Neutralization of Acid Mine Drainage and CO2 Mineralization Using Waste Concretes

서 론

광산배수의 다양한 처리 방법 중 중화처리법은 가장 전 통적이고 보편적인 처리 방법으로 수처리 분야에서 널리 사용되고 있는 처리법이다. 일반적으로 ‘중화’의 정의는 pH 0~14 까지의 범위에서 중심 값인 7로 만드는 것을 중화 라 하고 pH 7~14까지의 범위를 ‘알칼리’로 표현하지만 범 용적인 측면에서 pH 9 또는 약간 더 높은 수준까지 증가시 키는 것을 중화로 표현하기도 한다(Lewis and Boynton,

1995). 중화 처리의 주요 목적은 알칼리 환경을 조성해 용존 금속의 불용성 침전을 유도하는 것이다. 일반적으로 중화 처리에서는 pH 9.5까지 증가시켜 철, 아연, 구리 등을 침전 시킨다. 니켈, 카드뮴 등의 높은 pH를 요구하는 금속 이온은 pH 를 10.5~11 정도로 증가시켜 수산화물 형태로 침전시킨 다. 폐콘크리트는 시멘트 모르타르의 CaO 등 일부 성분이 물과 반응하여 알칼리 성분이 용출되는 특성을 가지고 있다 (Kim et al., 1997, 2001, 2002). 또한 Ca와 Mg 같은 알칼리 토금속 성분을 함유하고 있어 이산화탄소(CO

) 와 반응하여 CaCO

, MgCO

등의 불용성 탄산염을 생성할 수 있다.

CO

를 고정화시키는 탄산화법은 소석회[Ca(OH)

] 와 CO

의 반응을 통해 침강성 탄산칼슘(calcium carbonate, CaCO

) 을 생성하는 방법으로(Lee et al., 2014), 본 실험에 서는 원료 물질인 소석회를 대신하여 폐콘크리트의 Ca 성

폐콘크리트를 이용한 산성광산배수의 중화 및 CO

2

김우람¹⁾· 민경원¹⁾* · 이현철²⁾

Neutralization of Acid Mine Drainage and CO ₂ Mineralization Using Waste Concretes

Woo-Ram Kim, Kyoung-Won Min

_*

(Received 7 February 2018; Final version Received 26 February 2018; Accepted 26 February 2018)

Abstract : The present paper deals with applicability of waste concretes for neutralization of acid mine drainage (AMD) and mineralization of carbon dioxide (CO

). Ground waste concrete powders of under 75 µm were added to artificial mine drainage of 500 mL, until their pH reached about 11. When the pH of each solution was stabilized through continuous agitation, CO

gas was injected with various flow rates until the pH decreased to 8.3. After termination of CO

injection, the pH of the solutions decreased to the range of 6.3 to 8.2, furthermore, both pH and metal concentrations of the treated solutions were tolerable in terms of the effluent standard. In this experimental study of the AMD neutralization-carbonation using waste concretes, it was confirmed that AMD neutralization, metal control and CO

mineralization can be conducted by waste concretes. It is also known that the efficiency of CO

immobilization through neutralization-carbonation of acid mine drainage is dependent on waste concrete inputs which is controlled by the AMD property.

Key words : Acid mine drainage, Waste concretes, Neutralization, Carbonation, CO

mineralization

요 약 : 본 연구에서는 산성광산배수의 중화제로 폐콘크리트 미분말의 적용성을 알아보고 동시에 CO

광물화의 가

능성을 고찰하였다. 폐콘크리트는 파·분쇄 후 체가름을 통한 75 µm 이하의 미분말을 인공광산배수 500 mL에 첨가하 여 pH가 11 정도가 되어 탄산화가 원활히 진행되도록 하였다. 지속적인 교반을 통해 pH를 안정화 시킨 후 다양한 주입 속도로 pH 8.3에 이를 때까지 CO

