Characteristic of Treatment Process from Municipal Solid Waste Incineration (MSWI) Bottom Ash

생활폐기물 소각 바닥재의 처리 공정 특성 연구

엄남일¹⁾* · 한기천¹⁾· 유광석¹⁾· 김형석¹⁾· 안지환¹⁾

Characteristic of Treatment Process from Municipal Solid Waste Incineration (MSWI) Bottom Ash

Nam-Il Um

, Gi-Chun Han, Kwang-Suk You, Hyung-Seok Kim and Ji-Whan Ahn

Abstract : In this study, we investigated the application of mineral process technology such as classification, magnetic separation, eddy-current separation and density separation, as well as the environmental stabilization of MSWI bottom ash during washing process with carbonation reaction, for the effective pre-treatment method.

As the result, coarse iron, ferrous oxide and non-ferrous metal were separated by dry magnetic and eddy-current separation based on the particle size. And the decrease of chloride and heavy metal leaching concentration and the recovery of fine ferrous oxide were researched through the washing and density separation. Also, we planned the flowsheet for pre-treatment of bottom ash.

Key words : Municipal solid waste, Bottom ash, Magnetic separation, Eddy-current separation, Density separation, Carbonation reaction

요 약 : 본 연구에서는 생활폐기물 소각 바닥재의 처리공정 특성을 연구하고자 분리 특성 및 안정화 특성을 연구하 였다. 자원처리 기술인 입도분리(sizing), 자력선별(magnetic separation), 와류정전선별(eddy-current separation), 비중 선별 그리고 수세처리를 이용하여 분리특성을 확인하였으며, 특히 수세처리 시 탄산화 반응을 일으켜 불용성 염화물의 제거와 중금속 용출량의 감소를 유도하여 바닥재의 안정화 특성을 확인하였다. 그 결과 입도 분급을 통해 확인된 철편(iron), 산화철(ferrous oxide), 비철금속(non-ferrous metal) 염화물은 자력선별, 와류정전선별, 비중선별 그리고 수세처리에 의해 분리가 가능하였다. 또한, 수세처리 시 탄산화 반응을 통해 90% 이상의 염화 물을 제거시킬 수 있었으며, 납과 구리의 용출량을 각각 0.3 ppm과 0.2 ppm을 0.01 ppm이하로 감소시켰다.

생활폐기물 소각바닥재를 대상으로 한 각 처리기술의 연구 결과를 통해 처리 공정도를 계획하여, 효율적인 전처 리 방법을 유도하였다.

주요어 : 생활 폐기물 소각 바닥재, 자력선별, 와류정전선별, 비중선별, 탄산화 반응

2009년 7월 7일 접수, 2009년 12월 4일 채택 1) 한국지질자원연구원

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

Address; Korea Institute of Geoscience and Mineral Resources, Gwahang-no 92, Yuseong-gu, Daejeon 305-350, Korea

서 론

생활폐기물은 가정 생활폐기물과 사업장 생활폐기물 그리고 공사장 생활계폐기물 등 총 양을 지칭하며, 2000 년 들어서며 최근까지 연간 약 2천만 톤씩 꾸준히 발생 하고 있다(환경부, 2007). 생활폐기물은 가연성물질이 약 81.4%로 존재하며 불연성 물질은 그 나머지인 18.6%을 차지하고 있어, 재활용 가능한 물질을 제외하고는 소각 처리에 의한 비율이 점차 높아지고 있다. 기존에는 생활

폐기물을 대부분 매립에 의존 했지만, 환경부 자료(환경부, 2007)에 의하면 매립은 ‘01년 43.3%에서 ‘06년 25.8%

로 절반가량 감소한 것에 비해 소각처리의 경우 ‘01년 13.6%에서 ‘06년 17.0%로 꾸준히 증가하고 있다. 이러 한 추세로 인해 소각처리 시 발생되는 소각재의 발생량 은 계속 증가하고 있으며, 소각재의 90% 이상을 차지하 는 바닥재의 경우 연간 약 60만 톤이 발생되는 것으로 알려져 있다. 하지만 바닥재의 처리 실정은 단순히 매립 에 의존하는 매우 미흡한 처사로 진행되고 있으며, 바닥 재에 포함되어 있는 다양한 물질의 특성(안지환 등, 2001) 때문에 쉽게 재활용 등의 활용성에 대한 연구가 진행되 지 못하고 있다. 바닥재는 크게 바닥재에 함유되어 있는 금속성 물질의 팽창성, 알칼리 성분의 함유, 중금속 함유 에 따른 용출 그리고 다이옥신 함유와 같은 문제점(안지 연구논문

