KR20170088097A

KR20170088097A - 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법

Info

Publication number: KR20170088097A
Application number: KR1020160008009A
Authority: KR
Inventors: 김상현; 박종훈; 김상식; 장일헌; 롤리 곤잘레스 랄프
Original assignee: 대구대학교 산학협력단; (주)청수
Priority date: 2016-01-22
Filing date: 2016-01-22
Publication date: 2017-08-01
Also published as: KR101788625B1

Abstract

본 발명은 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 관한 것으로, 보다 상세하게는 고분자응집제의 사용없이 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인을 사용하여 중금속 수산화물을 여과하고 여과된 처리수를 이온 교환하여 이온성 물질을 흡착함으로써 오염물의 제거능이 향상된 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 관한 것이다.
본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법은 중금속이 포함된 원수를 전처리하여 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리 단계(S100)와; 멤브레인을 이용하여 중금속 수산화물을 포함하는 원수를 필터링하여 처리수와 원수 농축수를 분리하는 막분리단계(S200)와; 상기 막분리단계를 거친 처리수에 포함된 이온성 물질을 흡착하는 이온교환단계(S300)를 포함하는 것을 특징으로 한다.

Description

막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법 {Apparatus and Method for treating wastewater containing heavy-metal}

본 발명은 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 관한 것으로, 보다 상세하게는 고분자응집제의 사용없이 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인을 사용하여 중금속 수산화물을 여과하고 여과된 처리수를 이온 교환하여 이온성 물질을 흡착함으로써 오염물의 제거능이 향상된 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 관한 것이다.

현재 도금폐수를 비롯한 중금속 함유 폐수의 총 발생량은 전체 산업 폐수 발생량의 약 20 내지 25 %를 차지하고 있다.

상기 산업 폐수에는 구리, 아연, 크롬, 니켈, 주석, 시안화합물, 세척제, 그리스 등 다양한 종류의 독성 물질이 포함되어 환경적으로 많은 문제를 발생시키며, 까다로운 폐수 처리 방법으로 인해 비용과 관리에 어려움을 겪고 있다.

한국공개특허 제 2003-0003347호(중금속 폐수 처리 시스템 및 그 처리 방법)는 중금속이 함유된 폐수를 자연산 황철석이 충진된 황철석탑과 염화 제2철이 투입된 응집조를 이용하여 처리하는 중금속 폐수 처리 시스템 및 그 방법을 제공하고 있다.

이와 같이, 일반적인 중금속 함유 폐수의 처리는 무기응집제와 고분자응집제를 사용하여 플럭(floc)을 생성시키고, 생성된 플럭을 침전 및 제거하는 응집-침전 공정을 통해 진행된다.

그러나 응집-침전 공정의 처리 효율은 제거하고자 하는 중금속을 무기응집제를 사용하여 플럭화시키는 응집공정을 통해 생성된 입자(중금속 수산화물)의 입도 분포와 표면 전하에 따라 좌우되며, 통상적으로 처리 효율을 확보하기 위해 무기 응집제 외에 고가의 고분자 응집 보조제를 다량 사용하므로, 과다한 약품 소요량과 슬러지 발생량으로 인해 폐수 처리 비용 부담이 높다.

평균적으로 중금속 수산화물은 2 내지 10 ㎛ 크기를 가지며, 10㎛ 이하의 입자는 침전이 용이하지 않으므로, 응집제 다량 투입 및 고가의 고분자 응집보조제 사용을 통해 입자 크기를 증가시킨다.

하지만 이 과정에서 입자의 일부가 침전되지 않고 월류하여 방류기준을 초과하는 경우가 다수 발생하고 있어 방류수로 월류되는 중금속 농도를 제어하기 위하여 응집-침전공정 후에 여과공정을 후단에 설치하는 경우가 있지만 여과기의 손실수두 증가 및 역세 기간 및 역세 빈도가 증가하여 유지관리에 어려움이 많아 도금폐수를 비롯한 금속폐수를 효율적으로 관리할 수 있는 대체 공정 개발이 절실하다.

이에 따라, 중금속 함유 폐수 처리에 분리막을 이용하게 되었으나, 분리막 공정의 전단에서 사용하는 무기응집제 및 고분자응집제로 인해 막의 파울링 (fouling)현상(침전물에 덮이는 현상)으로 분리막이 쉽게 오염되어 기능을 상실하는 문제점이 있었다.

한국공개특허 제 2003-0003347호(중금속 폐수 처리 시스템 및 그 처리 방법)

본 발명의 목적은 상술한 바와 같은 문제점을 해결하기 위해 안출된 것으로서, 침전조를 이용한 응집-침전 공정이 아닌 평균 1 내지 3 ㎛의 공극크기를 갖는 멤브레인으로 응집 입자를 여과함으로써 고가의 고분자 응집제의 사용이 필요없고, 중금속 수산화물의 처리 효율(막여과 속도 향상 및 낮은 여과 저항성)을 높인 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법을 제공하는 것이다.

또한, 본 발명의 또 다른 목적은 멤브레인을 통과한 처리수를 이온 교환하여 오염물 제거능을 보다 향상시킨 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법을 제공하는 것이다.

상기 과제를 해결하기 위한 본 발명의 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치는 중금속이 포함된 원수를 저장하고 소정의 전처리를 하여 응집 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리부와; 중금속이 포함된 원수 내의 응집 중금속 수산화물을 필터링된 처리수와 원수농축수를 분리하기 위한 막분리부와; 상기 처리수를 이온 교환하여 이온성 물질을 흡착하기 위한 이온교환부를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 원수 처리부는 원수를 수용하는 원수 탱크와; 상기 원수 탱크 내의 폐수에 pH조절제를 투입하여 폐수의 pH를 조절하기 위한 원수 pH 조절부와; 상기 원수, pH 조절제를 혼합하기 위한 교반부를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 막분리부는 원수 처리부에서 처리된 원수를 수용하기 위한 중공 통형의 막분리부 하우징과; 상기 막분리부 하우징과 동일한 동심으로 내부에 형성되며, 1 ~ 3㎛의 평균공극을 갖는 멤브레인과; 상기 멤브레인을 통과한 처리수를 배출하기 위한 처리수 배출부와; 상기 멤브레인을 통과하지 못한 원수 농축수를 배출하기 위한 농축수 배출부를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 이온 교환부는 음이온 물질을 흡착하기 위한 양이온 교환부와; 양이온 물질을 흡착하기 위한 음이온 교환부와; 상기 양이온 교환부와 상기 음이온 교환부의 pH를 조절하기 위한 이온 교환 pH 조절부를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 과제를 해결하기 위한 본 발명의 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법은 중금속이 포함된 원수를 전처리하여 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리 단계(S100)와; 멤브레인을 이용하여 중금속 수산화물을 포함하는 원수를 필터링하여 처리수와 원수 농축수를 분리하는 막분리단계(S200)와; 상기 막분리단계를 거친 처리수에 포함된 이온성 물질을 흡착하는 이온교환단계(S300)를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 원수 처리 단계(S100)는 원수에 pH조절제를 주입한 후 교반하여 pH를 9 내지 11로 유지하는 것을 특징으로 하며, 교반 시간은 1분 내지 30분, 교반 속도는 30 내지 90 rpm 인 것을 특징으로 한다.