를 주입하였다. CO

주입 종료 후 용액의 pH는 6.3∼8.2 범위 내에서 안정화되었으 며, pH와 금속이온 농도 모두 수질오염물질 배출허용기준에 적합한 것으로 나타났다. 본 연구에서 폐콘크리트 미분 말을 이용한 산성광산배수(AMD)의 중화-탄산화 실험을 통해 폐콘크리트를 이용하여 AMD의 중화 및 중금속 제어 과 함께 CO

를 효율적으로 광물화할 수 있음을 실험적으로 확인하였다. 또한 광산배수의 특성에 의해 중화-탄산화를 위한 폐콘크리트의 투입량이 조절되며, 이에 따라 CO

고정화 효율에 영향을 주는 것으로 판단된다.

주요어 : 산성광산배수, 폐콘크리트, 중화, 탄산화, CO

광물화

1) 강원대학교 공과대학 자원에너지시스템공학과

2) 강원기술지주회사

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

Address; Department of Energy and Resources Engineering,

Kangwon National University, Chuncheon, Korea

연구논문

분을 이용하였다. 기존 광산배수 처리에는 소석회가 일반 적으로 사용되고 있으며 Ca

와 OH

로 해리되어 광산배수 의 pH를 높이고 용존 금속을 침전시키기 위해 사용되어왔 다(Hill, 1969; US EPA, 1983; Lewis and Boynton, 1995).

Ca

는 별도의 처리 없이 이온 상태로 배출되거나 석고 (CaSO

·2H

O) 형태로 침전되어 슬러지의 부피를 증가시 키는 원인으로 작용하며(Zinck, 2006), 슬러지는 매우 불안 정한 상태로 유해물질의 재용출 가능성이 문제 되어왔다 (US EPA, 1983; Younger et. al., 2002; Aube, 2004).

본 연구에서는 산성광산배수의 중화 처리에 폐콘크리트 의 적용성을 검토하고, 산성광산배수의 중화 처리 공정 중 CO

를 주입하여 용출된 Ca

과 탄산칼슘을 생성시킴으로 써 CO

의 저장 가능성 및 효율성을 평가하고자 하였다.

실험방법

본 연구에서는 폐콘크리트 미분말을 이용하여 광산배수 를 중화시킨 후 CO

를 주입하여 탄산화 반응을 유도함으로 써 탄산염 슬러지를 생성시켜 CO

를 포집하는 방식으로 광 산배수의 중화 처리와 탄산화 처리를 혼합한 ‘중화-탄산화’

처리를 사용하였다. 반응 과정의 용존 금속 농도 변화와 침 전된 슬러지의 특성을 분석하여 용존 금속 제어 효율과 탄 산화 효율을 평가하였다.

실험에 사용한 광산배수는 국내에서 발생되는 광산배수 중 다양한 종류의 중금속이 비교적 고농도로 배출되는 금 속광산인 일광광산과 석탄광산인 영동광산의 광산배수 유 출특성(Kang et al, 2010; Ji et al., 1997)에 대한 데이터를 바탕으로 인공광산배수 AMD I와 AMD II를 제조하였다 (Table 1). 폐콘크리트는 실험실에서 제조되어 사용 후 버 려지는 콘크리트를 파·분쇄하여 체가름한 미분말(-200 mesh) 을 사용하였으며(Table 2, Fig. 1), CO

가스는 99%

순도의 가스를 사용하였다.

인공광산배수의 중화-탄산화 실험은 500 mL 비커를 이 용하였으며(Fig. 2), 기존 연구결과를 바탕으로 200 rpm의 교반속도와 상온·상압에서 실시하였다(Park et al., 1995;

Lee, 2014; Lee et al., 2014). 탄산화를 위해 인공광산배수 의 pH가 11 이상이 되도록 폐콘크리트 미분말의 투입량을 달리하여 실험하였으며, CO

는 가스 유량계에서 고압 호 스를 통해 비커 내부로 주입되도록 하였다. 먼저 인공광산 배수에 폐콘크리트 미분말을 투입하여 중화를 위해 pH가 11 이상이 되는 투입량을 선정하였으며, pH가 안정화될 때 까지 지속적으로 교반하였다. 이후 CO

를 주입하며 5초 간 격으로 인공광산배수의 pH를 측정하여 8.3에 이를 때까지 탄산화를 진행시켰다. 실험이 종료된 반응 용액은 채취하 여 0.45 µm 여과지로 여과 후 ICP-OES(OPTIMA 7300 DV,

PerkinElmer) 를 이용하여 이온 농도를 분석하였다.