Table 1. Rate of discharge, feeding and shaking during density separation by shaking table based on the particle size Particle size

(mesh)

Rate

Discharge (L/mim) Feeding (kg/min) Shaking (number/sec)

2.36-4.75 5.5 0.03 3.8

1.18-2.36 5.1 0.029 3.6

0.60-1.18 3.8 0.026 3.4

0.30-0.60 2.0 0.019 3.2

0.15-0.30 1.9 0.003 3

under 0.15 1.8 0.003 2.8

환, 2006)들을 갖고 있어, 외국의 경우 이러한 문제점을 해결하기 위해 바닥재 유해물질에 대한 환경적 안정화 연구가 진행되고 있으며, 실제로 도로용 대체 골재나 토 건재료 등으로의 활용에 품질 규격을 맞춤으로써 재활용 제품으로 사용하고 있다(Ahn et al., 2006; Chinenos et al., 2003; Xin et al., 2006; Rem et al., 2004; Wiles et al., 1999).

바닥재를 재활용 하기 위한 전처리 기술은 크게 물리 적 선별을 통한 처리기술과 세정을 통한 처리기술의 두 가지로 나뉠 수 있다. 물리적 선별의 경우 자력선별(조영 도 등, 2007), 와류정전선별, 부유선별, 정전선별 등을 통해 유용한 광물을 분리할 수 있는 기술이며, 세정처리 의 경우 수세처리(엄남일 등, 2007), 탄산화 반응처리 (Gerven et al., 2005; Polettini et al., 2004) 등을 통해 염화물이나 중금속 등을 제어할 수 있는 기술을 말 한다.

이러한 모든 처리 기술들은 각자 개별적으로 진행되는 것이 아니라 전체가 하나의 유기적인 공정으로 이루어 져야 바닥재의 이상적인 전처리 방법이라 할 수 있겠다.

따라서 본 연구에서는 국내에서 시도되지 않은 생활폐 기물 소각 바닥재의 효율적인 처리 방법을 연구하고자 각 처리기술의 분리 및 안정화 특성에 따른 처리 공정도 를 계획하였다. 바닥재의 효율적인 처리기술을 연구하기 위해 물리적 선별법으로써 입도분급, 자력선별, 와류정 전선별, 비중선별을 선택하였고, 세정처리 기술인 수세 처리와 탄산화 반응처리를 통해 처리공정의 효율을 높이 고자 하였다.

실험 재료 및 방법

시료

본 실험에서 사용된 생활폐기물 소각 바닥재는 국내 광명시에 위치한 소각장에서 생활폐기물을 소각하여 발 생되는 바닥재를 대상으로 하였다. 1000℃의 고온에서

소각된 바닥재는 water-cooling 처리 공정을 통해 냉각 처리 되어 함수율이 30w/w.% 이상의 값을 가지고 있기 때문에 정확한 실험을 위해 50℃에서 2일 동안 건조하여 바닥재의 함수 율을 1% 미만으로 하였다.

실험 방법

실험은 크게 입도분리, 자력선별, 와류정전선별, 수세처 리 그리고 비중선별등의 5가지의 처리방법으로 하였다. 우 선, 건조된 바닥재를 표준 체를 이용하여 4.75 mm 이상, 4.75-2.36 mm, 2.36-1.18 mm, 1.18-0.60 mm, 0.60-0.30 mm, 0.30-0.15 mm, 0.15 mm 미만의 입도로 분리 하여, 각 입도 별 철편(iron), 산화철(ferrous oxide), 비철금속 (non-ferrous metal), 염화물의 함유량 그리고 pH의 값을 측정하였다. 자력선별은 각 입단별로 분리된 바닥재를 대상으로 실험 하였으며, 자력의 세기를 250 gauss에서 3800 gauss까지 변화시켜 실험을 수행하였다. 선별된 시 료는 철 편과 산화철의 함유량을 측정하였다. 와류정전 선별은 표준 체로 분리된 각 입도 별 바닥재를 대상으로 와류정전선별법을 적용하여 실험을 수행하였다. 수세 처 리는 입도 전체의 시료를 대상으로 하여 증류수와 고액 비(L/S) 10으로 하여 실험하였으며, 교반 조건은 250 rpm 에서 24 hr 동안 반응 시켰다. 또한, 수세처리 시 CO2