상기 막분리단계(S200)는 막분리 하우징으로 유입된 응집 중금속 수산화물을 포함하는 원수가 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인을 지나고, 멤브레인을 통과한 처리수는 처리수 배출부를 통해 배출되고, 멤브레인을 통과하지 못한 원수 농축수는 농축수 배출부로 배출되는 것을 특징으로 한다.

상기 이온교환단계(S300)는 처리수에 포함된 음이온 물질을 양이온 교환부에서 흡착하고, 처리수에 포함된 양이온 물질을 음이온 교환부에서 흡착하며, 이온교환부 투입전 양이온 교환부의 pH는 6 내지 10으로 유지하고, 음이온 교환부의 pH는 6 내지 7로 유지하는 것을 특징으로 한다.

상술한 바와 같이, 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 의하면, 침전조를 이용한 응집-침전 공정이 아닌 평균 1 내지 3 ㎛의 공극크기를 갖는 멤브레인으로 응집 입자를 여과함으로써 고가의 고분자 응집제의 사용이 필요없어 경제적이고, 중금속 수산화물의 처리 효율(막여과 속도 향상 및 낮은 여과 저항성)을 높인 효과가 있다.

또한 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수처리장치와 그를 이용한 폐수처리방법에 의하면, 멤브레인을 통과한 처리수를 이온 교환하여 오염물 제거능을 보다 향상시킨 효과가 있다.

도 1은 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치의 구성을 보여주는 구성도.
도 2는 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치의막분리부의 단면도.
도 3은 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법을 보여주는 순서도.
도 4는 본 발명의 실시예에 따른 단일 합성폐수의 중화곡선과 응집실험 결과를 보여주는 그래프.
도 5는 본 발명의 실시예에 따른 (a)Cu, Zn, Ni 모두를 포함하는 복합 중금속 합성 폐수의 중화곡선과 (b)응집 실험 결과.
도 6은 본 발명의 실시예에 따른 실폐수의 중화곡선과 응집실험 결과.
도 7은 본 발명의 실시예에 따른 pH와 교반시간에 따른 입도 분포 분석 결과.
도 8은 본 발명의 실시예에 따른 교반 조건에 따른 합성폐수 응집 실험 결과.
도 9는 본 발명의 실시예에 따른 막분리 실험 방법의 개략도.
도 10은 본 발명의 실시예에 따른 각 폐수의 pH 별 여과 시간.
도 11은 본 발명의 실시예에 따른 초기투과속도를 보여주는 그래프.
도 12는 본 발명의 실시예에 따른 각 폐수의 입도 분포.
도 13은 본 발명의 실시예에 따른 역세를 하지 않았을 경우 막 투과속도.
도 14는 본 발명의 실시예에 따른 역세한 경우 막 투과속도.
도 15는 본 발명의 실시예에 따른 투과플럭스.
도 16은 본 발명의 실시예에 따른 회복률(Recovery).
도 17은 본 발명의 실시예에 따른 농축테스트 결과.
도 18은 본 발명의 실시예로서 이온교환 수지 종류에 따른 이온교환능을 보여주는 그래프.
도 19는 본 발명의 실시예로서 이온교환부의 pH에 따른 이온교환능을 보여주는 그래프.

본 발명의 구체적 특징 및 이점들은 이하에서 첨부도면을 참조하여 상세히 설명한다. 이에 앞서 본 발명에 관련된 기능 및 그 구성에 대한 구체적인 설명이 본 발명의 요지를 불필요하게 흐릴 수 있다고 판단되는 경우에는 구체적인 설명을 생략하기로 한다.

도 1은 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치의 구성을 보여주는 구성도이다.

본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치는 중금속이 포함된 원수를 저장하고 소정의 전처리를 하여 응집 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리부(100)와 중금속이 포함된 원수 내의 응집 중금속 수산화물을 필터링된 처리수와 원수농축수를 분리하기 위한 막분리부(200)와 상기 처리수를 이온 교환하여 이온성 물질을 흡착하기 위한 이온교환부(300)를 포함하는 것을 특징으로 한다.

보다 상세하게는, 상기 원수 처리부(100)는 원수를 수용하는 원수 탱크(110)와 상기 원수 탱크 내의 폐수에 pH조절제를 투입하여 폐수의 pH를 조절하기 위한 원수 pH 조절부(120)와 상기 원수, pH 조절제를 혼합하기 위한 교반기(130)와 상기 원수 탱크 내에 수용되는 원수의 온도를 측정하기 위한 온도 센서와 온도 유지 및 상승을 방지하기 위한 칠러(140)를 포함한다.

상기 원수 pH조절부(120)는 pH측정기와 pH조절제 저장 탱크 등으로 구성되어, 상기 원수 탱크(110) 내에 수용된 원수 및 pH조절제가 혼합된 원수의 pH를 측정하고, 기설정된 pH 범위가 유지되도록 pH조절제의 주입을 제어할 수 있다.

상기 pH조절제는 알칼리성 물질이라면 제한하지 않으며, 예를 들어 수산화나트륨(NaOH)이 사용될 수 있다.

상기 교반기(130)는 원수와 pH 조절제를 혼합함과 동시에 응집된 중금속 수산화물을 형성하게 된다.

상기 원수 처리부(100)에서 중금속 수산화물이 형성되며, 중금속 수산화물이 포함된 원수는 막분리부(200)로 이동되어 막 분리부에서 원수에 포함된 중금속 수산화물을 여과하게 된다. 이때 상기 원수 처리부(100)와 상기 막분리부(200)는 관으로 연결되며 순환펌프의 압력에 의해 이동된다.

이하, 구체적으로 설명하지는 않지만 각 구성(원수 처리부, 막 분리부, 이온교환부 등)를 연결하는 관에는 유량계, 펌프, 밸브 등을 포함하여 원수 및 처리수 등의 이동 및 흐름을 제어함이 바람직할 것이다.

도 2는 본 발명에 따른 막분리부의 단면도로서, 상기 막분리부(200)는 원수 처리부에서 처리된 원수를 수용하기 위한 중공 통형의 막분리부 하우징(210)과 상기 막분리부 하우징과 동일한 동심으로 내부에 형성되며, 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인(220)과 상기 멤브레인을 통과한 처리수를 배출하기 위한 처리수 배출부(230)와 상기 멤브레인을 통과하지 못한 원수 농축수를 배출하기 위한 농축수 배출부(240)를 포함하는 것을 특징으로 한다.

