생활폐기물 소각 바닥재의 처리 기술
安芝煥1)*
Treatment Technologies of Municipal Solid Waste Incineration (MSWI)-bottom ash
Ji-Whan Ahn*
Abstract : The ratio of landfill, incineration, and recycling was 72.3%, 4.0%, and 23.7% respectively in 1995 in terms of the disposal of municipal solid waste in Korea. However, the landfill ratio has been decreased constantly, and that of incineration and recycling has been increasing. As the incineration ratio goes up, the residue after incineration is likely to rise. As a result, in 2001 the amount of incineration ash reached to 400 thousand tons in which bottom ash and fly ash were estimated to amount to 350 thousand tons and 50 thousand tons, respectively.
The bottom ash which is composed of iron, glass, ceramic, and others, has high recycling possibility through proper treatment such as separation and stabilization, but landfill is usually used in Korea. But, in the European countries such as German, Denmark and Netherlands, 60-90% of bottom ash is recycled as light aggregate for road construction, or asphalt and concrete. The purpose of this report is to suggest the used and studied technology about treatment for smooth recycling of bottom ash generated from municipal solid waste incineration process.
Key words :Bottom ash, Recycling, Separation, Washing, Carbonation
요 약 : 생활폐기물의 처리 현황은95년에는 매립이72.3%,소각이4.0%,재활용이23.7%였으나 매립비율은, 꾸준히 감소하였고 소각 및 재활용의 비율이 지속적으로 증가하고 있다 그러나 소각비율이 점차 증가함에 따라. 소각 후 잔재물인 소각재의 발생량이 증가하고 있는 추세이다 국내의 생활폐기물 소각 처리 시설로부터 발생되는. 소각재는2004년 기준으로 약40만톤으로 이 중 바닥재가35만여톤이며 비산재가 만여톤 발생되고 있다 바닥재, 5 . 는 주로 철 유리 도자기 등으로 구성되어 있어 적절한 처리를 함으로써 재활용의 가능성이 높음에도 불구하고, , 국내에서는 주로 매립 처리되고 있다 하지만 독일 덴마크 네덜란드 등 유럽에서는 바닥재의. , , 60∼90%를 도로건 설 등에 골재로 재이용하고 있다 본 원고에서는 생활폐기물의 소각과정에서 발생되는 바닥재의 원활한 재활용을. 위하여 생활폐기물 소각 바닥재의 재활용 시 문제점과 이를 해결하기 위한 바닥재의 처리 기술에 대해 언급하였다.
주요어 : 바닥재 재활용 선별 세정 탄산화, , , , Vol. 43, No. 3 (2006) pp. 258-267
서 론
생활폐기물을 소각하면서 발생되는 차 오염물질은2 크게 공기오염물질과 수질오염물질 그리고 고상폐기물, 인 소각재로 구분될 수 있다 근래에 들어 집진 시설 등. 공기오염물질 제거 시스템의 기술 수준이 높아짐에 따라
소각에 따른 공기 오염 배출량을 크게 감소시킬 수 있으 며 특히 감용화 열회수 등의 부가적인 이점으로 인해, , 생활폐기물의 처분 전략으로서 소각 방식이 부각되고 있다 그러나 생활폐기물을 소각하는 것은 필연적으로. 잔재물인 소각재를 배출하게 되며 그 발생량이 소각 대, 상 폐기물의 중량비로 약20%정도로 소각 방식이 재활 용이 어려운 폐기물의 감용화에 있어 가장 유력한 처분 방식임에도 불구하고 그 처리시설의 확충에 많은 장애 를 일으키고 있다 유럽의 경우 생활폐기물 소각장에서. , 발생되는 소각재가 년 간 백만 톤이 발생하고 있으며9 , 이를 재활용하기 위한 다양한 연구가 진행되고 있다.