gas(99%)를 0.1 L/min의 주입 속도로 하여 탄산화 반응 을 유도하였다. 비중선별의 경우, 표준 체로 분리된 각 입도 별 바닥재를 대상(4.75 mm 이상의 입도는 제외)으 로 하였으며, Table 1에서와 같이 선별 조건인 물 투입 량(discharge), 시료 투입량(feeding), 진동률(shaking)을 각 입도 별로 변화를 주여 선별하였다

실험 결과 및 고찰

생활폐기물 소각 바닥재 특성

생활폐기물 소각 바닥재에는 9.3%의 철물질(ferrous

Table 2. Chemical composition of bottom ash by XRF (wt%)

SiO2 Al2O3 Ferrous oxide CaO MgO K2O Na2O Iron Non-ferrous metal pH

w/w.% 32.43 3.98 10.3 15.18 2.22 1.9 3.52 7.1 1.4 11.43

Table 3. Distribution rates of iron, ferrous oxide, non-ferrous metal and Cl from MSWI bottom ash based on the particle size

Particle size (mm)

Over 4.75 2.36-4.75 1.18-2.36 0.60-1.18 0.30-0.60 0.15-0.30 Under 0.15 Bottom ash

w/w.%

47.1 21.8 14.0 11.4 2.0 2.2 1.5

Iron 6.6 0.3 0.1 0.1 <0.1 - -

Ferrous oxide 1.82 0.2 0.1 0.1 <0.1 <0.1 <0.1

Non-ferrous

metal 1.0 0.3 0.1 <0.1 <0.1 - -

Cl ppm 2,499 4,088 7,392 10,412 16,706 25,458 37,859

pH 10.12 10.42 10.54 10.98 11.26 11.78 12.12

Fig. 1. XRD pattern of bottom ash; Anorthite: CaAl2Si2O8, Calcite: CaCO3, Quartz: SiO2, Hematite: Fe2O3, Magnetite:

Fe3O4, Potlandite: Ca(OH)2.

material)과 0.7%의 비철금속(non-ferrous metal)을 함유 하였다. 철물질의 경우 철 편과 산화철(ferrous oxide;Fe2O3, Fe3O4)로 구성되었으며 각각 7.1%와 10.3%로 존재하였다.

철물질의 경우, 1000℃의 고온에서 철 금속은 산화반응에 의해 표면에 산화물 층을 형성하게 되며, water-cooling 냉 각처리를 통해 산화물 층을 붕괴시켜 부식작용을 더욱 활발히 일으켜 분리되기 때문에 발생되는 것이다. 비철 금속의 경우 알루미늄과 구리가 대부분을 차지하였고 70%

이상이 알루미늄으로 존재하였다. 금속성 물질을 제외한

바닥재의 대부분은 자기류(ceramics)와 유리류(glass)로 존재하였다. Table 2는 바닥재의 화학조성을 나타낸 것 이며, Fig. 1은 X선 회절분석결과를 나타낸 것이다. 이와 같이 자기류와 유리의 주 성분인 실리콘, 칼슘 및 알루미 늄화합물이 주 peak로 확인되었으며, 선별 대상인 가용 성 염화물과 산화철의 peak가 확인되었다. 또한, 바닥재 는 pH값이 11.43으로 높은 알칼리 상태로 존재하였다.

표준체를 이용하여 각 입도에 따라 바닥재를 분리하였 으며, 각 입도에 함유되어 있는 철편, 산화철, 비철금속, 염화물의 함유량을 확인하여 Table 3에 나타냈다. 바닥 재의 약 50%의 중량비가 4.75 mm 이상의 입도에 존재 하였으며 0.60 mm 이하의 미립 분은 약 5%를 나타냈다.