막분리부 하우징(210)의 일측으로 원수가 유입되면 소정의 압력에 의해 유입된 원수가 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인을 지나면서 원수에 포함된 중금속 수산화물은 여과되고, 중금속 수산화물이 여과된 원수(이하, 처리수로 축약)가 멤브레인 내부로 흐르게 된다.

중금속 수산화물의 평균 입도는 2 내지 10 ㎛ 로, 막여과 속도의 저하와 높은 여과 저항을 방지함과 동시에 중금속 수산화물의 높은 제거율을 유지하기 위하여 멤브레인의 평균 공극은 1 ~ 3㎛가 바람직하다.

이때 멤브레인을 통과한 처리수는 처리수 배출부(230)를 따라 이동되고, 멤브레인을 통과하지 못한 중금속 수산화물이 농축된 원수(이하, 원수 농축수로 축약)는 농축수 배출부(240)를 통해 배출된다.

상기 농축수 배출부(240)를 통해 배출된 원수 농축수는 탈수부(500)로 이동하여 원수 농축수의 수분이 제거하게 된다.

또한, 상기 농축수 배출부(240)를 통해 배출된 원수 농축수는 상기 원수 탱크(110)로 반송되어 재처리될 수 있다.

또한, 상기 막분리부(200)는 폐수 처리량 등을 고려하여 다수개로 증설 가능함은 당연할 것이다.

시간의 흐름에 따라 파울링(fouling)현상(멤브레인이 침전물에 덮이는 현상)이 발생되며, 상기 침전물은 막분리능을 저하시키기 때문에 이를 이탈시키기 위한 수단이 필요하게 된다.

본 발명의 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치는 필터링 과정에서 멤브레인에 쌓이는 침전물을 제거하기 위해 처리수의 흐름 방향의 역방향으로 압력을 공급하여 역세하기 위한 역세부(400)를 포함하며, 상기 역세부에 의한 역세는 공정의 안정성 및 지속성을 위하여 기설정된 시간 간격으로 반복 수행된다.

상기 역세부는 수압 및 공기압을 공급할 수 있으며, 수압을 공급할 시 상기 역세부는 역세 탱크 및 저장조를 포함할 수 있다.

막분리부를 통과한 처리수는 중금속 수산화물은 제거되었지만 이온성 물질을 포함할 수 있다. 상기 처리수는 이온 교환부(300)로 이동되어 이온성 물질을 흡착 및 제거하게 된다.

상기 이온 교환부(300)는 양이온 교환부와 음이온 교환부로 구성되어, 처리수에 포함된 음이온성 물질은 양이온 교환부로 흡착되고, 양이온성 물질은 음이온교환부로 흡착되어 보다 순수(pure water)가 될 수 있다. 이때 이온교환효율은 pH에 영향을 받기 때문에 이온교환 pH 조절부를 더 포함하여, 양이온 또는 음이온 교환부로 유입되는 처리수의 pH를 제어할 수 있다.

또한, 상기 폐수처리장치는 시스템의 데이터(유량, 압력 등)를 저장하기 위한 데이터로그와 운전 모드(여과, 농축, 세정 등)을 자동 및 수동으로 제어할 수 있는 제어부 및 PLC판넬을 더 포함할 수 있다.

도 3은 본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법을 보여주는 순서도이다.

본 발명에 따른 막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법은 중금속이 포함된 원수를 전처리하여 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리 단계(S100)와 멤브레인을 이용하여 중금속 수산화물을 포함하는 원수를 필터링하여 처리수와 원수 농축수를 분리하는 막분리단계(S200)와 상기 막분리단계를 거친 처리수에 포함된 이온성 물질을 흡착하는 이온교환단계(S300)를 포함하는 것을 특징으로 한다.

상기 원수 처리 단계(S100)는 원수에 pH조절제를 주입한 후 교반하여 pH를 9 내지 11로 유지하는 것을 특징으로 하며, 이때 교반 시간은 1분 내지 30분, 교반 속도는 30 내지 90rpm 인 것을 특징으로 한다.

보다 상세하게는, 원수 탱크 내에 수용된 원수에 pH조절제를 주입 및 교반하여 원수 내에 포함된 중금속 물질을 중금속 수산화물로 응집시킨다.

이때 중금속 수산화물을 형성하기 위하여 pH, 교반 시간 및 속도 등을 조절하여야 하는데, pH는 9 내지 11, 교반 시간은 1분 내지 30분, 교반 속도는 30 내지 90rpm가 바람직하다.

pH 의 측정 및 주입은 pH 조절부에서 제어하게 되며, 원수 탱크 내에는 원수, pH 조절제를 혼합하기 위한 교반기가 포함된다.

이때 원수 및 pH조절제가 혼합된 원수의 온도 유지 및 상승방지를 위하여 온도를 측정하기 위한 온도 센서 및 칠러(Chiller)가 더 포함되어 온도를 제어하게 된다.

한편, 상기 농축수 배출부를 통해 배출된 원수 농축수는 탈수부로 이동하여 원수 농축수의 수분이 제거되는 탈수단계(S400)를 거치게 된다.

또한, 상기 농축수 배출부를 통해 배출된 원수 농축수는 상기 원수 처리부로 반송되어 재처리되는 반송단계(S350)를 거칠 수 있다.

시간의 흐름에 따라 파울링(fouling)현상(멤브레인이 침전물에 덮이는 현상)이 발생되며, 상기 침전물은 막분리능을 저하시키기 때문에 이를 이탈시키기 위한 단계가 필요하게 된다.

이에 본 발명의 폐수처리방법은 상기 막분리단계(S200)에서 멤브레인에 쌓이는 침전물을 제거하기 위해 여과 방향의 역방향으로 압력을 가하여 침전물을 이탈시키는 역세단계(S250)를 포함한다.

또한 상기 역세단계(S250)는 역세부에 의해 역세되며 공정의 안정성 및 지속성을 위하여 기설정된 시간 간격으로 반복 수행된다.

막분리부를 통과한 처리수는 중금속 수산화물은 제거되었지만 이온성 물질을 포함할 수 있으며, 이온교환단계(S300)에서는 상기 막분리단계를 거친 처리수에 포함된 이온성 물질을 흡착하게 된다.

상기 이온 교환단계(300)는 처리수에 포함된 음이온성 물질은 양이온 에서환부에서 흡착되고, 양이온성 물질은 음이온교환부로 흡착되어 보다 순수(pure water)가 될 수 있다. 이때 이온교환효율은 pH에 영향을 받기 때문에 pH 조절 더 포함하여, 양이온 또는 음이온 교환부로 유입되는 처리수의 pH를 제어할 수 있다.

보다 상세하게는, 이온교환부 투입전 양이온 교환부의 pH는 6 내지 10으로 유지하고, 음이온 교환부의 pH는 6 내지 7로 유지하여 높은 이온교환효율을 유지할 수 있도록 한다.