중화-탄산화 처리를 통해 발생된 슬러지는 실험 종료 후 원심분리기(Rotana 460R, Hettich)를 이용하여 고액분리 하였으며, 분리된 슬러지는 건조로에서 60°C로 24시간 건 조하여 분쇄 후 균질화하였다. 이 중 일부 는 광물상 분석을 위해 HRXRD (XʼPert PRO MPR, PANalytical) 분석을 실 시하였다. 또한, 일부는 CO

광물화 효율을 평가하기 위해 열중량-시차열분석(Thermal Gravitational - Differential Ther- mal Analysis, TG-DTA) 을 실시하였고(DTG-60H, Shimadzu), 슬러지 중 탄산칼슘의 탈탄산화반응에 의해 방출된 CO

의 정량 분석을 통하여 CO

의 광물화량을 계산하였다(Lee et al., 2016).

결과 및 고찰

pH 변화

인공광산배수 AMD I와 AMD II 500 mL에 폐콘크리트 Table 1. pH and metal concentration of artificial mine drainage

Metal Source

Concentration(mg/L) AMD I

(Ilkwang)

AMD II (Youngdong)

pH 3.97 4.33

Fe FeSO

·7H

O 440 230

Al Al

(SO

)

·(14-16)H

O 61 17

Mn MnSO

·5H

O 15 5

Cu CuSO

60

Zn ZnSO

32

Ca CaSO

·2H

O 129 183

Mg MgSO

30 61

Na Na2SO

9 5

K K2SO

2 10

Table 2. Chemical composition of the used waste concretes analyzed by XRF (ARL 9900, Thermo, USA)

Oxide Content (wt %)

CaO 38.80

SiO

31.13

Al

O

10.89

MgO 2.13

Fe

O

T 4.88

K

O 1.57

Na

O 0.94

SO

11.13

미분말의 투입량을 증가시키며 실험한 결과 투입량이 각각 5 g 과 2 g일 때 pH가 1시간 가량 경과 후 11 이상을 나타내 며 안정화되었다(Fig. 3). 인공광산배수의 pH가 11 이상으 로 안정화된 이후에 CO

를 주입하기 시작하여 CO

의 존 재 범위인 pH 8.3까지 탄산화를 진행하였다. CO

의 주입 속도를 0.05, 0.1, 0.2, 0.3, 0.4, 0.5 L/min으로 조절하여 실 험하였으며 주입속도가 증가함에 따라 pH 8.3에 도달하는 시간은 2분 48초에서 32초로 짧아졌다(Fig. 4). CO

주입 이 종료된 이후에도 용액 속 잔류하는 CO

에 의해 pH가 낮 아지며 5분 이내에 안정화되어 중화-탄산화 처리된 AMDI 와 AMD II의 pH는 각각 7~8.3 과 6.5~7.5의 범위를 나타내 었다.

Fig. 1. Pattern of XRD(Xʼpert-pro MPD, PANalytical, Nether- lands) analysis for the used waste concretes (Q: quartz, P:

portlandite, ca: calcium aluminum silicate).

Fig. 2. Schematic diagram of experimental carbonation reactor.

Fig. 3. pH variations of AMD I and AMD II after adding various amounts of waste concrete(g/500mL AMD).

Fig. 4. pH variations of the waste concrete added AMD I and

AMD II by CO

injection with various flow rates until their

pH of 8.3.