국내의 생활폐기물 소각 처리 시설로부터 발생되는 소 각재는 2004년 기준으로 약 40만톤으로 이 중 바닥
년 월 일 접수 년 월 일 채택
2005 4 22 , 2006 6 15
한국지질자원연구원 자원활용소재연구부
1) ,
*Corresponding Author 안지환( ) E mail; [email protected]
Address; Minerals & Materials Processing Division, Korea Institute of Geoscience & Mineral Resources (KIGAM)
기술보고
전체 바닥재 발생량의3-4%만이 벽돌 등의 제조에 사용 되고 있다 하지만 이러한 수치는 통계자료에 의한 것이. 고 실제로는 이에 미치지 못할 것이다 생활폐기물 소각. 바닥재를 재활용 시 환경적 유해성과 생활폐기물 소각 바닥재를 건축 토건 재료로 사용할 경우 바닥재의 화학, 적으로 불안정한 성질 때문에 구조물의 뒤틀림 단차 국, , 부파괴와 같은 내구성의 열화의 원인이 되기도 한다.
본 원고에서는 생활폐기물 소각장에서 발생된 소각 바 닥재를 주 대상으로 토건재료로의 재활용 시 문제점과 이를 해결하기 위한 소각 바닥재의 전처리 기술에 대해 기술하였다.
생활폐기물 소각 바닥재의 재활용 시 문제점
외국 사례를 보면 생활폐기물 소각 바닥재를 도로용 대체 골재로 사용하는데 있어 엄격한 품질 제한을 두고 있는데 크게 토건재료로서의 골재 품질에 대한 측면과 환경적 측면으로 나누어 규정하고 있다 토건 골재로의. 품질적 측면에서는 생활폐기물 소각 바닥재의 화학적 안 정성 입도분포 및 바닥재의 성상에 관한 내용을 제안하, 고 있으며 환경적 측면으로는 유해물질의 함량 및 용출, 량에 따라 소각 바닥재의 안정성을 규제하고 있다 우선. 소각바닥재를 대체 골재로 사용하는데 있어 문제시되는 화학적 물리적 안정성에 대해 논한다.
생활폐기물 소각 바닥재의 팽창성
앞에서도 언급했듯이 생활폐기물 소각 바닥재를 도로 공사용으로 사용 할 경우 바닥재의 팽창에 따른 구조물 의 내구성 약화를 들 수가 있다 소각 바닥재는 약. 5∼
의 철 비철 금속을 함유하고 있다 이러한 철 비철
11% / . /
금속은 자력선별에 의해 분리된다 하지만 유럽이나 기. 타 나라들을 제외한 대부분의 나라들에서는 선별의 기술 력은 매우 낮으며 특히 국내의 경우 자력 선별기가 없는, 소각장이 대부분이다 때문에 바닥재에 함유되어 있는.
루미늄은 물과 반응하여 비정질 수산화알루미늄을 형성 하게 되는데 이 반응에 의해 다량의 수분이 흡수되어 체, 적 팽창 즉Swelling 현상이 일어난다.
4Al + 16OH- → 4AlO2-
+ 8OH- + 12e- 12H2O + 12e- →6H2 + 12OH-
4Al + 4OH- + 4H2O →6H2 + 4AlO2 -
AlO2-
+ 2H2O →Al(OH)3 + OH-
은 산화알루미늄으로부터 생성된 비정질의 수산화 Fig. 1
알루미늄을 나타내고 있다.
또한 일부 소량이지만 산화알루미늄이 석고와 수산화 칼슘과 반응하여 침상형의ettringite를 형성하기도 하는 데 이때 생성된ettringite에 의해 부피 팽창이 일어나 구 조물의 뒤틀림이나 국부 파괴와 같은 원인이 되기도 한 다. Fig. 2는ettringite의 생성 반응식을 나타내고 있다. Al2O3 + 3CaSO4 + 3Ca(OH)2+28H2O →
Ca6[Al(OH)6]2(CrO4)3․26H2O
Fig. 1. Al(OH)3 product of oxidation of aluminium metal(data taken from G. Pecqueur et al., 2001).