이하, 본 발명의 바람직한 실시 예를 첨부한 도면을 참고로 상세하게 설명하기로 한다.

원수 처리 조건의 확립

CuSO₄·5H₂O(Daejung, Korea), ZnSO₄·7H₂O(Duksan, Korea), NiSO₄·6H₂O를 이용하여 고농도의 Cu (128 mg/L), Ni (173 mg/L), Zn (78 mg/L) 에 대한 단일 및 복합 중금속 합성 폐수를 제조하여 실험에 함께 사용하였다.

응집 실험은 사전에 NaOH의 투입 시간을 일정하게 하기 위해 실험 대상에 대한 중화 곡선을 확보한 후 다음과 같은 순서로 진행되었다. 합성폐수 및 실폐수에 미리 계산된 양의 NaOH를 주입하여 pH를 8, 9, 10, 11로 조절한 후, 90 rpm에서의 1 분 교반, 50 rpm에서의 30분 교반을 통해 수산화물 생성을 유도하였다. 그 후, Whatman 5 filter papers (2.5 ㎛) 를 사용하여 여과하여 상등액을 얻었다. 중금속 샘플을 보관해야 할 때는 0.2 mL HNO₃ / 1 L filtrate or wastewater 을 주입하여 변질을 방지하였다. pH 조절 외의 별도의 응집제는 구리 합성폐수에 대해 FeCl₃·6H₂O (Duksan, Korea)를 3.9, 7.8, 11.8 g Fe³ ⁺/L로 주입하여 응집제 투입 효과를 고찰한 실험 외에는 사용되지 않았다.

사용된 폐수의 성상을 분석하기 위해, Cu, Zn, Ni, Pb 등 중금속의 농도는 ICP-OES(OPTIMA 7300DV, PerkinElmer, USA)를 사용하였으며, TCOD, SCOD, TSS, VSS, TN, TP는 standard method에 준거하여 분석을 실시하였다. 또한 응집 실험 후 생긴 침전물을 particle size distribution analyzer(PRO-7000S, SeishinKigyo, Japan)를 사용하여 입도 분포도를 분석하였다. 균일한 교반을 위해 Jar tester를 사용하였으며, pH 보정을 위해 pH meter(Orion star A211, Thermo scientific, USA)를 사용하였다.

도 4는 단일 합성폐수의 중화곡선과 응집실험 결과를 보여주는 그래프로서, (a)는 Cu 합성폐수 중화곡선, (b)는 Zn 합성폐수 중화곡선, (c)는 Ni 합성폐수 중화곡선, (d)단일 중금속 합성폐수 응집실험 결과, (e)Cu에 대해 응집제를 주입하였을 때 중금속 제거 효율을 보여준다.

1N NaOH를 이용하여 pH를 조절 시, pH 10까지는 적은 양의 NaOH 주입만으로도 쉽게 달성이 가능하였으며, pH 11 달성을 위해서는 많은 양의 NaOH 주입이 필요한 것으로 나타났다.

각각의 단일 중금속 합성폐수를 대상으로 응집-침전 실험을 수행하였으며, 그 결과((d)에 도시) 응집제 투입 없이 pH 조절만으로 90% 이상의 중금속 제거 효율 달성이 가능하였다.

응집제(FeCl₃ ₎의 중금속 수산화물 형성에 대한 영향을 확인한 결과((e)에 도시), 중금속 제거 효율이 오히려 감소한 것을 보아 중금속 수산화물의 생성에 응집제가 큰 역할을 하지 않음을 확인할 수 있었다.

도 5는 (a)Cu, Zn, Ni 모두를 포함하는 복합 중금속 합성 폐수의 중화곡선과 (b)응집 실험 결과를 보여준다.

복합 중금속 합성 폐수의 경우, 단일 중금속 합성폐수에 비해 제거율이 다소 증가함을 알 수 있는데, 이는 응집-침전과정에서 복합 중금속 합성폐수에서 sweep 침전이 일어나 상호 침전을 촉진시켰기 때문인 것으로 판단된다.

제거 실험에 비해 각 중금속마다 최적의 효율을 보이는 pH가 조금씩 달라짐을 알 수 있다. Ni 의 경우 pH 10, Cu, Zn 의 경우 pH 9에서 가장 제거 효율이 좋은 것으로 나타났다. pH 9과 10에서 세 가지 중금속의 제거효율은 99% 이상이었으며, 청정 지역 기준 폐수 배출 허용 기준(Cu 1 mg/L 이하, Zn 1 mg/L 이하, Ni 0.1 mg/L 이하)를 모두 만족하였다.

상기 실험 결과를 토대로, 실제 중금속 폐수 발생 사업체 폐수(L 전자 폐수, A 배터리 폐수)를 대상으로 실험을 수행하였으며, 성상은 표 1과 같다.

도 6은 실폐수의 중화곡선과 응집실험 결과를 보여주는 것으로서, (a)는 L전자 폐수의 중화 곡선, (b)는 A배터리 폐수의 중화 곡선, (c)는 L전자 폐수의 응집실험 결과, (d)는 A배터리 폐수의 응집실험 결과를 보여준다.

합성 폐수와 달리 실폐수의 경우, 실폐수 내에 공존하는 유, 무기 물질들로 인해 pH 조절에 합성 폐수에 비해 다소 많은 양의 NaOH가 소요되었다.

L 전자 폐수를 대상으로 응집 실험을 수행한 결과, pH 9 이상의 조건에서 별도의 유, 무기 응집제 투여 없이 알칼리 조절 및 여과에 의해서 만으로도 청정 지역 폐수 방류 기준에 모두 만족할 수 있었으며, pH 10에서 모든 중금속이 최적의 제거 효율을 보임을 알 수 있다. Cu, Zn, Ni, Pb의 제거 효율은 각각 99.71 %, 99.75 %, 99.15 %, 99.98 % 였다.

A 배터리 폐수를 대상으로 응집 실험을 수행한 결과, pH 8에서 Cu, Zn, Ni에 대한 청정 지역 폐수 방류 기준에 모두 만족할 수 있었으며, pH 11에서는 Pb에 대해서도 방류 기준을 만족할 수 있었다. Cu, Zn, Ni, Pb의 제거 효율은 각각 92.74 %, 93.98 %, 87.83 %, 99.7 % 였다.

도 7은 pH와 교반시간에 따른 입도 분포 분석 결과를 보여주는 것으로서, (a)는 L전자 폐수의 pH 에 따른 입도 분포 그래프, (b)는 L전자 폐수의 교반 시간에 따른 입도 분포 그래프이다.

(a)pH 에 따른 입도 분포 그래프에서 입자의 99.9%가 2 ㎛ 이상임을 확인하였다. 이는 대구경 막의 공극 크기가 pH 조절을 통해 형성된 중금속 수산화물을 완벽하게 분리하는데 적합하다는 것을 보여준다.

