KR20190024378A - 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용한 슬러지의 탈수 및 건조방법 - Google Patents

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Abstract

본 발명은 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용하여 하수 또는 폐수를 포함하는 액상 슬러지 및 고체상 슬러지를 탈수 및 건조처리하는 방법에 관한 것으로, 고함수율의 슬러지를 이산화염소와 극성 유기화합물로 처리하여 EPS 구조를 분해하고 미생물의 세포벽을 파괴하여 내재된 물을 제거함으로써 낮은 함수율의 슬러지 고형물을 얻을 수 있고, 이를 건조시켜 10% 이하의 함수량을 가지는 고형물을 얻을 수 있다.

Description

이산화염소와 극성 유기화합물을 이용한 슬러지의 탈수 및 건조방법 {Dehydrating and drying method of sludge using chlorine dioxide and polar organic chemicals}
본 발명은 슬러지의 탈수 및 건조 방법에 관한 것으로, 보다 구체적으로는 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용하여 하수, 폐수를 포함하는 액상 슬러지 및 고체상 슬러지를 탈수 및 건조 처리하는 방법에 관한 것이다
슬러지는 하수 및 폐수 처리과정에서 발생하는 고체 부산물로서, 여과물, 모래, 거품을 제외한 고형물(Solids) 및 생물 고형물(Biosoilds)로 정의된다.
슬러지는 발생과정에 따라 1차 슬러지, 생물 슬러지, 소화 슬러지 및 물리-화학적 슬러지로 분류된다.
1차 슬러지(Primary Sludge)는 침전지에서 발생되는 슬러지로 주로 크고 밀도가 높은 입자로 구성되어 있으며, 탈수가 용이하지만 쉽게 발효되는 단점이 있다. 생물 슬러지(Biological Sludge)는 생물학적 처리 과정에서 발생하는 슬러지로 주로 미생물과 미생물의 성분, 미생물의 대사 물질의 침전으로 구성되어 있으며, 수분이 슬러지 간극과 표면에 존재하고 수화물(hydrate) 형태로 결합되어 있어 탈수가 용이하지 않은 문제가 있다. 소화 슬러지(Digested Sludge)는 소화공정에서 발생하는 슬러지로 다른 온도에서, 호기성 혹은 혐기성 조건에서 발생한다. 물리-화학적 슬러지(Physico-Chemical Sludge)는 응집제 등의 화학 물질을 사용하는 과정에서 발생하는 슬러지로 사용되는 화합물에 따라 성질이 달라진다.
우리나라에서도 매년 막대한 양의 하수슬러지가 발생하고 있으며, 이들 중 일부는 재활용되지만 나머지는 해양 투기, 소각, 건조연료화, 매립 등의 방법으로 처리되어 왔다.
그러나, 2012년 런던협약에 의하여 유기성 폐기물의 해양 투기가 금지되고, 좁은 국토면적으로 인하여 육상매립에 한계가 발생함에 따라, 슬러지를 처리하는 새로운 기술에 대한 개발이 매우 시급한 실정이다. 또한 슬러지를 최종 처리하는 과정에서 환경 오염을 최소화하고 처리 비용을 줄일 수 있는 방법도 함께 모색되어야 하는데, 특히 슬러지에는 각종 독성 물질과 병원성 세균이 함유되어 있으므로 이를 적절하게 처리하는 공정의 개발이 매우 중요하다.
현재 대부분의 하수처리장에서는 소화공정 이후 탈수공정을 거쳐 슬러지를 최종 처분한다. 하수처리장에서 1차 처리된 슬러지는 대략 80% 정도의 함수량을 가지는 탈수 슬러지 케이크(cake) 형태로 배출되는데, 탈수 슬러지 케이크는 슬러지 세포, 미생물 세포, 슬러지 입자 외부 주변 고분자 물질(EPS, Extracellular Polymeric Substance) 및 각종 무기, 유기물로 구성되어 있다. 이때 슬러지 케이크는 높은 함수율로 인하여 매립, 재활용 등에 어려움이 있다.
함수율이 높은 유기성 슬러지를 매립할 경우, 폐기물 운송 과정에서 발생하는 악취와 폐수 누출로 인해 도로 환경을 저해하는 문제가 발생한다. 따라서, 폐기물의 함수율을 20% 정도 더 낮출 수 있다면 폐기물 중량이 반감되어 운송비나 매립비 등이 절감되고 침출수 문제 등과 같은 2차적 문제도 해결할 수 있다.
