe 까지 고려하 여 충분한 체류시간을 두어야 할 것이다.

교반 속도 영향

중화조의 교반속도는 180 rpm으로 고정시킨 뒤 반응 조의 교반속도를 90 rpm, 45 rpm으로 바꾸어 반응조의 교반속도에 따른 Fe 처리 효율을 비교하였다(Fig. 9, Fig.

10). pH 7에서 rpm을 45로 조정하였을 때는 90 rpm일 때 보다 용해성 Fe 처리 효율이 각조별 30～33% 감소하 는 것을 볼 수 있었다. 반면, pH 8 일 경우는 1% 이내의 차이를 보여 pH 7에서는 산화가 충분히 이뤄지지 않아 교반속도가 빨라질수록 충분한 교반이 이뤄져 산화효율 이 증가하였으며, pH 8에서는 이미 Fe의 산화가 충분히 일어나 교반속도에 의한 영향이 적게 미친다는 것을 알 수 있었다. 반면 탁도를 유발하는 입자성 Fe를 고려하여 Total Fe의 처리 효율을 비교해 볼 때, 앞선 결과와 다른 경향을 보였다. 교반 속도를 45 rpm으로 감소시킬 경우 침전조에서의 Total Fe 처리효율은 pH 7 일 경우 43%, pH 8일 경우 1.2%가 증가하는 것을 알 수 있었다. 이것 으로 Floc 형성을 위해서는 급속 보다는 완속 교반이 효 율적이며, Fe의 산화가 덜 이루어진 상태에서는 교반 속 도가 Floc 형성에 중요한 요소로 작용한다는 것을 알 수 있었다.

Table 8. An input of calcium hydroxide according to air flow rate and agitation speed

pH and air flow rate agitation speed (rpm)

Time (min)

Decrease of calcium hydroxide

(g/min)

An input of calcium hydroxide/Acid mine drainage (g/L)

pH 7 + 250 L/min･m³ 90 165 5.150 0.37

pH 7 + 250 L/min･m³ 45 155 4.797 0.35

pH 8 + 250 L/min･m³ 90 155 8.223 0.59

pH 8 + 250 L/min･m³ 45 160 8.630 0.62

pH 8 90 165 12.875 0.93

소석회 투입량 측정

소석회 투입량은 Table 8과 같이 폭기 공정 없이 pH 를 8까지 증가시킬 경우 0.93 g/L로 나타났다. 반면에 pH 8에서 폭기 공정을 추가한 경우 0.59～0.62 g/L의 투 입량을 보였고, 소석회 투입량은 폭기 공정이 없는 경우 보다 35% 감소하였다. 또한 교반 속도에 의한 소석회 투 입량은 경향성을 보이지 않았으며, 폭기 공정 추가 시 소 석회 투입량이 감소하는 것을 알 수 있었다.

결 론

영동탄광 산성광산배수의 Fe 제거를 위한 물리화학처 리 조건은 pH 8, 중화조 교반속도 180 rpm, 중화조 폭기 량 250 L/min･m³, 반응조 교반속도 45 rpm 일 때 가장 경제적이고 제거 효율이 우수한 것으로 나타났다. 본 연 구를 통해서 실험 조건별로는 다음과 같은 결론을 얻었다.

1. 단일 폭기 공정으로는 최대 480 L/min･m³ 일 때 Fe 제거효율이 16.24%였다. 이는 본 연구지역 산성광산배 수 처리에 있어 폭기 공정만으로는 Fe 제거에 한계가 있 음을 알 수 있다.

2. pH를 7로 고정시킨 뒤 폭기 공정을 100～300 L/min･m³로 추가 할 경우(RT : 1.2 h) Fe 제거효율은 98.7% 까지 증가하였다. 그러나 Fe가 기준치(2 mg/L) 이상 잔류하여 pH 7서는 폭기량을 증가시키는 것보다 pH를 높여주는 것이 효과적일 것이라고 판단된다.

3. 소석회 용액을 투입하여 pH를 7～8.5로 조정 시 반 응조에서 기준치 이내 용존 Fe(2 mg/L 이하) 농도를 만 족하는 조건은 pH 8.5였다.

4. 폭기량을 250 L/min･m³로 고정한 뒤 pH를 증가 시 켰을 경우, 용존 Fe는 pH 7.5 일 때 기준치를 만족시켰 다. 다만, 탁도를 유발하는 입자성 Fe를 포함하는 Total Fe의 농도까지 고려할 경우 pH 8 이상이 적절하다고 할 수 있다.