중금속 농도 변화

인공광산배수 AMD I와 AMD II의 Fe 농도가 처리 전에 각각 440 mg/L와 230 mg/L이었으나 폐콘크리트를 투입하여 pH 11 로 조절된 탄산화 처리 전 용액의 농도는 0.07 mg/L와 2.13 mg/L 로 낮아졌으며, CO

주입을 통한 탄산화 처리 후 용액에서도 0.6 mg/L 이하를 유지하였다(Table 3). Cu는 초기 농도가 60 mg/L인 AMD I의 경우 pH 11로 조절했을 때 용액에서 검출되지 않았으며, 탄산화 처리 후에도 검출 되지 않거나 0.2 mg/L이하의 매우 낮은 농도를 나타냈다.

두 인공광산배수 중 Al은 pH 11에서 탄산화 처리 전 5 mg/L 이하로 감소되고 탄산화 처리 후에는 1 mg/L 이하로 떨어 졌다. Mn과 Zn의 농도는 pH 11에서 크게 낮아져 탄산화 처 리 후에도 0.5 mg/L 이하를 나타냈다. 이에 폐콘크리트 미 분말을 이용하여 산성광산배수를 중화-탄산화 처리함으로 써 중화와 더불어 중금속의 농도를 배출기준 이하로 낮출 수 있음을 확인하였다(Table 3).

슬러지

인공광산배수 AMD I과 AMD II 각 500 mL에 폐콘크리 트를 각각 5 g 및 2 g을 투여하고 CO

를 주입한 중화-탄산 화 처리를 통해 발생된 슬러지는 각각 평균 4.98 g 및 2.06 g 으로 투입된 폐콘크리트 미분말의 양과 큰 차이가 없었다.

슬러지의 XRD 분석 결과 주로 석영과 방해석, 칼슘알루미 늄실리케이트 피크가 관찰되었다(Fig. 5). 따라서 인공광

Table 3. Metal concentration (mg/L) of the neutralized and carbonated AMD I and AMD II

Type Treatment Fe Cu Al Mn Zn

AMD Ⅰ

Initial 440 60 61 15 32

Alkalization 0.07 ND 4.32 0 0.03

Carbonation, 0.05 L/min 0.06 ND 0.76 0.19 0.02

Carbonation, 0.1 L/min 0.33 ND ND 0.35 0.09

Carbonation, 0.2 L/min 0.3 0.08 0.83 0.24 0.13

Carbonation, 0.3 L/min 0.41 0.11 0.42 0.38 0.22

Carbonation, 0.4 L/min 0.38 ND 0.37 0.29 0.15

Carbonation, 0.5 L/min 0.45 0.13 0.54 0.3 0.27

AMD Ⅱ

Initial 230 17 5

Alkalization 2.13 2.83 0.03

Carbonation, 0.05 L/min 0.51 0.11 0.04

Carbonation, 0.1 L/min 0.31 0.42 0.03

Carbonation, 0.2 L/min 0.55 0.45 0.02

Carbonation, 0.3 L/min 0.33 0.26 0.03

Carbonation, 0.4 L/min 0.48 0.29 0.05

Carbonation, 0.5 L/min 0.56 0.48 0.03

Emission Limit 10 3 NA 10 5

* ND: not determined, NA: not available

Fig. 5. XRD patterns for sludges produced by neutrali- zation-carbonation treatment of AMD I and AMD II (Q:

quartz, C: calcite, ca: calcium aluminum silicate).

산배수의 중화-탄산화 처리에서 폐콘크리트 미분말의 포 틀랜다이트가 물과 반응하여 Ca이온을 용출시키고 CO

주입에 의해 방해석이 생성된 것으로 판단된다.