이밖에 생활폐기물 소각 바닥재에 존재하는 미 반응 산화칼슘과 산화마그네슘도 물이나 공기 중의 수분과 반 응하여 수산화물을 생성하게 되는데 이때 부피 팽창의, 원인이 된다 또한 철성분이 바닥재에 잔류할 경우 산화. , 과정에 따른 부식에 의해 부피 팽창의 원인으로 작용하 기도 한다.
CaO + H2O→Ca(OH)2
MgO + H2O →Mg(OH)2
의 산화 반응
Fe :
4Fe + 3O2 →2Fe2O3 + heat ( 부피팽창 ) 따라서 토건재료로의 사용 시 대기 중에 노출되어 산 소나 수분과 반응하여 구조물의 균열을 일으키는 팽창의 원인이 되므로 철저히 그 함량이 규제되어야 한다.
또한 생활폐기물 소각 바닥재에 철 비철 금속이 함유/ 되어 있으면 소각바닥재 처리 공정을 위한 분쇄 공정에 서 분쇄 장비나 스크린 혼합기 등의 장비 파손과 같은, 원인을 일으키기도 한다.
생활폐기물 소각 바닥재의 알칼리 성분
소각장에서 생활폐기물 소각 바닥재가 발생 시pH는 로 높은 알칼리 분위기를 보이고 있다 이는 소각
11-12 .
바닥재에 많은 양의Ca 산화물과Na, K등의 알칼리 금
속 성분이 다량 함유되어 있기 때문이다(Table 1). 특히 소각 바닥재의Na와K의 알칼리 금속 성분은 콘크리트 알칼리 골재 반응의 주요 원인으로 작용한다 알칼리 골. 재 반응이란 골재 중에 포함되어 있는 실리카와 알칼리 금속 성분이 반응하여 알칼리실리카 겔을 생성하고 이 반응에 의해 콘크리트 팽창을 일으켜 균열 휨 박리 변, , , 색 등을 일으키게 되기 때문에 소각 바닥재의 알칼리 성 분의 함량에 대해 규제가 있어야 하며 알칼리 성분의 용, 출 거동에 관한 연구가 진행되어야 한다.
따라서 생활폐기물 소각 바닥재를 토건 재료로 사용하 기 위해서는pH를 낮추어 위의 알칼리 반응성을 낮추는 처리가 필수적으로 요구된다.
생활폐기물 소각 바닥재의 중금속 함유에 따른 용출 생활폐기물 소각 바닥재에는 중금속이 함유되어 있어 일반적으로 매립할 경우와 골재 등으로서 재활용 시 심 각한 문제점을 가져올 수 있다 중금속의 경우 각 바닥재. 의 특성에 따라 다르지만 비교적 높은 양의 중금속이 용 출되고 있다 특히 생활폐기물 소각 바닥재가 높은 알칼. 리성을 보이고 있기 때문에 이에 따른 중금속이 쉽게 용 출되는 경향을 보이고 있다. Meima(1999)에 따르면 생 활폐기물 소각 후 냉각 과정에서 물을 사용할 경우 중금, 속이 수산화물을 형성하게 되는데 이때의 수산화물은, 용액의pH값에 따라 용해도가 크게 변화하게 된다 따라. Fig. 2. Morphology of ettringite.
Table 1. Chemical composition of bottom ash
SiO2 Al2O3 Fe3O4 CaO MgO K2O Na2O TiO2 MnO P2O5 Igloss
w/w(%) 32.13 4.84 7.81 24.15 1.44 1.24 3.36 1.05 0.15 3.75 9.04
(data taken from Environmental Management Corporation)
Fig. 3. The solubility of heavy metal in bottom ash leachates as a function of pH.
소각 바닥재의 처리 사례를 보면 야적을 통해 공기 중의, CO2와 바닥재를 반응시켜 중금속의 안정화를 도모한다.
이에 대한 자세한 처리 내용은 장의 생활폐기물 소각3 바닥재의 처리 기술에서 언급 하겠다.