(b)교반 시간에 따른 입도 분포 그래프에서 모든 경우에서 입자가 2 ㎛ 이상임을 확인하였다. 이는 교반 시간이 1분이어도 중금속 수산화물 형성에 있어서는 충분함을 나타내는 결과이다.

도 8은 교반 조건에 따른 합성폐수 응집 실험 결과를 보여준다.

(a)는 복합 합성 중금속 폐수의 교반 시간에 따른 응집 실험 결과이며, pH 10 에서 각각 30, 20, 10, 1 min 교반하였을 때의 제거 효율을 측정하였다. 그 결과, Ni, Pb의 경우 1 min, Zn 의 경우 10 min, Cu 의 경우 30 min 에서 방류수 배출 기준을 만족하였다.

(b) 내지 (e)는 복합 합성 중금속 폐수의 교반 속도 및 시간에 따른 응집 실험 결과로서, 교반 속도(30, 50, 70, 90 rpm), 교반 시간(5, 10, 20, 30 min)별 응집 실험 결과를 보여준다.

그 결과, 70 rpm, 20 min 조건에서 중금속 제거 효율이 가장 좋은 것으로 나타났다. 또한, 전 항목에 대하여 20 min 조건이 10 min 조건보다 제거 효율이 높음을 확인할 수 있었으며, 이는 중금속 응집 실험에 있어 교반 시간이 중요한 변수가 될 수 있음을 나타내는 것으로 사료된다.

상기 결과를 토대로, pH 10, 70 rpm 조건에서 교반 시간(3, 5, 7, 10, 15, 20, 25, 30 min)을 세분화하여 실험을 수행하였다.

(f)는 상기 결과를 보여주는 것으로서, Cu 기준 3, 5, 15, 20 min 에서 배출 허용 기준을 만족하는 것으로 나타났으며, 7, 10, 25, 30 min 에서는 제거 효율이 낮은 것으로 나타났다. 다른 모든 중금속은 전 항목에서 배출 허용 기준을 만족하였으나, 제거 효율 면에서는 비슷한 경향을 보여주는 것으로 나타났다. 상기 실험 결과로, 중금속 응집 시간은 제거 효율에 있어 높은 영향력을 끼치는 것으로 나타남을 알 수 있었다.

막분리 조건의 확립

막 분리부 및 막 분리 모듈은 길이 1m, 외경 0.85mm, 내경 0.55mm, 평균 공극 2 ㎛, PP 재질을 사용하였다.

L 전자 폐수, A 배터리 폐수, H사 도금 폐수를 대상으로 분리막 운전 인자의 영향을 고찰하였다. 각각의 원수 수질을 측정한 결과는 표 2와 같다.

각 폐수별 여과테스트에 앞서 수돗물을 사용하여 운전압력별 분리막의 초기투과속도를 측정하였다. 원수탱크에 pH를 조절한 폐수 20 L를 넣고 분리막 장치를 가동하여 여과에 소요되는 시간을 측정하였다. Regeneration test는 사용한 분리막을 pH 2의 산성용액에 20분간 침적시킨 후 증류수로 세정하여 같은 방법으로 재여과를 실시하면서 여과속도를 측정하여 전후 비교를 통하여 회복율을 측정하였다. 막 여과 실험 방법을 표 3 및 도 9에 도시하였다.

역세 여부에 따른 막 투과속도를 고찰하기 위해, 역세 없이 막 투과속도를 측정하였으며, 투과속도를 측정한 막을 NaOH용액 pH조절한 투과수용액으로 10분간 세정 후 세정전후의 투과속도를 비교하였다. 역세 공정의 순서는 '300초(5분)여과 → 4초간 투과수로 역세 → 2초간 공기 역세' 와 같다.

추가로, 투과수를 시스템 외로 배출(농축)하는 과정을 거치면서 투과속도를 측정하였으며, 상기 모든 실험을 수행함에 있어 운전 조건은 표 4와 같다.

도 10은 각 폐수의 pH 별 여과 시간으로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수의 결과를 보여준다.

L 전자 폐수는 pH 10, A사 배터리 폐수는 pH 11에서 여과시간이 가장 짧은 것으로 나타났으며, 앞서 측정된(도 7) 각 폐수의 응집 최적 조건과 일치한다.

도 11은 초기투과속도를 보여주는 것으로서, 초기 투과수 유량의 측정은 운전압력 0.05 MPa 내지 0.3 MPa까지 0.05 MPa의 간격으로 측정하였으며, 운전압력이 증가할수록 0.469 L/min(0.05 MPa) 에서부터 1.509 L/min(0.3 MPa) 까지 거의 직선적으로 증가하였다.

실제 폐수운전시의 막투과수 유량의 저하를 고려하여 운전압력은 0.2 MPa로 결정하여 운전하였다. 실제 폐수를 대상으로 한 운전시 기준유량은 투과플럭스 850 L/m²/hr를 기준유량으로 설정하였다. 본 발명의 멤브레인 막면적 0.0155 m²으로 환산하면 약 0.22 L/min이다.

도 12는 각 폐수의 입도 분포로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 H사 도금폐수, (c)는 이들을 비교한 것이다. 이 때, 각 폐수는 NaOH를 사용하여 pH 10 이상으로 조정하여 입도 분포를 측정하였다.

L사 전자폐수의 경우, 0.1~1.83 μm 사이즈의 입자가 13.8 %, 2.97μm이상의 입자가 86.2 %로 나타났으며, A사의 경우 0.1~1.83 μm 사이즈의 입자가 43.61 %, 2.97 μm이상의 입자가 56.39 %로 나타났다. A사의 경우, 분리막의 평균공경인 2 μm보다 작은 입자의 분포가 많은 것으로 나타나 막여과시의 공극 폐색으로 인한 유량의 저하가 예상된다. H사의 경우 0.1~1.83 μm 사이즈의 입자가 1.7 %, 2.97 μm이상의 입자가 98.32 %로 나타났으며 특히 10 μm이상의 입자분포가 90.36 %를 차지하였다.

도 13은 역세를 하지 않았을 경우 막 투과속도로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수, (c)는 H사 도금폐수의 결과를 보여주며, (d)와 (e)는 투과수 유량을 비교한 것이다.

(a)L사 폐수의 경우, 초기투과유량은 0.5948 L/min으로 나타났으나 여과 시간 경과에 따라 지속적으로 감소하여 여과 60 분 경과시에는 0.2268 L/min으로 62 %감소하였다. 이는 역세를 실시하지 않았기 때문으로 L사의 경우 막공경인 2 μm이하의 입자가 차지하는 비율이약 15 %정도로 유입 수중의 미세입자 등이 막공경을 폐색하는 등 파울링 현상에 의해 유량이 저하되기 때문이다.