슬러지의 TG-DTA을 통해 얻어진 그래프는 일반적으로 Fig. 6 과 같으며 600°C에서 800°C 구간에서 일어나는 탈탄 산화 반응을 확인하여 해석할 수 있다. DTA 곡선에서 흡열반 응이 시작되는 ① 지점과 종료되는 ② 지점을 선정하여 연장 선을 그리고 TGA 곡선의 교차 지점인 ③ 지점과 ④ 지점의 중량 차이를 계산하여 흡열에 의한 중량 변화율을 구할 수 있 다(Lee, 2014). 이러한 방법을 통해 중화-탄산화 처리에 의해 생성된 슬러지의 열중량분석 결과를 해석하였다(Fig. 7).

Fig. 7. TGA graphs and estimated CO

weights (%) for sludges produced by neutralization-carbonation treatment of AMD Iand AMD II with various injection rate of CO

.

0 200 400 600 800 1000

60 70 80 90 100

110 _TGA(%)

DTA(uV/mg)

TEMP.( ° C)

TGA (% )

-4 -3 -2 -1 0

④③

D T A(uV /mg)

13.43%

DTA Endothermic

range

① ②

Fig. 6. Interpretation steps for hypothetical TG-DTA result (Lee, 2014).

Table 4. Calculation of mineralized CO

in sludges by neutralization-carbonation treatment of AMD I and AMD II

Type

CO

injection rate

(L/min)

Injected time (sec)

Injected

CO

(L, g) Sludge (g) Mineralized CO

(wt.%)

Mineralized CO

(g)

CO

Immobilization

efficiency (%)

Mineralized CO

(g)/

AMD (kg)

AMD I

0.05 185 0.154, 0.277 4.99 5.03 0.251 90.6 0.502

0.1 93 0.155, 0.279 5.00 4.81 0.241 86.4 0.481

0.2 46 0.153, 0.275 4.99 4.40 0.220 79.9 0.439

0.3 37 0.185, 0.333 4.98 4.34 0.216 64.9 0.432

0.4 32 0.213, 0.383 5.01 4.88 0.244 63.7 0.489

0.5 28 0.233, 0.419 4.99 4.92 0.246 58.7 0.491

AMD II

0.05 168 0.140, 0.252 2.06 4.67 0.096 38.1 0.192

0.1 73 0.122, 0.219 2.04 4.41 0.090 41.0 0.180

0.2 54 0.180, 0.324 2.09 4.89 0.102 31.5 0.204

0.3 38 0.190, 0.342 2.03 4.75 0.096 28.1 0.193

0.4 34 0.227, 0.408 2.10 4.78 0.100 24.5 0.201

0.5 32 0.267, 0.480 2.02 4.77 0.096 20.0 0.193

CO

고정화

CO

의 고정화 효율을 계산하기 위하여 CO

주입량은 주 입속도와 주입시간을 통해 계산하고, 25°C(298K), 1 atm의 표준상태에서 1 L의 CO

가 1.799 g의 무게를 갖는 기준으 로 g 단위로 변환시켰다(Lee et al., 2016; Table 4). CO

의 고정화 효율은 _{ 주입된}



무게

슬러지내

무게

× 로 계산할 수 있 다(Table 4).

CO

고정화 효율이 AMD I에서 58.7~90.6%로, AMD II 에서 20.0~41.0%로 확인되었다. 이는 주입된 CO

무게와 슬러지 내 CO

무게가 주요 인자로 작용하기 때문에 생성 된 CaCO

의 양이 비슷해 슬러지 내 CO

무게는 거의 같은 값을 나타내지만, 각각 다른 주입속도에 따라 주입된 CO

무게가 달라졌기 때문인 것으로 판단된다. AMD I과 AMD II 사이의 CO

고정화 효율의 차이가 2~3배 정도의 차이를 보 인 것은 pH 11에서 8.3까지 주입된 CO

양의 차이가 없으 나 용액 중의 Ca 양에 따라 생성된 CaCO

의 양의 차이로 인 한 것이다. 이는 용액의 탄산화를 위하여 pH를 11 이상으 로 조절하는데 필요한 폐콘크리트 미분말의 투입량이 광산 배수 특성에 따라 달라짐에 따라 CO