5. 용존 Fe는 중화조-반응조의 체류시간을 9.6 분으로 하여도 중화조 이후에 0.1 mg/L 이하로 감소하는 것을 알 수 있었다. 그러나, Total Fe는 24 분으로는 침전하기 에 부족하였다. 본 실험결과 72분 이상 침전 시킬 경우 2.31 mg/L의 값을 보였다. 따라서, 실제 침전조 설계 시 에는 입자성 Fe까지 고려하여 충분한 체류시간을 두어 야 할 것이다.

6. 반응조의 교반속도를 90 rpm, 45 rpm으로 조정 시, pH 8에서는 1～2% Fe 처리효율 차이를 보였다. 반면, pH 7에서는 용해성 Fe 제거효율 33%가 감소하였고, Total Fe 제거효율은 43%가 증가하였다. 이것으로 Floc 형성 을 위해서는 급속 보다는 완속 교반이 효율적이다. 이는 Fe의 산화가 덜 이루어진 상태에서는 교반 속도가 Floc 형성에 중요한 요소로 작용한다는 것을 알 수 있었다.

7. 폭기 공정의 추가는 DO 공급에 의한 Fe 산화효율 을 높일 뿐 아니라 교반을 원활하게 하여, 소석회 투입량 을 감소시킨다는 것을 알 수 있었다.

사 사

본 연구는 환경부 토양지하수오염방지기술개발사업인 GAIA(Geo-Advanced Innovative Action) 토양연구단 사 업의 지원으로 수행되었습니다.

참고문헌

김주용, 1999, “산성 광산배수에 의해 영향을 받는 강릉 탄전 임곡천에서 형성되는 Fe 침전물의 화학적 형태,”

한국자원공학회지, Vol. 36, pp. 150-158.

석탄산업합리화사업단, 2003, “태백 함태탄광 물리,화학적 정화시설 설치공사 기본 및 실시설계보고서,” pp. 40-64.

오선혜, 이상훈, 김선준, 2009, “불균질 산화를 이용한 연화 광산 통기갱 갱내수의 처리방안 연구,” 한국지구시스템 공학회지, 제 46권, 제 5호, pp. 602-603.

안 종 만

1993년 강원대학교 자원공학과 공학사 2001년 한양대학교 산업대학원 자원공

학과 공학석사

현재 한국광해관리공단 비서관 (E-mail; [email protected])

박 인 성

1991년 충남대학교 지질학과 이학사 2007년 광운대학교 환경대학원 환경공

학과 공학석사

현재 광운대학교 대학원 환경공학과 박사과정 (E-mail; [email protected])

최 상 일

1979년 서울대학교 공과대학 토목공학 과 공학사

1983년 서울대학교 대학원 토목공학과 공학석사

1989년 미국 콜로라도 주립대학교 대학 원 토목환경공학과 공학박사

현재 광운대학교 환경공학과 교수 (E-mail; [email protected])

이 현 주

2006년 충북대학교 화학공학과 공학사 2008년 충북대학교 화학공학과 공학석

사

현재 한국광해관리공단 기술연구소 연구원 (E-mail; [email protected])

김 기 호

1986년 서울산업대학교 화학공학과 공 학사

2004년 아주대학교 경영대학원 경영학 과 경영학석사

현재 광운대학교 대학원 환경공학과 박사과정 (E-mail; [email protected])

이동길, 임길재, 정영욱, 심연식, 박현성, 지원현, 2008, “모 형 수조내 광산배수의 산화작용에 의한 2가철 함량변화,”

한국지구시스템공학회지, 제 45권, 제 5호, pp. 546-547.

정영욱, 강상수, 2004, “슬러지 반복 중화-침전법에 의한 광산배수 슬러지 및 수질특성 변화,” 한국지구시스템공 학회지, 제 41권, 제 5호, p. 390.

지원현, 박현성, 이현주, 심연식, 2009, “광산배수 자연정화 법의 엔지니어링 이슈,” 광해방지기술, Vol. 3, No. 2, pp.

220-227.

Kalin, M., 2004, “Passive mine water treatment : the correct approach,” Ecological Engineering, Vol. 22, pp. 299-304.

Manahan, S.E., 1979, “Environmental chemistry, Willard Grant Press,” p. 162.

Maree, J. P., Hagger, M. J., Strobos, G., Hlabela, P., Cronje, H., Niekerk, A., Wurster, A., Nengovhela, R. and Waanders, F. B., 2004, “Design criteria for limestone neutralization at a nickel mine,” Mine water and the environment, Vol.

23, pp. 152-156.

Skousen, J., Rose, A., Geidel, G., Foreman, J., Evans, R.

and Hellier, W., 1998, Handbook of technologies for avoidance and remediation of acid mine drainage, The National Mine Land reclamation Center, West Virginia Univ., Morgantown, WV, USA, p. 132.

Stumm, W. and Morgan, J.J., 1970, “Aquatic chemisty, Wiley-interscience,” p. 538.