철편, 산화철, 비철금속 의 경우 0.60 mm이상의 입도에 서 대부분 존재하였으며, 0.60 mm 이하의 미립 분에서 는 0.1%이하로 미량 존재하였다. 이와 반대로 염화물은 입도가 작을수록 함유량이 증가하였으며, 0.15 mm 이하 의 입도에서는 4.75 mm 이상의 입도에 비해 10배 이상 의 함유량 차이를 보였다. 또한, pH의 경우 입도가 작을 수록 알칼리 성질이 높았으며, 0.15 mm 이하의 미립 분 에서는 전체 바닥재의 pH 11.45를 상회하는 pH 12.12의 값을 보였다.

철 및 비철선별

바닥재를 대상으로 하여 도로포장재, 시멘트 골재 등 으로 재활용 하였을 경우, 철편과 산화물의 산화/환원 반 응을 통한 부피변화로 인해 안전상의 문제점을 일으킬 수 있기 때문에(엄남일 등, 2007), 입도분리와 자력선별

Fig. 2. Recovery rate of ferrous material containing iron, separated by magnetic separation as a magnetic force.

Fig. 3. Content of ferrous oxide in ferrous material separated by magnetic separator as magnetic force, from bottom ash based on the particle size.

Fig. 4. XRD pattern of ferrous material separated by magnetic separator at 320 gauss.

Fig. 5. Photographs of non-ferrous metal contained bottom ash of over 4.75 mm (a), 2.36-4.75 mm (b) and 1.18-2.36 mm (c).

에 의한 철편과 산화철의 선택적인 분리가 필요하다.

바닥재를 대상으로 자력선별을 통해 철물질을 선별하 였으며, Fig. 2와 같이 자력의 세기에 따라 철물질과 철 편의 선별율을 확인하였다. 철물질에 대한 선별율의 경 우 250 gauss에서 증가하여 1300 gauss가 될 때까지 선 별은 거의 일어나지 않았으며, 3800 gauss에서 선별 율 이 급격히 증가하였다. 철물질에 함유되어 있는 철편의 경우 250 gauss에서 대부분이 선별되었다. Fig. 3은 자력 선별을 통해 각 입도 별 자력의 세기에 따라 선별된 철물 질의 산화철 함유량을 나타낸 것이다. Fig. 4에서와 같이 320 gauss의 세기로 선별된 대부분의 산화철은 magnetite 로 존재하였다. 건식 자력선별 방식에서는 미립자일수록 산화철의 선별이 매우 어렵기 때문에 Fig. 3에서와 같이 0.60 mm이하의 입도에서 선별 율이 크게 떨어짐을 확인 하였다. 또한 자력의 세기를 올리는 경우 산화철 뿐만 아

니라 약 자성을 띄는 다른 물질들의 함유량이 높기 때문 에 상대적으로 산화철의 함유 율은 낮게 변한다.

금속 알루미늄은 알칼리 용액에서 산화되어 이온 상태 로 분해 되기 때문에, pH 11 이상의 강한 알칼리성을 띈 소각 재에 함유되어 있는 알루미늄이 산화에 따른 이온 화를 매우 빠르게 진행시킨다(안지환, 2006). 산화알루 미늄 또한 알칼리 상태에서 비정질 수산화 알루미늄을 형성하게 되는데, 이 반응에 의해 다량의 수분이 흡수되 어 체적 팽창 즉 Swelling 현상이 일어난다. 따라서 바닥 재의 알루미늄 존재 유무와 그에 따른 선별 기술은 매우 중요한 요소이다. Table 3에서 나타나듯이 비철금속의 함유량은 전체 바닥재의 2% 미만으로 나타났지만(Fig.

5에서와 같이 1.18 mm이상의 입도에서 대부분의 비철

Fig. 6. Content of non-ferrous metal contained bottom ash before and after separation.