소각의 경우에도 함수율이 높은 유기성 슬러지를 소각하면 소각효율이 낮고 그로 인한 대기 오염 문제가 심각하다. 따라서, 함수율을 낮출 수 있다면 폐기물의 양도 현저히 줄게 되어 소각비용도 줄일 수 있고 소각효율도 높일 수 있어 대기오염 문제도 줄일 수 있다.
이와 같이 유기성 슬러지의 탈수는 폐기물의 매립, 소각, 재활용 등의 처리에 있어서 처리비용은 물론 환경오염도 감소시킬 수 있는 매우 핵심적인 기술이다.
슬러지의 탈수성은 일반적으로 슬러지 입자의 전하, 결합수의 함량, 고형물 및 유기물의 함량, 입자의 크기 및 기계적 강도, 공극률, 압축계수 등 슬러지의 물리화학적 성질에 크게 의존하며, 처리제 종류, 탈수 압력과 속도 등의 조건에 의해서도 크게 영향을 받는다.
슬러지 내부의 수분은 자유수, 간극수, 흡착수 및 결합수의 네 가지 형태로 분류된다. 자유수는 슬러지 외부에 존재하는 물이고, 간극수는 삼투압이나 모세관 현상에 의하여 슬러지 간극으로 삽입된 물이다. 흡착수는 슬러지 표면이나 미생물 세포막에 흡착(adsorption) 또는 접착(adhesion)된 물이고, 결합수는 슬러지 염의 화학적 결합수이다. 슬러지 내의 물은 단순한 자유수가 35%, 화학적 결합수가 10%이며, 나머지 55%는 슬러지 사이의 간극과 슬러지 표면, 및 EPS 간극과 표면에 존재한다.
도 3에 나타낸 바와 같이, 슬러지 입자 외부에 EPS(Extracellular Polymeric Substance)라고 불리는 체인 모양의 네트워크 구조물이 존재한다. EPS는 미생물의 파편 및 기타 고분자 물질로서, 주로 다당류, 단백질, 핵산 및 지질 및 기타 고분자의 네트워크(체인 모양)로 구성되어 있다.
슬러지와 EPS 네트워크 구조물들 사이의 공간에는 많은 양의 전하를 가진 유기물, 예를 들면 인산염, 유기산, 아미노산, 단백질 등이 존재하며, 삼투압에 의해 외부의 물이 이 간극 공간으로 빨려 들어가게 된다.
슬러지에 함유된 수분은, 도 4에 나타낸 바와 같이, EPS 네트워크 구조물 사이 또는 EPS와 슬러지 세포 사이의 간극에 존재하여 삼투압의 특별한 변화가 없는 물리적 방법으로는 제거할 수 없고, 슬러지 세포와 EPS의 표면에 수소결합, 반데르발스(Van der Waals) 결합 및 수화물 형태의 화학적 결합으로 흡착 또는 접착되어 있으므로 이러한 결합을 분해시키지 않으면 탈수가 어려우며, 미생물 세포 내의 물은 세포막을 파괴시켜 외부로 유출시켜야 제거할 수 있다.
슬러지 탈수를 위한 처리방법은 크게 물리적 방법과 화학적 방법으로 나눌 수 있다. 물리적인 방법으로는 초음파법(모 등, 2013), 원심분리법, 진공여과법, 벨트여과프레스법(Chen et.al.,2002), 분무(spray)법(Cusid,2012) 등이 알려져 있고, 화학적인 방법으로는 냉해동처리(Wang et.al., 2001), 산처리(Huang et.al., 2010), 생물학적 처리(Fakhru-Razi et.,al., 2007), 펜톤(Fenton) 시약(Huan et.al.,2014, Mo et.al.,2015), 오존(Zhang et.al.,2016), 산화마그네슘(Calcined magnesia)(Sun et.al.,2010), 과산화칼슘(Calcium peroxide)(Chen et.al.,2016), 계면활성제(Chen et.al.,2001), 또는 이들의 혼합방법(Yuan et.al.,2011,Gao et.al., 2011) 등이 있다.
일반적인 물리적 탈수방법으로 자유수와 간극수 일부는 제거할 수 있으나, 대부분의 간극수, 흡착수, 결합수는 탈수하기 어렵다.