(b)A사의 경우는 초기 투과유량이 0.2875 L/min으로 나타났으며, 막여과시간 60 분 경과 후의 투과유량은 0.1703 L/min으로 나타나 초기투과유량에 비해 40.9 %의 유량저하가 나타났다. L사의 경우와 비교하면 유량의 저하정도는 각각 62%와 40.9%로 L사의 경우가 저하폭이 더 크게 나타났으나, 이는 초기투과유량이 각각 0.5948 L/min과 0.2875 L/min으로 A사의 경우가 초기유량이 L사의 48 %정도로 낮기 때문이다.

(c)H사의 경우는 L사, A사에 비해 가장 큰 초기투과유량을 나타내었으며, 초기투과유량은 0.8568 L/min으로 L사 및 A사에 비해 각각 1.4 배, 3 배의 투과유량을 나타내었다. 막여과 60 분 경과후의 투과유량은 0.5946 L/min으로 초기투과유량에 비해 30.6 %의 유량감소를 나타내었다.

(d)-(e)는 2 μm이하의 입도분포가 차지하는 비율에 따른 투과유량을 보여주는 것으로서, 막의 공경보다 작은 2 μm이하의 입자는 막의 운전초기부터 막의 공극을 폐색시켜 투과유량의 저하를 일으키며 본 결과에서도 2 μm이하의 입자가 차지하는 비율이 높을수록 초기투과유량이 낮게 나타났다.

도 14는 역세한 경우 막 투과속도로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수, (c)는 H사 도금폐수의 결과를 보여준다.

(a)L사 도금폐수의 역세를 실시한 경우와 역세를 하지 않은 경우의 막투과유량의 변화를 나타내었다.역세를 실시하지 않은 경우는 초기투과유량 0.5948 L/min, 여과 60 분 경과시 0.2268 L/min으로 62 %감소하였으나, 역세를 실시한 경우는 초기투과유량은 0.5991 L/min, 여과 60 분 경과시는 0.3691 L/min으로 유량감소율은 38 %로 나타났다. 역세를 실시한 경우가 역세를 실시하지 않은 경우에 비해 60 분 경과시의 투과유량은 1.6 배 이상 높게 나타났으며, 유량 감소율도 현저히 줄어들었다. 또한 기준유량으로 정한 0.22 L/min에 비해서도 현저히 높은 막투과유량을 나타내었다.

(b)A사의 경우도 L사경우와 마찬가지로 역세를 실시한 경우가 역세를 실시하지 않은 경우에 비해 투과유량의 감소가 현저히 줄어들었다.역세를 실시하지 않은 경우는 초기투과유량 0.2875 L/min, 여과 60 분 경과시 0.1703 L/min으로 40.9 %감소하였으나, 역세를 실시한 경우는 초기투과유량은 0.2881 L/min, 여과 60 분 경과시는 0.2284 L/min으로 유량감소율은 20.7 %로 나타났다.

(c)H사의 경우도 L사 및 A사 경우와 마찬가지로 역세를 실시한 경우가 역세를 실시하지 않은 경우에 비해 투과유량의 감소가 현저히 줄어들었다. 역세를 실시하지 않은 경우는 초기투과유량 0.8568 L/min, 여과 60 분 경과시 0.5946 L/min으로 30.6 %감소하였으나, 역세를 실시한 경우는 초기투과유량은 0.8984 L/min, 여과 60 분 경과시는 0.7534 L/min으로 유량감소율은 16.1 %로 나타났다.

도 15는 투과플럭스로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수, (c)는 H사 도금폐수의 결과를 보여준다.

(a)L사의 경우 막 투과 플럭스는 초기투과 막 플럭스는 2319.1 L/m²·hr, 60분 경과 후의 막 투과플럭스는 1428.8 L/m²·hr로 나타나, 목표치로 설정한 기준플럭스 850 L/m²·hr의 약 1.7 배 정도로 높은 투과플럭스를 나타내었다.

(b)A사의 경우 L사 및 H사에 비해 낮은 투과플럭스를 나타내었으며 이는 황산나트륨 등 미세입자의 분포가 높아 전체적으로 낮은 투과플럭스를 나타낸 것으로 판단된다. 초기투과 투과플럭스는 1115.3 L/m²·hr, 60 분 경과 후의 막 투과플럭스는 884.0 L/m²·hr로 나타나, 목표치로 설정한 기준플럭스 850 L/m²·hr의 약 1.04 배 정도의 투과플럭스를 나타내었다.

(c)H사의 경우 막 투과 플럭스는 초기투과 막플럭스는 3477.7 L/m²·hr, 60분 경과 후의 막 투과플럭스는 2916.4 L/m²·hr로 나타나, 목표치로 설정한 기준플럭스 850 L/m²·hr의 약 3.4 배 정도로 높은 투과플럭스를 나타내었다.

도 16은 Recovery로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수, (c)는 H사 도금폐수의 결과를 보여준다.

(a)L사의 막세정전의 투과유량은 초기 및 60분 경과시 각각 0.5991 L/min, 0.3691 L/min로 나타났으며, 사용한 막을 NaOH로 pH 12로 조정한 세정수로 20분간 세정한 후의 투과유량은 각각 0.5957 L/min, 0.3418 L/min로 나타났다. 막세정에 의한 Recovery는 60 분간 전체 투과량을 기준으로 하였을 때 95.9 %로 나타나 목표치 80 %에 비해 15.9 %정도 높게 나타나 막세정의 효과를 확인하였다.

(b)A사의 막세정전의 투과유량은 초기 및 60 분 경과시 각각 0.2881 L/min, 0.2284 L/min로 나타났으며, 사용한 막을 NaOH로 pH 12로 조정한 세정수로 20 분간 세정한 후의 투과유량은 각각 0.2867 L/min, 0.2204 L/min로 나타났다. 막 세정에 의한 Recovery는 60 분간 전체 투과량을 기준으로 하였을 때 100.1%로 나타나 알칼리요액에 의한 막 세정 효과가 매우 큰 것으로 나타났으며, 목표치 80 %도 충분히 달성하였다.

(c)H사의 막세정전의 투과유량은 초기 및 60분 경과시가 각각 0.8984 L/min, 0.7534 L/min로 나타났으며, 사용한 막을 NaOH로 pH 12로 조정한 세정수로 20 분간 세정한 후의 투과유량은 각각 0.8808 L/min, 0.7338 L/min로 나타났다.막 세정에 의한 Recovery는 60 분간 전체 투과량을 기준으로 하였을 때 99.4 %로 나타나 목표치 80 %도 충분히 달성하였으며 알칼리용액에 의한 세정효과도 확인하였다.

도 17은 농축테스트 결과로서, (a)는 L사 전자 폐수, (b)는 A사 배터리 폐수, (c)는 H사 도금폐수의 결과를 보여준다.