(a) (b)

Fig. 7. Leached concentration and removal efficiency of chloride based on the particle size (a) (data taken from Jo Y.D.

et al.), Removal rate of chloride from bottom ash in the fraction under 0.15 mm as a function of carbonation time (b) (data taken from Ahn J.W. et al.).

금속이 존재) 각 소각장에서 배출되는 바닥재의 조건에 따라 다른 함유량을 보이기 때문에 민감하게 생각할 필 요가 있다. 또한 Fig. 6에 나타난 것과 같이 비철금속의 70% 이상이 알루미늄으로 존재하기 때문에 비 철 선별 의 분리기술에 대한 연구는 매우 중요하다.

본 연구에서는 알루미늄과 구리의 높은 전기전도도을 이용하기 위해 와류정전선별기를 사용하여 건식 와류정 전선별하였으며 그 결과 Fig. 6에서와 같이 전체 비철금 속의 약 80% 가 선별되는 결과를 얻었다. 나머지 비철금

속이 선별 되지 못한 이유는 크게 두 가지로 나뉠 수 있 다. 첫 번째 비철금속이 미립자의 경우 외류정전선별의 적용이 어렵게 된다. 바닥재의 경우 비교적 입자가 큰 경 우는 쉽게 선별이 되지만 1.18 mm 이하의 입도에서는 선별이 되지 않기 때문이다. 금속의 입자크기, 모양 등에 따른 선별기의 조작을 충분히 고려해야 하며, 정전유도, 코로나 혹은 대전방식을 적용하여 미립분의 선별율을 높 여야 한다. 두 번째 생활폐기물의 소각 처리에 따른 금속 의 특성 변화로 인한 전기전도도의 저하로 볼 수 있다.

금속에 열을 가할 경우 resistance( = 1 / conductivity)가 높아지며, 소각재의 water-cooling 처리를 통한 급 냉각 시 이러한 성질을 고정시키게 된다. 또한, 1000℃에서 소각 시 폐기물에 함유되어 있는 비철금속의 표면은 산 화되어 산화물층을 형성시키게 되며, 이러한 산화물층은 와류정전선별을 방해할 수 있다.

수세처리

바닥재는 많은 양의 염화물을 함유하고 있으며 매립하 여 처리하거나 도로포장재 혹은 골재 등으로 재활용 할 경우 많은 문제점을 일으킬 수 있어 수세처리 공정이 필 요하다. 하지만 바닥재에는 가용성 염화물 뿐 만 아니라 불용성 염화물 또한 존재하기 때문에 염화물의 특성을 파악하는 것이 중요하다. 예를 들어 Fig. 7(a)에서와 같 이 입도가 작을수록 불용성 염화물의 함량이 높기 때문 에 수세처리 시 제거 효율이 떨어지는 것을 볼 수 있다.

이러한 문제점을 해결하기 위해, Fig. 7(b)에서와 같이

Table 4. Leaching concentration of lead and copper and chloride before and after washing process with CO2 gas

Carbonation ppm (mg/L)

Pb Cu Cl

Before 0.2 0.3 12,400

After <0.01 <0.01 1,450

Table 5. Distribution rates of bottom ash via density separation based on the particle size (w/w.%) Size (mm)

2.36-4.75 1.18-2.36 0.60-1.18 0.30-0.60 0.15-0.30 Under 0.15

Concentrate 48.8 24.1 8.6 3.0 2.8 1.5

Middling 47.0 72.1 86.6 89.9 66.2 65.4

Tailing 0.5 0.5 0.6 1.6 22.6 3.2

Water soluble

material 3.7 3.3 4.2 5.5 8.4 29.9

Total 100 100 100 100 100 100

Fig. 8. Photographs of shaking table separating the bottom ash particles.

Fig. 9. XRD pattern of concentrate separated by density separation at 0.30-0.60 mm bottom ash.

생활폐기물에 존재하는 불용성 염인 Friedel’s salt를 CO2

에 의해 분해 제거시킬 수 있다(조영도 등, 2007). 특히, 바닥재의 입도가 작을수록 중금속의 용출량은 증가하는 경향을 보이기 때문에 수세 처리 시 CO2 gas의 주입을 통해 중금속의 고용화와 불용성 염의 제거를 동시에 처 리하는 것이 바람직하다.