고정화 효율에 영향을 주었기 때문이다. 효율적인 CO

포집을 위해서는 500 mL 의 인공광산폐수의 경우 0.1 L/min 이하의 CO

주입속도가 가장 적당하였다. 실제 현장에서 발생하는 폐콘크리트를 사용할 경우, 콘크리트가 장시간 대기 중에 노출되어 콘크 리트에 침투되는 CO

와 반응하여 다량의 탄산칼슘을 포함 함으로써 CO

고정화율의 감소에 영향을 미칠 수 있으므로 이를 고려한 CO

고정화율의 검토가 요구된다.

결 론

폐콘크리트 미분말을 이용하여 광산배수의 중화-탄산화 처리를 통해 중화와 함께 용존 금속을 제거하고 CO

광물 화를 동시에 수행하는 연구를 진행한 결과 탄산화를 통한 금속이온 제거와 CO

광물화가 가능한 것으로 나타났다.

중화-탄산화 처리 과정에 별도의 포집제는 사용되지 않았 고 광산배수 역시 별도의 처리 없이 폐콘크리트 미분말과 CO

주입을 통해 중화-탄산화 처리를 하였으며, 상온 ‧ 상압 에서 처리가 가능했다.

1. 광산배수의 중화-탄산화 처리를 위해 투입되어야 하는 폐콘크리트 미분말의 양은 광산배수의 용존하는 금속 이온의 농도에 따라 다르게 산정되어야 한다.

2. 폐콘크리트의 투입으로 높여진 광산배수의 pH는 CO

주입을 통해 감소하여 일정 시간 경과 후 안정화되었다.

주입 종료 후 용액의 pH는 방류수 기준을 충족시켰으며, 금속이온 농도 역시 방류수 기준을 충족하여 폐콘크리

트 미분말을 이용한 산성광산배수의 중화 가능성을 확 인하였다.

3. 중화-탄산화 처리 후 방해석의 형성과 침전된 슬러지의 TG-DTA 분석에서 CO

의 광물화를 확인하여 폐콘크 리트 미분말을 이용한 산성광산배수의 정화처리에서 CO

를 효율적으로 광물화 할 수 있음을 확인하였다.

4. CO

고정화 효율은 CO

주입 속도에 따라 일광광산 기 준의 AMD I에서 53.6~83.0%, 영동탄광 기준의 AMD II 에서 18.4~37.5%로 나타났다. 인공산성배수 500 mL에 대한 실험 조건에서 CO

의 주입속도를 0.1 L/min 이하 로 할 때 가장 높은 CO

고정화 효율을 보였다.

5. 폐콘크리트 내에 다량으로 함유된 석영을 제거한 후 산 성광산배수의 중화제로 사용한다면 발생되는 슬러지 양을 감소시켜 더욱 효율적으로 중화-탄산화 처리를 할 수 있을 것이다.

사 사

2015 도 강원대학교 대학회계 학술연구조성비로 연구하 였음(관리번호-520150056).

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김 우 람

2014 년 강원대학교 공과대학 에너지 ‧ 자 원공학과 공학사

2016 년 강원대학교 대학원 에너지 ‧ 자원 공학과 공학석사

현재 베이시스소프트 GeoTech사업부 (E-mail; [email protected])

이 현 철

2007 년 강원대학교 공과대학 지구시스템 공학과 공학사

2009 년 강원대학교 대학원 지구시스템공 학과 공학석사

2014 년 강원대학교 대학원 지구시스템공 학과 공학박사

현재 ㈜강원지역대학연합기술지주회사 전략기획실 차장 (E-mail; [email protected])

민 경 원

1974 년 서울대학교 공과대학 자원공학과 공학사

1979 년 서울대학교 대학원 자원공학과 공 학석사

1986 년 Colorado School of Mines 응용 지구화학 Ph.D.

현재 강원대학교 에너지 ‧ 자원공학과 교수

(E-mail; [email protected])