(a)L사 폐수의 경우, 여과초기 pH 10으로 조정한 133 mg/LSS의 원수를 286 mg/LSS까지 약 2배정도 농축을 진행하였다. 농축이 진행될수록 막 투과유량은 감소하였으며 여과초기 0.3805 L/min(역세직전 막 투과유량)의 투과유량은 2 배정도 농축을 한 경우 0.2893 L/min까지 저하하여 투과유량 감소율은 약 24.0 %로 나타났으나, 목표유량(기준유량) 0.22 L/min을 초과하였다.

(b)A사 폐수의 경우, 황산나트륨 입자에 의해 L사, H사에 비해 SS농도가 매우 높았으며, 여과초기 pH 10으로 조정한 1,155 mg/LSS의 원수를 2,410 mg/LSS까지 약 2 배정도 농축을 진행하였다. 농축이 진행될수록 막 투과유량은 감소하였으며 여과초기 0.2364 L/min(역세직전 막 투과유량)의 투과유량은 2 배 농축을 한 경우 0.2139 L/min까지 감소하였으며, 투과유량 감소율은 9.5 %로 나타났으며. 목표유량(기준유량) 0.22 L/min이하로 나타났다.

(c)H사 폐수의 경우 여과초기 pH10으로 조정한 403 mg/LSS의 원수를 832 mg/LSS까지 약 2 배정도 농축을 진행하였다. L사 및 A사의 경우와 마찬가지로 농축이 진행될수록 막 투과유량은 감소하였으며 여과초기 0.6992 L/min(역세직전 막 투과유량)의 투과유량은 2 배 농축을 한 경우 0.6509 L/min까지 감소하였으며, 투과유량 감소율은 6.9 %로 나타났으며. 목표유량(기준유량) 0.22 L/min를 3 배정도 초과하는 높은 막 투과유량을 나타내었다.

표 5는 처리수 수질 분석 결과를 보여준다.

	중금속	원수	처리수	제거율
L사	Zn	0.061	0.081	-
	Ni	N.D.	0.034	-
	Cu	57.337	0.145	99.75
A사	Zn	3.646	0.047	98.71
	Ni	0.368	0.021	94.29
	Cu	0.029	0.078	-
H사	Zn	55.053	0.020	99.96
	Ni	38.539	0.072	99.81
	Cu	22.871	0.736	96.78

L사의 경우는 주요배출 중금속이 Cu로 목표항목 중 Zn 및 Ni은 원수중의 함유농도가 0.1 mg/L이하로 나타나 제외하였다. Cu의 제거효율은 99.75 %로 나타났으며, 처리수중의 농도는 0.145 mg/L로 나타났다. A사의 배터리 해체시 발생되는 폐수를 막여과한 경우 Zn의 경우 제거효율은 98.71 %, Ni의 경우 제거효율은 94.29 %로 매우 높게 나타났으며, 처리수의 농도는 각각 0.047 mg/L와 0.021 mg/L로 0.1 mg/L이하의 매우 양호한 수질을 나타내었다. H사의 도금폐수의 경우 Zn의 제거효율은 99.96 %로 나타났으며, Ni과 구리의 경우도 각각 99.81 %와 96.78 %로 매우 높은 처리효율을 나타냈으며, 처리수중의 농도도 각각 0.020, 0.072, 0.736 mg/L를 나타내었다. H사의 경우 처리수중의 Zn과 Ni농도가 0.1 mg/L이하의 양호한 수질을 나타내었음에 비해 Cu의 농도가 0.736 mg/L로 상대적으로 높게 나타났으나, 응집제(Alum이나 철염 등)를 전혀 사용하지 않고 실험한 결과로 경우에 따라 소량의 응집제 주입에 의해 개선될 것으로 판단된다.

도 18은 이온교환 수지 종류에 따른 이온교환능을 보여주는 그래프로서, (a)는 Na⁺, (b)는 Ca² ⁺, (c)는 K⁺, (d)는 Cl^-, (e)는 SO₄ ^2-, (f)는 F^-의 이온교환능을 보여준다.

이온 교환 수지의 후보는 Bon-lite(양이온: BC107 H, 음이온: BAMB140 OH), Dow(양이온: Amberlite IR120 H, 음이온: Amberlite IRA 402 OH)와 삼양(양이온: TRILITE SCR-B H, 음이온: TRILITE SAR20MB OH)사의 상용 수지를 평가하였다.

이온교환 수지들은 각각 물에 12시간 이상 담궈 놓은 다음 H⁺의 교환 수지는 6N HCl 용액에 OH^-는 2N NaOH 용액에 하루 이상 담궈 놓음으로써 전처리를 한 후 실험에 사용되었다.

상기 실시예의 폐수 응집 상등액의 주요 양이온 및 음이온 농도를 고려하여 Na⁺, Ca² ⁺, K⁺, Cl^-, SO₄ ^2-, F^-의 초기 농도 500 내지 2500 mg/L 에 대하여 수행되었으며, 이온 교환 수지 투입 농도는 20 ~80 g/L였다.

회분식 반응 유효 부피는 10ml 였으며, shaking Incubator를 이용하여 25℃에서 150 rpm으로 24시간 동안 반응시켰다. 수지 투입 전 pH 는 6.6±1.0 이었다. 수지 투입 후 초기 pH는 양이온 수지의 경우 1.7±0.5, 음이온 수지의 경우 13.0±0.2 이였으며, 반응 후 pH는 양이온 수지의 경우 1.4±0.3, 음이온 수지의 경우 13.1±0.2로 나타났다. 이온의 농도는 IC(ICS-2100, Thermo scientific, USA)를 사용하여 분석하였다.

Na⁺에 대한 이온교환능은 BC107 H, Amberlite IR120 H, SCR-B H 순으로 나타났다. Ca² ⁺에 대한 이온교환능은 Amberlite IR120 H가 제일 높게 나타나고 BC107 H와 TRILITE SCR-B H은 비슷하게 나타났다. K⁺에 대한 이온교환능은 BC107 H가 가장 높게 나타났고, Amberlite IR120 H, TRILITE SCR-B H 순으로 나타났다.

상기 양이온 중 두 양이온(Na⁺,K⁺)에 대해 Bon-lite사의 BC107 H가 가장 좋은 결과를 보였을 뿐만 아니라, 일반적인 폐수에서 Na의 농도가 가장 높은 것을 고려하여 이를 최적 양이온교환 수지로 선정하였다.

Cl^-에 대한 이온교환능은 Amberlite IRA 402 OH 와 TRILITE SAR20MB OH가 거의 동일한 효율을 보였고, BAMB140 OH 는 다소 낮은 값을 보였다. SO₄ ^2-에 대한 이온교환능은 Amberlite IRA 402 OH, TRILITE SAR20MB OH, BAMB140 OH 의 순으로 나타났다. F^-에 대한 이온교환능은 BAMB140 OH, Amberlite IRA 402 OH, TRILITE SAR20MB OH 순이었다.