위의 조건을 고려하여 0.60 mm이하의 입도를 대상으 로 한 바닥재를 물과 혼합하여 수세처리 시켰으며 CO2

gas를 주입시켜 탄산화 반응을 유도하였다. 그 결과 Table 4에서와 같이 12,400 ppm의 염화물 함유량이 1,450 ppm 으로 줄어들었으며, 납과 구리의 초기 용출량이 각각 0.2 ppm과 0.3 ppm에서 반응 후 0.01 ppm 미만으로 감소됨 을 확인할 수 있었다.

비중선별

여러 가지 광물이 가지는 성질 중 비중이 서로 다르다 는 것은 하나의 주요한 특징이며, 선별에 있어서도 각 광 물의 비중의 차를 이용한 다양한 기술들이 연구되고 있 다. 바닥재는 다양한 광물을 함유하고 있기 때문에 광물 이 가지는 고유의 비중 차이를 이용하는 선별을 활용할 수 있다. 예를 들어 건식 철/비철선별의 경우 큰 입도에 서는 효과적이지만 미립분에서는 효율이 매우 낮다. 때 문에 비중을 이용한 선별 장치인 Shaking table은 미립 분 을 대상으로 한 선별에서는 효과적이다. 따라서 Shaking table을 이용하여 4.75 mm 미만의 입단을 대상으로 습식 비중선별 하였으며, Fig. 8에서와 같이 정광(concentrate),

중광(middling), 미광(tailing)등 세가지로 나뉘어 분리하 였다. 각 입도에 따라 비중선별을 실시 하여 그 결과를 Table 5에 나타냈으며 정광의 산화철 함유량(w/w.%)은 Fig. 9에 나타냈다. 입도가 클수록 정광의 선별량은 증가 하였지만 산화철의 함유량은 낮게 나타났다. 반면, 0.6 mm 이하의 입도에서는 선별되는 양은 적었지만 산화철

Fig. 10. Ferrous oxide content of concentrate separated by density separation at bottom ash based on the particle size.

Fig. 11. Flowsheet for pre-treatment of MSWI bottom ash.

의 함유량은 80 w/w.%에 근접하거나 더 높은 값을 보였 다. Fig. 10은 0.30-0.60 mm 입도에서 선별된 정광의 XRD 회절도를 나타냈으며 주 peak가 hematite와 magnetite로 확인되었다. 바닥재에 함유된 Hematite와 Magnetite는

다른 물질에 비해 높은 비중을 가지기 때문에 shaking table에 의해 선별 될 수 있었으며, 건식 자력선별에 의 해 분리가 까다로운 미립분의 산화철이 비중선별에 의해 선별 가능함을 확인할 수 있었다.

생활폐기물 소각 바닥재 처리 공정도

생활폐기물 소각 바닥재의 이상적인 전처리 공정을 얻 기 위해서는 바닥재의 특성에 맞는 올바른 처리 공정도 가 필요하며, 각 처리 단위기술의 상호 관계를 중요시 해 야 한다. 올바른 처리 공정을 통해 a) 처리량을 증가시킬 수 있고, b) 철이나 비철 등의 유용 금속의 회수율을 증 가 시킬 수 있으며, c) 고 품위의 광물을 선별할 수 있다.

따라서 각 처리 공정을 이용하여 적절한 공정도를 그려 나간다면 바닥재의 이상적인 처리 공정을 얻을 수 있다.

처리 공정도의 계획은 본 논문에서 언급한 각각의 연 구 결과를 토대로 실시하였다. Fig. 11는 처리 공정도를 나타낸 것이며, 각각의 공정에 대해 다음과 같이 설명할 수 있다. 생활폐기물 소각에 의해 발생되는 바닥재는 입 도에 따라 분리된다. 철과 비철이 존재하는 0.60 mm 이 상의 입도만을 선택하여 자력선별과 와류정전선별을 통

해 금속을 회수 하며 나머지는 따로 저장한다. 염화물의 함유량과 중금속 용출의 가능성이 높은 0.60 mm 이하의 바닥재는 수세처리 공정으로 들어가게 된다. 수세처리 시 CO2 gas 주입으로 발생된 탄산화 반응을 통하여 불 용성 염화물의 제거와 중금속 고용화에 따른 용출량 감 소를 유도하였다. 수세처리된 시료는 비중선별을 통해 미립분의 금속을 회수하며 그 나머지는 따로 저장한다.