Cd2+ + H2O→Cd(OH)2+ CO2 →CdCO3 (Ksp=2.6×10-1) Zn2+ + H2O →Zn(OH)2 + CO2 →ZnCO3 (Ksp=2.4×10-1) Pb2+ + H2O→Pb(OH)2 + CO2 →PbCO3 (Ksp=3.8×10-2) Cu2+ + H2O→Cu(OH)2 + CO2 →CuCO3 (Ksp=7.5×10-1)
생활폐기물 소각 바닥재 중의 다이옥신 함유량 에 따르면 다이옥신류의 주요 발생원 Domingo(2000)
은 연소에 의한 발생원과 비연소 발생원으로 나눌 수 있 으며 대부분이 연소 공정에서 발생된다 병원쓰레기 소, . 각로 목재 소각로, , ferrous slag 소각로 생활쓰레기 소, 각로 등 다양한 연소 시설 중 생활쓰레기 소각 시설이 주요 배출원으로 전체의 80%가 발생하는 것으로 알려 져 있다.
소각 과정에서 생성된 다이옥신류는 집진기에 의한 비 산재 바닥재 등에 함유되고 배출 가스로 배출된다 국내, . 에서는 폐기물 소각시설에 대해1997년 규제 기준을 마
량이 크게 감소하고 있는 추세이기 때문에 대부분의 국 가에서 소각재 중 바닥재의 다이옥신류 함유량에 대해서 는 크게 고려하고 있지 않고 있으며 주로 비산재의 다이, 옥신 함유량에 관심이 집중되고 있다.
국내의 생활폐기물 소각 바닥재의 다이옥신류 농도에 대한 연구결과는 미비하나 국립환경연구원의 보고서, 1) 에 따르면 국내 개 대형 소각로로부터 발생된 바닥재9 중의 다이옥신류의 농도는4-9ng-TEQ/g이었으며 국내, 의D소각장과I 소각장으로부터 발생된 바닥재의 다이 옥신류 함유량을 분석 결과에 따르면 두 바닥재의 다이, 옥신류의 독성등가환산농도는 각각 11.43pg-TEQ/g, 이었다 치환이성체의 독성등가환 2.42pg-TEQ/g . 2,3,7,8-
산계수를 계산하여 농도를 독성등가환산농도로 계산했 을 경우 퓨란류가 전체의, 65.1%, 다이옥신류가34.9%로 나타나 약1.5 : 1의 비율로 특히 오염화퓨란, , (PeCDF)의 환산농도비가 3.79%, 육염화퓨란(HxCDF)의 환산농도 비가35.23%,칠염화퓨란(HpCDF)의 환산농도비가7.8%
로 세 동족체의 독성등가 환산농도비가 전체의 약 46%
를 차지하고 있는 것으로 나타났다. D 바닥재의 경우,
퓨란류가 전체의 다이옥신류가
2,3,7,8- 70.2%, 2,3,7,8-
Table 2. Content of dioxin and furan in bottom ash(unit : pg/g)
Nation Equipment Total Dioxins
(PCDD)
Total Furans
(PCDF) 1/TEQ
Canada
GVRD PEI LVH SWARU
QUC
ND ND ND 400 ND
ND ND ND
<200 ND
- - - - -
Germany
A B C
36-39 41-48 25-29
96-1,020 91-94 54-68
1.8 2.0 0.8
U.S.A. Mid-Corn 400-310 100-500 -
(data taken from National Institute of Environmental Research)
로 나타났으며 바닥재와 비슷한 패턴을 보여주 28.8% , I
었다 이러한 값은. Table 2에 나타난 미국 캐나다 독일, , 의 바닥재내 다이옥신 함유량과 비교해 볼 때 높은 수치, 를 나타내고 있다.
폐기물 재활용과 관련하여 다이옥신류의 규제치를 언 급하기는 곤란하나 국내의 다이옥신류 함유량의 규제치, 를 배출 가스에 한정하는 것과는 달리 국외에서는 토양 등에 대해서도guideline 등을 설정하여 위험평가 복원, 등의 기준을 삼고 있는데 이를 근거로 국내 바닥재의 다, 이옥신류 함유량을 비교해 볼 때 농경지 등에서의 사용, 을 제외하고는 문제가 없을 것으로 판단된다.