양전하를 가지는 무기염 형태의 응집제(Al3 +, Fe3 +)를 사용하여 EPS의 음전하(대략 -30mV)를 중화시켜 반발력을 제거하여 슬러지 입자가 서로 응집하여 큰 플록(floc)을 형성하는 방법으로 탈수를 용이하게 하는 방법이 알려져 있으나, 이 방법은 EPS 내부나 미생물 세포 내부에 존재하는 물을 효과적으로 제거하지 못하는 단점이 있다.
따라서, EPS의 구조를 분해하고 미생물 세포벽을 파괴하여 내재된 물을 제거할 수 있는 효과적인 방법의 개발이 요구되고 있다.
모우종, 한지선, 안창민, 윤순욱, 석희정, 김창균, 초음파와 전기장 처리에 의한 하수슬러지 탈수성 향상(Enhancement of Dewaterability of Sewage Sludge by Ultrasonification and Electric Field Treatment), J. Kor. Soc. Environ. Eng., 35(1), 23~30, 2013 Wang, Q., Fujisaki, K., Ohsumi, Y., O. and H. I., Enhancement of dewaterability of thickened waste activated sludge by freezing and thawing treatment, J. Environ. Sci. Health A Tox. Hazard. Subst. Environ. Eng., 36(7), 1361~71, 2001. Huang, S. H., Chen, J. L., Chiang, K. Y. and Wu, C. C., Effects of acidification on dewaterability and aluminum concentration of alum sludge, Sep. Sci. Technol., 45(8), 1165~1169, 2010. Fakhru-Razi, A. and Molla, A. H., Enhancement of bioseparation and dewaterability of domestic wastewater sludge by fungal treated dewatered sludge, J. Hazard. Mater., 147(1-2), 350~356, 2007. Yuan, H.P., Chen, X.B., Chen, S.P., Zhu, N.W., Zhou, Z.Y., New sludge pretreatment method to improve dewaterability of waste activated sludge, Bioresour. Technol. 102 (10),5659-5664, 2011. Gao, W., 2011. Freezing as a combined wastewater sludge pretreatment and conditioning method. Desalination, 268, 170-173, 2011. Huan Liu a, Peng Liu a, Hongyun Hua, Qiang Zhang a, Zhenyu Wua, Jiakuan Yang b, Hong Yao., Combined effects of Fenton peroxidation and CaO conditioning on sewage sludge thermal drying, Chemosphere 117 (2014) 559.566. Jian Zhang, Jun Zhang , Yu Tian , Ning Li, Lingchao Kong, Li Sun, Ming Yu, Wei Zuo., Changes of physicochemical properties of sewage sludge during ozonation treatment: Correlation to sludge dewaterability, Chemical Engineering Journal 301 (2016) 238-248. Joan A. Cusida, LV. Cremades Atomized sludges via spray-drying at low temperatures: An alternative to conventional wastewater treatment plants, Journal of Environmental Management 105 (2012) 61-65. Rusong Mo, Shaosong Huang 1, Wencan Dai , Jialin Liang, Shuiyu Sun., A rapid Fenton treatment technique for sewage sludge dewatering, Chemical Engineering Journal 269 (2015) 39198. Sun Kejuna,b, Zhang Juntaob, Ruan Linb, Chen Yingb, Liao Zongwena., The mechanism of improving the dehydration and viscosity of municipal activated sludge (MAS) with calcined magnesia, Chemical Engineering Journal 165 (2010) 9501. Zhan Chen , Weijun Zhang a, Dongsheng Wang , Teng Ma a, Runying Bai c, Dezhong Yu., Enhancement of waste activated sludge dewaterability using calcium peroxide pre-oxidation and chemical re-flocculation, Water Research 103 (2016) 170-181. Chen Y, Yang H, Gu G., Effect of acid and surfactant treatment on activated sludge dewatering and settling, Water Res 35:2615620, 2001.
상기 문제점을 해결하기 위하여, 본 발명은 슬러지의 효율적인 재활용, 특히 연료화를 달성하기 위하여 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용하여 고함수율 슬러지내의 EPS 구조를 파괴하고,미생물 세포막을 이산화염소로 산화시키거나 극성 유기화합물로 용해시켜 EPS 구조를 분해하고 미생물 세포벽을 파괴하여 내재된 물을 제거함으로써 슬러지를 효과적으로 탈수 및 건조 처리할 수 있는 방법을 제공하는 것을 목적으로 한다.