위의 공정도는 생활폐기물 소각 바닥재의 이상적인 처 리 방법이라고 단정지을 수는 없으며, 다양한 공정이나 처리기술로 얼마든지 변환시킬 수 있다. 때문에 본 연구 에서 언급한 처리기술뿐 만 아니라 중액선별, 정전선별, 부유선별 등 많은 종류의 자원 처리기술이 있기 때문에 앞으로도 이러한 기술을 통해 많은 연구가 이루어져야 하며 최적의 처리 공정도를 확립해 나아가야 한다.

결 론

바닥재의 효과적인 전 처리 방법을 위해 자원 처리기 술(mineral process technology)을 이용하였으며 입도분 급, 자력선별, 와류정전선별, 비중선별을 선택하였다. 특 히 탄산화 반응을 수반한 수세 처리를 이용하여 염화물 제거와 중금속 용출을 제어하여 바닥재를 안정화 시켰 다. 또한, 각 처리의 실험 결과에 따라 공정도를 계획하 였다.

1. 생활폐기물 소각 바닥재에는 9.3%의 철물질(ferrous material)과 0.7%의 비철금속(non-ferrous metal)을 함유 하였다. 철물질의 경우 철편(iron)과 산화철(ferrous oxide;

Fe2O3, Fe3O4)로 구성되었으며, 비철금속의 경우 알루미 늄과 구리가 대부분을 차지하였고 70%이상이 알루미늄 로 존재하였다. 금속성 물질을 제외한 바닥재의 대부분 은 자기류(ceramics)와 유리류(glass)로 존재하였다. 염 화물의 경우 입도가 작을수록 함유량은 증가하였으며, pH 는 11.45의 고 알칼리 상태로 존재하였다.

2. 철물질은 철편과 산화철로 구성되어 있으며 자력의 세기에 따라 선별한 결과 250 gauss에서 대부분의 철편 이 회수되었다. 또한, 각 입도 별 자력의 세기에 따라 선 별된 철물질의 산화철 함유량을 확인 해본 결과, 0.60 mm 이하의 미립분에서 선별율이 크게 떨어졌으며 자력 을 높일 수록 산화철의 함유율을 떨어뜨리게 된다.

3. 비철금속은 대부분 0.60 mm이상의 입도에서 알루 미늄과 구리로 존재하기 때문에 전기전도도를 이용한 와 류정전선별기를 선택하였으며, 그 결과 전체 비철금속의 약 80%가 선별되었다. 와류정전선별의 영향을 받지 못 하는 1.18 mm 이하 미립분의 존재, 소각을 통한 금속의

conductivity의 크기저하, 표면에 산화물 층의 생성등은 선별율을 저하시키는 원인이 된다.

4. 불용성 염화물을 함유하며 중금속 용출량이 높게 나타나는 0.60 mm이하의 바닥재를 물과 혼합하여 수세 처리 시켰으며 CO2 gas를 주입하여 탄산화 반응을 유도 하였다. 그 결과, 2,400 ppm의 염화물 함유량을 1,450 ppm으로 감소시켰으며, 납과 구리의 초기 용출 량 0.2 ppm과 0.3 ppm을 0.01 ppm 미만으로 감소시켰다.

5. Shaking table을 이용하여 입도에 따라 비중선별하 여 철물질을 분리하였다. 그 결과 입도가 클수록 정광의 선별량은 증가 하였지만 철물질의 함유량(w/w.%)은 낮 게 나타났다. 하지만 0.60 mm 이하의 입도에서는 선별 되는 양은 적었지만 산화철의 함유량은 약 80 w/w.%로 높게 나타났다. 건식 자력 선별에 의해 분리가 까다로운 미립 분의 산화철을 비중 선별에 의해 선별 가능하였다.

6. 바닥재의 특성에 맞는 올바른 처리공정을 위해 위 의 각 선별의 연구 결과에 따라 공정도를 계획하였다.