하지만 이러한 문제점에도 불구하고 대부분의 경우 고 형화 공법으로써 시멘트 첨가에 의한 안정성만을 추구하 고 있어 잠재적 문제점을 간과하고 있다 따라서 원천적. 인 문제점 해결로써의 바람직한 기술이라고 생각되진 않 는다 따라서 이러한 기술에 대한 언급은 다음에 나오는. 생활폐기물 소각 바닥재의 처리 기술에서 언급하겠다.
생활폐기물 소각 바닥재의 처리 기술
생활폐기물 소각 바닥재의 소각재의 처리방법은 크게 물리적 선별 세정에 의한 처리 탄산화 처리 공정을 통, , 한 안정화로 분류할 수 있다.
물리적 선별방법을 통해 생활폐기물의 소각장에서 발 생된 바닥재로부터 금속성분을 회수하게 된다 선별 처. 리된 바닥재는 도로 건설 등의 재생골재로 재활용하기 위한 안정화 처리 공정으로 이동하게 된다.
세정 방법은 환경친화적 저장 매립 및 재활용을 개선, 하기 위하여 수용성 염과 중금속을 씻어 내는 방법으로, 특히 우리나라의 경우 매우 높은 비율의 염분들이 바닥 재에 포함되 있기 때문에 염분의 효과적인 분리를 위해 세정을 통해 이를 처리해 나간다.
탄산화 처리 공정을 통한 안정화는 많은 양의 중금속 이 함유되어 있기 때문에 물에 의해 쉽게 용해가 되어 심각한 오염을 줄 수 있기 때문에 바닥재에 인위적으로 CO2 gas를 주입함으로써 바닥재를 안정화 시킨다.
그 밖에 열처리 공법 고형화공법 용융공법 등이 있으, , 며 열적 처리를 통한 바닥재의 소결화나 유리질화는 용, 출 거동에 대한 안정성으로 매우 향상된 상품으로 이끌 수 있지만 그러한 기술들은 에너지가 높고 고 비용이기 때문에 일반적으로 이러한 기술을 사용하는 것은 추천되 지 않는다 또한 고형화 공법의 경우 대부분 시멘트 첨가. 에 의한 고용화 안정성만을 추구하고 있어 용출에 의한 환경적인 문제나 건축의 골재 재료에 있어서의 안정성문 제 등을 확보하지 못하고 있기 때문에 이에 대한 연구가
요구된다.
물리적 선별 처리
바닥재에 포함되어 있는 재활용 가치가 있는 성분들의 대부분은 철 비철 금속이고/ Fig. 4에서와 같이 약 4∼
의 함유율을 보이고 있다 따라서 자력 비철 선별에
12% . /
의한 물리적 선별은 매우 중요하다 특히 앞에서 언급한. 데로 재활용시 철 비철 금속의 팽창성에 의해 문제점을/ 일으킬 수 있으며 바닥재의 처리 과정에서 사용되는 등의 장비 사용 시 crusher, mixers, conveyors, screens
철 비철 편에 따른 파손을 일으킬 수 있기 때문에 물리/ 적 선별은 매우 필요하며 보다 효율적인 선별 공정이 절 실히 필요하겠다.
하지만 국내의 경우 철 비철 금속의 회수는 낮은 기술/ 력으로 진행되고 있으며 대부분의 소각장이 물리적 선별 을 하고 있지 않다 국내 물리적 선별의 기술을 살펴보면. 자동화가 아닌 수작업을 통해 이루어지고 있거나 중간 처리업체로 옮겨져서 처리되기 때문에 운송비등의 경제 적 비효율성을 띈다 하지만 유럽의 경우 철 비철 선별이. / 활발히 진행되고 있으며 네덜란드의 경우 자력선별에, 의한 철 금속 회수 뿐만 아니라eddy current 선별장치에 의해 비철을 분리하고 부력선별을 통하여 알루미늄과 구 리의 차 선별까지 진행하고 있다 순도가2 . 75%인 비철 금속은 제련처리를 통해 순도98%까지 얻는다고 한다. 는 네덜란드 암스테르담 의 처리 공정을 나타
Fig. 5 pilot
내고 있다.