상기 목적을 달성하기 위하여, 본 발명에서는,
(a) 하수 또는 폐수를 포함하는 슬러지, 이산화염소, 그리고 아세톤을 포함하는 극성 유기화합물을 혼합하는 단계;
(b) 상기 (a) 단계에서 얻은 슬러지와 이산화염소 및 극성 유기화합물의 혼합물에 활성탄을 혼합하는 단계;
(c) 상기 (b) 단계에서 얻은 슬러지, 이산화염소, 극성 유기화합물 및 활성탄의 혼합물을 교반하는 단계;
(d) 상기 (c) 단계에서 얻은 교반된 혼합물을 고체상과 액체상으로 분리하는 단계; 및
(e) 상기 (d) 단계에서 얻은 분리된 고체상 물질을 함수율 10% 이하의 고체로 건조시키는 단계를 포함하는, 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용한 슬러지의 탈수 및 건조방법을 제공한다.
상기 이산화염소는, 기체 상태의 이산화염소를 극성 유기화합물에 용해시키거나 또는 이산화염소 수용액을 슬러지에 혼합하는 방법으로 사용한다. 바람직하게는, 상기 기체 상태의 이산화염소는 극성 유기화합물에 농도 0.5~1.0 %로 용해시켜 사용한다. 바람직하게는, 상기 이산화염소 수용액은 0.5 %~2.0 %의 고농도 수용액이며 슬러지 1Kg 당 5~10g의 극소량으로 혼합 사용한다.
상기 방법에서, 상기 아세톤을 포함하는 극성 유기화합물은, 아세톤 또는 아세톤과 다른 극성 유기화합물의 혼합물인 것이 바람직하다. 상기 다른 극성 유기화합물은, 바람직하게는 메탄올 또는 에탄올이다. 상기 아세톤과 다른 극성 유기화합물은, 아세톤과 다른 극성 유기화합물을 1:0.5~1.5의 부피비로 혼합한 것임이 바람직하다.
상기 방법에서, 상기 슬러지와 극성 유기화합물은 1:1~5의 비율(w:v)로 혼합하는 것이 바람직하다.
상기 방법은, 상기 분리된 액체상으로부터 유기화합물을 회수하는 단계를 더 포함할 수 있다.
본 발명의 방법에 의하면 하수처리장 등에서 1차 처리된 고함수율 슬러지를 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용하여 고함수율 슬러지내의 EPS 구조를 파괴하고, 미생물 세포막을 이산화염소로 산화시키거나 극성 유기화합물로 용해시켜 EPS 구조를 분해하고 미생물 세포벽을 파괴하여 내재된 물을 제거함으로써 낮은 함수율의 슬러지 고형물을 얻을 수 있고, 이를 건조시켜 10% 이하의 함수율을 가지는 고형물 슬러지를 용이하게 얻을 수 있다. 또한 이러한 과정에서 미생물이 이산화염소에 의해 살균, 탈취되고 활성탄으로 2차 탈취함으로써 슬러지의 병원성 및 악취도 제거할 수 있다.
도 1은 본 발명의 처리에 의하여 슬러지 내 수분이 제거되는 것을 나타낸 것이다.
도 2는 본 발명의 방법의 일예의 공정을 나타낸 것이다.
도 3은 슬러지의 EPS(Extracellular Polymeric Substance) 구조물을 나타낸 것이다.
도 4는 슬러지에 함유된 수분을 나타낸 것이다.
도 5는 이산화염소에 의한 세포막 파괴 및 세포내부 물(물질 포함)의 용출을 나타낸 것이다.
본 발명의 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용한 슬러지의 탈수 및 건조방법은, 슬러지를 이산화염소 및 극성 유기화합물과 혼합하는 단계; 상기 슬러지와 이산화염소 및 극성 유기화합물의 혼합물에 활성탄을 혼합하는 단계; 상기 슬러지, 이산화염소, 극성 유기화합물 및 활성탄의 혼합물을 교반하는 단계; 상기 교반된 혼합물을 고체상과 액체상으로 분리하는 단계; 및 상기 분리된 고체상 물질을 함수율 10% 이하의 고체로 건조시키는 단계를 포함한다.
이하 본 발명을 보다 구체적으로 설명한다.