음이온의 경우 반도체 폐수 내에 Cl과 SO가 거의 유사한 수준으로 존재하고 F도 제조공정에 따라 상당한 양으로 존재한다. 따라서 전체적으로 양호한 이온교환능을 보인 Dow사의 Amberlite IRA 402 OH를 최적 음이온교환 수지로 선정하고 실험을 수행하였다.

도 19는 이온교환부의 pH에 따른 이온교환능을 보여주는 그래프로서, (a)는 Na⁺,(b)는 Cl^- (c)는 SO₄ ^2-,(d)는 F^-의 pH에 따른 이온교환 등온식을 보여준다.

pH를 6.6, 10, 12로 조절하여 실험을 수행하였으며, 상기 최적의 이온교환 수지 확인 실험결과에 따라 양이온교환 수지로 BC107 H, 음이온교환 수지로 Amberlite IRA 402 OH 가 사용되었다. 양이온의 경우 농도가 다른 양이온에 비해 높게 나타난 Na⁺ 에 대해서만 실험을 수행하였고, 음이온은 SO₄ ^2-, F^-, Cl^- 모두 평가되었다.

등온흡착결과를 Langmuir 모델식{Q_e=(bQ_maxC_e)/(1+bC_e)}으로 도출으로 도출하였으며, 이때, C_e는 평형 농도(mg/L)와 Q_max는 최대 이온교환능(mg/g), b는 Langmuir 평형상수(L/mg), Q_e는 평형 이온교환량(mg/g)이다.

하기의 표 6은 파라미터값을 보여준다.

ION	pH	parameter
ION	pH	Q_max	b	R²
Na⁺	6.6	40	0.0014	0.9638
	10	25.9	0.005	0.8941
	12	12.8	0.0121	0.9333
SO₄ ^2-	6.6	62.4	0.0418	0.981
	10	51.3	0.008	0.9475
	12	53.3	0.0036	0.9744
F^-	6.6	135	0.00006	0.9153
	10	22.4	0.0005	0.726
	12	80	0.0001	0.8005
Cl^-	6.6	64.2	0.02	0.8735
	10	47.3	0.0018	0.9166
	12	45	0.0016	0.9312

Na⁺,의 경우 pH 6.6과 pH 10 은 유사한 이온교환 경향을 보이며, pH 12에서 이온교환 효율이 감소하였다. Cl^-과 SO₄ ²는 pH 6.6에 비해 pH 10,12에서의 이온 교환 효율이 상당히 감소되었으며, F^-의 경우에 pH의 영향에 뚜렷한 차이가 관찰되지 않았다.

이상과 같이 본 발명은 첨부된 도면을 참조하여 바람직한 실시예를 중심으로 설명하였지만 본 발명이 속하는 기술 분야에서 통상의 지식을 가진 자가 본 발명의 특허청구범위에 기재된 기술적 사상 및 영역으로부터 벗어나지 않는 범위 내에서 본 발명을 다양하게 수정 또는 변형하여 실시할 수 있다. 따라서 본 발명의 범주는 이러한 많은 변형의 예들을 포함하도록 기술된 청구범위에 의해서 해석되어야 한다.

100: 원수 처리부
110: 원수 탱크
120: 원수 pH 조절부
130: 교반기
140: 칠러
200: 막 분리부
210: 막분리부 하우징
220: 멤브레인
230: 처리수 배출부
240: 농축수 배출부
300: 이온교환부
400: 역세부
500: 탈수부

Claims

중금속이 포함된 폐수를 처리하기 위한 폐수처리 장치에 있어서,
중금속이 포함된 원수를 저장하고 소정의 전처리를 하여 응집 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리부와;
중금속이 포함된 원수 내의 응집 중금속 수산화물을 필터링된 처리수와 원수농축수를 분리하기 위한 막분리부와;
상기 처리수를 이온 교환하여 이온성 물질을 흡착하기 위한 이온교환부를 포함하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치.
제 1항에 있어서,
상기 원수 처리부는
원수를 수용하는 원수 탱크와;
상기 원수 탱크 내의 폐수에 pH조절제를 투입하여 폐수의 pH를 조절하기 위한 원수 pH 조절부와;
상기 원수, pH 조절제를 혼합하기 위한 교반부를 포함하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치.
제 1항에 있어서,
상기 막분리부는
원수 처리부에서 처리된 원수를 수용하기 위한 중공 통형의 막분리부 하우징과;
상기 막분리부 하우징과 동일한 동심으로 내부에 형성되며, 1 ~ 3㎛의 평균공극을 갖는 멤브레인과;
상기 멤브레인을 통과한 처리수를 배출하기 위한 처리수 배출부와;
상기 멤브레인을 통과하지 못한 원수 농축수를 배출하기 위한 농축수 배출부를 포함하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치.
제 1항에 있어서,
상기 이온 교환부는
음이온 물질을 흡착하기 위한 양이온 교환부와;
양이온 물질을 흡착하기 위한 음이온 교환부와;
상기 양이온 교환부와 상기 음이온 교환부의 pH를 조절하기 위한 이온 교환 pH 조절부를 포함하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리장치.
중금속이 포함된 폐수를 처리하기 위한 폐수처리 방법에 있어서,
중금속이 포함된 원수를 전처리하여 중금속 수산화물을 형성하는 원수 처리 단계(S100)와;
멤브레인을 이용하여 중금속 수산화물을 포함하는 원수를 필터링하여 처리수와 원수 농축수를 분리하는 막분리단계(S200)와;
상기 막분리단계를 거친 처리수에 포함된 이온성 물질을 흡착하는 이온교환단계(S300)를 포함하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법.
제 5항에 있어서,
상기 원수 처리 단계(S100)는
원수에 pH조절제를 주입한 후 교반하여 pH를 9 내지 11로 유지하는 것을 특징으로 하며, 교반 시간은 1분 내지 30분, 교반 속도는 30 내지 90 rpm 인 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법.
제 5항에 있어서,
상기 막분리단계(S200)는
막분리 하우징으로 유입된 응집 중금속 수산화물을 포함하는 원수가 1 ~ 3㎛의 공극을 갖는 멤브레인을 지나고, 멤브레인을 통과한 처리수는 처리수 배출부를 통해 배출되고, 멤브레인을 통과하지 못한 원수 농축수는 농축수 배출부로 배출되는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법.
제 5항에 있어서,
상기 이온교환단계(S300)는
처리수에 포함된 음이온 물질을 양이온 교환부에서 흡착하고, 처리수에 포함된 양이온 물질을 음이온 교환부에서 흡착하며,
이온교환부 투입전 양이온 교환부의 pH는 6 내지 10으로 유지하고, 음이온 교환부의 pH는 6 내지 7로 유지하는 것을 특징으로 하는
막분리-이온교환을 이용한 중금속 폐수의 처리방법.