세정에 의한 바닥재 처리
바닥재는 주로 건축재료나 금속재료의 회수를 통해 재 활용된다 생활폐기물을 소각한 후 발생된 바닥재는 먼.
Fig. 4. Composition of MSWI bottom ash(data taken from Kist Europe).
저 수세하는 것이 일반적이며 이 간단한 공정을 통해 바 닥재에 함유된 수용성 물질이 분리된다 바닥재에 따라. 차이가 있지만 수냉조에서 대개, 60℃의 물로 약15분간 수세하며 수세 과정에서 함수율은 20~30wt.%가 되고, 바닥재 벙커에서 자연탈수를 거치면서 함수율은 로 낮아진다 개월의 중간저장고에서 보 15~25wt.% . 2~3
관하기 전에 수산화알루미늄과 같은 금속의 수산화물의 생성을 막기 위하여 약3~4주의 기간동안 계속해서 탈 수해야 한다 이때 발생한 침출수는 배출가스의 습식처. 리수와 함께 폐수처리장으로 운반된다.
바닥재 전처리 시설은 주 소각시설을 규모와 특성을 잘 고려해야 하는데 바닥재 전처리 시설의 중단으로 인, 한 소각로의 조업중단을 막기 위해 소각로로부터 바닥재 를 직접 운반할 수 있는 위치에 충분한 용량의 비상용 벙커가 필요하다.
소각재의pH는 물과 접촉시9.5~12정도이며 이러한, 환경에서는 대부분의 중금속 및 미량금속은 불용성이 되 어 용출되지 않으나 다른 수용성 염은 상당히 용해되어, 제거할 수 있다 따라서 최근에는 중금속과 수용성염을. 동시에 수세하여 제거하기 위한 연구들이 많이 수행되고 있다.
소각재의 수세공정은 물리적 공정 혹은 소각 바닥재의 숙성 공정을 조합하여 적용되는데 다음과 같은 두가지, 기술로 구분된다.
Integrated slag washing process
대부분 소각시설에서 바닥재의 수세공정은 온도가 높
은 바닥재를 물이 채워진 수조에 침적시키는 것이다 이. 때 물은 증발되거나 탱크 아래로 배출된다 수냉 과정에, . 서 수용성염은 용해되고 주입된 물과 수세중인 바닥재, 가 상평형에 도달하게 되면 물을 교환하게 된다.
독일의 한 소각장의 경우 소각재 톤당 약, 1 350ℓ의 물이 소요되고(L/S ratio, 1:1), 이 때 바닥재로부터 염소 가50% 제거된다고 한다.
의 장점은 설치비와 Integrated slag washing process
운전비가 저렴하고 바닥재를 수냉할 때 발생된 세정수, 를 다시 배출가스 습식처리장치의 세정수로 사용할 수 있다는 것이다.
은 의 예를 보여
Fig. 6 Integrated slag washing process
주고 있다 수세과정은 먼저 바닥재를 수냉조로 운반한. 다음 역세하여 바닥재를 세척하게 된다 발생된 세정수, . 는 여과한 후 배출가스 처리 장치로 운반하고 세정수에 함유된 수용성 염은 배출가스 처리장치의 잔류물과 함께 처리된다.
2차 수세 공정
차 수세 공정은 일반적인 생활폐기물의 소각공정 뒤 2
에 오는 부가적 시설로 추가로 설치해야 하기 때문에 비 용이 많이 소요된다 소각 후 발생된 바닥재를 직접 혹은. 일정기간 동안 숙성한 후에 차 수세 공정에서 처리한2 다 이것은 먼저 염소성분이 세척되고 칼슘과 같은 중요. , 한 성분들이 CaCO3와 같은 상태의 불용성 염으로 안정 화시킴을 의미한다.
Fig. 5. Flow sheet of the Amsterdam pilot(data taken from P. C. Rem et al.).