0.60 mm의 입단을 기준으로 하여 0.60 mm이상의 크기 에서는 자력선별과 와류정전선별을, 0.60 mm이하의 미 립분에서는 수세처리와 비중선별을 계획하였다. 이를 통 하여 철/비철 등의 금속 회수와 유리 류/자기 류 등의 재 생 골재의 효율적인 분리가 가능 할 것이며, 특히 염화물 과 중금속의 함유량 및 용출량이 높은 0.60 mm 이하의 입도에서는 수세처리를 통해 제어가 가능하며 환경적 안 정화를 얻을 수 있을 것이다.

참고문헌

안지환, 2006, “생활폐기물 소각 바닥재의 처리 기술,” 한 국지구시스템공학회지, Vol. 43, pp. 1-10.

안지환, 한기천, 김형석, 2001, “생활폐기물 소각재 중 바닥 재의 특성,” J. of Korean Inst. of Resources Recycling, Vol. 10, pp. 48-57.

엄남일, 한기천, 유광석, 조희찬, 안지환, 2007, “생활폐기 물 소각 바닥재의 자력선별에 따른 ferrous material의 분 리 특성,” J. of Korean Inst. of Resources Recycling, Vol.

16, pp. 19-26.

조영도, 엄남일, 한기천, 안지환, 이경훈, 반봉찬, 2007, “생 활폐기물 소각 바닥재의 수세처리에 따른 염화물 특성,”

한국지구시스템공학회지, Vol. 44, pp. 1-7.

환경부, 2007, 2006 전국 폐기물 발생 및 처리 현황. Ahn, J.H., Um, N.I., Han, G.H., You, K.S. and Cho, H.C.,

2006, “Effect of carbonation in removal of chlorice from municipal solid waste incineration bottom ash,” Geosystem Engineering, Vol. 9, pp. 247-251.

Chimenos, J.M., Fernadez, A.I., Miralles, L., Segarra, M.

and Espiell, F., 2003, “Short-term natural weathering of

엄 남 일

2003년 2월 인하대학교 자원공학과 공 학사

2005년 2월 인하대학교 자원공학과 공 학석사

현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 자원처리연구실 연구원

(E-mail; [email protected])

유 광 석

현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 선임연구원 (本 學會誌 第45券 第1号 參照)

안 지 환

1986년 2월 인하대학교 자원공학과 공학사 1988년 2월 인하대학교 자원공학과 공학

석사

1991년 2월 연세대학교 경제학과 경제학 석사

1997년 2월 인하대학교 자원공학과 공학 박사

현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 자원처리연구실 책임연구원

(E-mail; [email protected])

한 기 천

1998년 2월 인하대학교 자원공학과 공 학사

2000년 2월 인하대학교 자원공학과 공 학석사

현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 자원처리연구실 연구원

(E-mail; [email protected])

김 형 석

1991년 인하대학교 자원공학과 공학사 1993년 인하대학교 자원공학과 공학석사 1999년 2월 인하대학교 자원공학과 공

학박사

현재 한국지질자원연구원 자원활용소재연구부 선임연구원 (E-mail; [email protected])

MSWI bottom as a function of particle size,” Waste Management, Vol. 23, pp. 887-895.

Gerven, T.V., Keer, E.V., Arickx, S., Jaspers, M., Warters, G. and Vandecasteele, C., 2005, “Carbonation of MSWI- bottom ash to decrease heavy metal leaching, in view of recycling,” Waste Management, Vol. 25, pp. 291-300.

Polettini, A. and Pomi, R., 2004, “The leaching behavior of incinerator bottom ash as affected by accelerated ageing,”

Journal of hazardous Materials, Vol. 113, pp. 209-215.

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.

Wiles, C. and P. Shepherd, 1999, “Beneficial use and recycling of municipal waste combustion residues comprehensive resource document,” Nation Renewable Energy Laboratory (NREL), Vol. 3, pp. 6-11.

Xing, W. and Hendriks, C., 2006, “Decontamination of granular wastes by mining separation techniques,” Journal of Cleaner Production, Vol. 14, pp. 748-753.