1. 슬러지와 이산화염소 및 극성 유기화합물의 혼합
먼저, 하수 또는 폐수를 포함하는 슬러지, 이산화염소, 그리고 아세톤을 포함하는 극성 유기화합물을 혼합한다.
이때 이산화염소는, 기체 상태의 이산화염소를 극성 유기화합물에 용해시키거나 또는 이산화염소의 고농도 수용액을 슬러지에 혼합하는 방법으로 혼합시킬 수 있다.
이산화염소는 대표적인 살균, 탈취제로서 염소등 염소계 살균제와 달리 소독부산물로서 발암성등 유해한 트리할로메탄 (THM,TriHaloMethane)을 생성하지 않고, pH에 무관한 효과를 가지므로, 최근에 야채 등의 식품과 과일 등의 장기 보관 및 수출 운반에 널리 사용되고 있다.
이산화염소는 강력한 산화력으로 세균 및 바이러스를 제거하는데, 이는 미생물의 구성 기본 물질인 아미노산 중 시스테인, 트립토판, 세린, 타이로신 등의 OH 나 -SH 작용기를 가지고 있는 아미노산을 강력 산화시켜 각각 -C=O 와 -S=O형태의 카르보닐과 설폰(설폭시드)으로 변화시킴으로써 기능이 정지되고 형태가 변형되는 메카니즘인 것으로 알려져 있다. 탈취도 -SH 등의 악취 물질을 산화시키는 메카니즘으로 알려져 있다. 이와 같이 이산화염소에 의해 아미노산이 변형됨으로써, 미생물은 단백질 합성이 불가해지거나, 생촉매 기능을 상실하게 되므로 사멸된다.(Bernarde, M.A., et al.1967a. "Kinetics and Mechanism of Bacterial Disinfection by Chlorine Dioxide." J . Appl . Microbiol . 15(2):257.)
또한, 이산화염소는 미생물의 세포막의 단백질과 지방산 등과 반응(산화)하여 세포막을 파괴하면서 세포 내부 물질(물 등)을 용출되게 하여, 세포내의 세포핵 DNA, RNA 등을 산화 변형시키는 메카니즘도 갖는 것으로 알려져 있다.(Roller, S. D. et al. 1980. "Mode of Bacterial Inactivation by Chlorine Dioxide." Water Res. 14:635. Aieta, E., and J.D.Berg. 1986. "A Review of Chlorine Dioxide in Drinking Water Treatment." J . AWWA . 78(6):62-72.)
상기와 같은 메카니즘을 통해, 본 발명에서 이산화염소는 미생물의 세포막을 파괴하여 내부의 물을 밖으로 노출시킴으로써, 탈수 및 건조를 용이하게 한다.
또한, 이산화염소와 함께 사용되는 극성 유기화합물은, 강력한 용해력과 침투력으로 EPS구조를 용해하고, 그 네트워크 사이에 침투하여, 삼투압을 제거하고 모세관 현상 등을 없앰으로써 탈수를 용이하게 한다. 상기 극성 유기화합물은 물에 대한 용해도가 거의 무한대에 가까울 정도로, 물을 용출해낸다. 또한 강한 용해력으로 EPS네트워크 뿐아니라, 미생물 세포막과 그에 부착된 단백질과 지방산을 녹여내어, 상기 이산화염소와 더불어 세포내의 물을 밖으로 용출시킨다.
이러한 과정을 거쳐 결과적으로 얻어지는 최종 고형물 슬러지는 세포내의 물까지 제거되므로, 연료화하여 재활용하기가 용이하고, 기타 처리도 용이하게 된다.
(1) 이산화염소 기체와의 혼합
이산화염소 기체는 잘 알려진 공지의 방법(아염소산 나트륨과 염산의 반응 등)으로 제조하거나, 상업용으로 판매되는 제품을 사용할 수 있다. 예를 들어, (주)데오테크 등이 살균 탈취용으로 공급하는 오도킬러 제품 등을 사용할 수 있다.
기체 상태의 이산화염소는 상기 극성 유기화합물에 용해시켜 사용하며, 바람직하게는 농도 0.5~1.0 %로 용해시켜 사용한다,
(2) 이산화염소 수용액과의 혼합
이산화염소 수용액은 잘 알려진 공지의 방법(아염소산 나트륨과 염산의 반응 등)으로 제조하거나, 상업용으로 판매되는 원료를 물에 녹여서 사용한다. 예를 들어, 오투파워사에서 생산하는 고체형태의 원료를 물에 녹여서 사용할 수 있다. 이산화염소 수용액은 바람직하게는 0.5 %~2.0 %의 고농도 수용액을 사용한다.