탄산화 처리 방법을 통한 안정화
weathering 공법에 따른 안정화 처리 방법
앞에서 언급한 것과 같이 바닥재는 매립 시 환경적인 문제점과 대체 골재 등으로의 재활용 시 문제점을 일으, 킬 수 있기 때문에 선진국에서는weathering 공법에 의 해 바닥재의 숙성을 통한 안정화 처리를 실시하고 있다.
처리란 자연 상태에서 대기 중의
weathering H2O, CO2, O2등과의 반응을 통해 바닥재를 안정화 시키는 것을 말 한다. weathering처리는 보통3-6개월 정도가 소요된다. 에서는 팽창 반응을 일으키는 화합물들의 Table 3
을 통한 화학적 변화를 나타내고 있다
weathering . CaSO4
는 대기 중의 H2O와 수화반응을 일으켜 이수석고를 생 성하게 되고Al과Fe는 대기 중의H2O, O2와의 산화반 응을 통해 산화물을 생성한다 또한. Ca(OH)2는 대기 중 의 CO2와carbonation 반응을 일으켜CaCO3를 생성한 다 이러한. weathering 처리를 통해 바닥재에 존재하는 팽창성 물질들을 대기 중에서 반응시킴으로써 부피를 안 정화시키기 때문에 재활용 시 부피 팽창의 원인을 해결 할 수 있다.
바닥재는 Ca(OH)2를 포함하고 있어 알칼리성 성분으, 로 존재하기 때문에 앞에서 언급한데로 알칼리 상태는 중금속의 용출과 금속의 팽창을 일으키는 조건을 제공하 게 된다 따라서. Table 3에서와 같이 대기 중의CO2와의 반응에 의해 소각 바닥재의 를 낮춤으로
carbonation pH
써(Fig. 7) 이러한 문제점을 해결할 수 있다.
는 에 따른 각 이온들의 용출 특성을 Fig. 8 weathering
Fig. 6. Integrated slag washing process(data taken from Kist Europe).
Table 3. Chemical reactions of the MSWI-bottom ash during stabilization(data taken from Kist Europe)
Process example
Hydrostatic CaSO4 + 0.5H2O = CaSO4 0.5H2O CaSO4 + 2H2O = CaSO4 2H2O
Oxidation
2Al + 6H2O = 2Al(OH)3 + 3H2
4Fe + 3O2 + 6H2O = 4Fe(OH)3
Fe3O4 = gamma-Fe2O3 = alpha-Fe2O3
FeS2 + 4 O2 = FeSO4 + SO4
Carbonation Ca(OH)2 + CO2 = CaCO3 + H2O (data taken from Kist Europe)
Fig. 7. Leached pH from natural weatherd MSWI bottom ash with time as a function of particle size(data taken from J. M. Chimenos et al.).
질의 산화반응은 철 비철 선별을 통하여 단기간 제어할/ 수 있으며 이수석고의 생성 역시 수세공정에 의해 단기 간에 제어할 수 있다 하지만. pH의 안정화는 단기간에 제어하기란 매우 힘들다 따라서 이러한 효과를 얻기 위. 해 인위적으로 CO2를 주입시킴으로써 탄산화 처리 방( 법) pH의 안정화를 단기간에 제어할 수 있다 또한 중금. 속 수산화물을 인위적으로 탄산염 형태로 전이시켜 중금 속을 안정화 시킨다.
이러한 CO2주입에 의한 탄산화 처리 방법은 국외의 경우 많은 연구가 진행되고 있으며 유럽의 경우 생활폐 기물 소각 바닥재의plant에 적용하기 위한 노력을 하고 있다 따라서. weathering공법 또한 확립되어 있지 못하는 국내의 경우는 탄산화 처리 방법뿐만 아니라 weathering 공법의 연구 또한 시급하며 바닥재 처리의 실용화를 위 한 노력을 해 나가야 할 것이다.
은
Fig. 10 CO2 주입식 탄산화 반응에 따른pH의 변화 곡선을 나타내고 있다 고 알칼리의 바닥재는 약. 25 hrs 정도의 시간으로도 충분히 중성화 시킬 수 있다.
는
Fig. 11(a) CO2주입식 탄산화 시간에 따른Cu의 용 출 변화 곡선을 나타낸 것이다 탄산화 반응에 의해 용출. 량이 감소하였다. Fig. 11(b)는pH에 따른Cu의 용출량 을 확인 하였다 탄산화 처리된 바닥재는 알카리 상태. 에 서도 중금속 용출이 감소됨을 확인 하였다. Fig. 11(c)는 주입되는 CO2의 농도에 따른 용출량을 나타낸 것이다.
주입되는 CO2농도가 증가할 수 록 용출량이 감소됨을 확인 하였다. Fig. 11(d)는 용액의 온도의 변화에 따른 용출량을 나타냈다 탄산화 반응 시 온도가 높을 수 록. 용출량이 감소하는 경향을 보였다.
결 론
현재 국내에서는 대부분의 생활 폐기물 소각 바닥재를 매립에 의존해 처리하고 있다 하지만 국외의 경우 전처. 리를 통해 바닥재를 안정화 시킨 후 재활용에 이용하고
(a)
(b)
Fig. 8. Leached concentration of copper(a) and lead(b) from natural weathered MSWI bottom ash with time as a function of particle size(data taken from J. M. Chimenos et al.).
Fig. 9. X-Ray diffractogram of bottom ash lower than 1mm.
(a) Freshly quenched bottom ash and (b) 165 days weathered bottom ash(data taken from J. M. Chimenos et al.).
바닥재의 자원으로의 재활용 방안을 이루어야 하며 그에 따른 친 환경적 경제적 효과를 얻어야 한다, .
소각재의 처리방법은 크게 물리적 선별과 세정에 의한 처리 탄산화 처리 방법을 통한 안정화로 분류할 수 있다, . 바닥재에 함유되어 있는 철 비철 금속은 물리적 선별에/
의해 회수되어 건설 골재 등으로의 재활용 시 많은 문제점 을 일으킬 수 있는 금속물질들을 충분히 제거할 수 있다.
바닥재에 함유되어 있는 염분의 대부분이 수용성 염이 기 때문에 세정에 의해 충분히 제거 가능하다 특히 국내. 의 경우 국외에 비해 염분의 함유량이 매우 높기 때문에 세정에 의한 전처리가 매우 중요하다.
처리 공정을 통해 바닥재에 함유되어 있는 weathering
중금속을 안정화 시키고 알칼리 성질을 중화 시켜 준다.
탄산화 처리 방법을 통한 안정화 기술은wethering처리 를 통한 결과를 단기간에 얻을 수 있는 신진 기술로써 바닥재에 인위적인 CO2 gas의 주입을 통해 이루어진다. 세 가지 전처리 공정에 대한 기술을 연구하여 실용화 한다면 생활폐기물 소각 바닥재는 건설 분야에서 골재, 로써의 재활용이 가능할 것이다.
참고문헌
국립환경연구원, 1999, “도시쓰레기 소각재 중의 유해물
(a) (b)
(c) (d)
Fig. 11. (a) Overall view on Cu leaching results as a function of carbonation time; (b) Cu leaching as a function of pH from an uncarbonated and a carbonated sample; (c) Influence of CO2 percentage in the chamber atmosphere on Cu
leaching, ; (d) Influence of atmosphere
temperature in the carbonation chamber on Cu leaching(data taken from T. Van Gerven et al.).
Fig. 10. pH of leachates as a function of carbonation time(data taken from T. Van Gerven et al.).
incierator:PCDD/F levels in sol and vegetation samples”, J. Hazard. Mater., Vol. 76, pp. 1-12.
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Rem, P.C., Vries, C.D., van Kooy, L.A., Bevilacqua, P., and Reuter, M.A., 2004, “The Amsterdam pilot on bottom ash”, Minerals Engineering, Vol. 17, pp. 363-365.
安 芝 煥
현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 책임연구원 (本 學會誌 第 卷 第41 5号參照)