이산화염소 수용액을 극성 유기화합물과 함께 슬러지에 혼합하여 사용하는데, 바람직하게는 슬러지 1Kg 당 5~10g의 극소량으로 사용한다.
(3) 슬러지 및 극성 유기화합물의 혼합
슬러지는 발생 장소, 하수 처리방법, 첨가제 종류, 생물학적 처리 방법에 따라 성질이 매우 상이하므로, 처리 전 슬러지의 물리 화학적 성질을 확인한다.
다양한 종류의 슬러지를 처리할 수 있으며, 가장 대표적인 슬러지로는 수분 80%의 케이크 형태의 하수슬러지를 들 수 있다.
본 발명에서는 물과 무한대로 섞이는 극성 유기화합물을 사용하여 슬러지에 함유된 물을 추출한다. 극성 유기화합물로는 아세톤을 단독으로 사용하거나 아세톤에 다른 극성 유기화합물을 혼합하여 사용하며, 특히 바람직하게는 아세톤을 단독으로 사용한다. 아세톤에 혼합하는 다른 극성 유기화합물은 특별히 한정되지는 않으나 바람직하게는 메탄올 또는 에탄올을 사용할 수 있으며, 에탄올에 비해 가격이 2~3배 저렴한 메탄올을 사용하는 것이 경제성 면에서 보다 바람직하다.
아세톤에 메탄올 또는 에탄올을 혼합하여 사용하는 경우, 아세톤에 대한 메탄올 또는 에탄올의 혼합비율은 처리대상 슬러지의 성질, 함수율, 점도, pH 등에 따라 조절할 수 있다. 즉, 함수율과 점도가 높은 활성 슬러지의 경우에는 아세톤의 비율을 높게 혼합하고, 함수율과 점도가 낮은 활성 슬러지의 경우에는 메탄올 또는 에탄올의 비율을 높게 혼합한다. 아세톤에 대해, 메탄올 또는 에탄올은 1:0.5~1.5의 부피비로 혼합하는 것이 바람직하며, 1:1의 부피비로 혼합하는 것이 보다 바람직하다. 혼합화합물의 경우, 아세톤과 메탄올을 1:1의 부피비로 혼합하여 사용하는 것이 특히 바람직하다.
슬러지와 극성 유기화합물은 1:1~5의 비율(w:v)로 혼합하며, 1:2~3의 비율(w:v)로 혼합하는 것이 보다 바람직하다.
2. 활성탄 혼합
상기 슬러지와 이산화염소 및 극성 유기화합물의 혼합물에 활성탄을 혼합한다. 바람직하게는 상기 혼합물에 활성탄 분말을 첨가한다. 활성탄 분말은 슬러지의 악취를 제거하고 탈색을 하기 위하여 첨가하며, 슬러지의 악취가 심하고 색상이 진할 경우 활성탄 분말의 투입비율을 높게 조정한다. 활성탄 분말은 슬러지 1kg 당 1~20g을 첨가하는 것이 바람직하며, 보통 슬러지 1kg 당 10g 정도를 첨가하는 것이 가장 바람직하다.
상기 슬러지, 극성 유기화합물 및 활성탄 분말의 혼합물을 바람직하게는 상온에서 100~200rpm으로 15~40분 동안 교반한다. 교반 시간은 슬러지의 함수율에 따라 달라지는데, 예를 들면, 슬러지의 함수율이 80% 정도인 경우 30분 정도 교반하는 것이 바람직하고, 슬러지의 함수율이 80%보다 현저히 낮거나 점도가 매우 낮은 경우에는 15분 정도 교반하는 것이 바람직하다.
교반하는 과정에서, 극성 유기화합물이 슬러지와 EPS 간극으로 흘러들어가서 삼투압을 일으키는 인산염을 비롯한 각종 물질들이 녹아 있는 물을 희석시킴으로서 삼투압을 대폭 줄이게 된다. 또한, 극성 유기화합물은 슬러지와 EPS에 흡착된 물에 용해됨으로서 물의 유전상수(dielectric constant)를 크게 낮추어(물의 유전상수는 74.54, 아세톤은 20.7) 물이 슬러지나 EPS 고체 표면에 수소결합 또는 반데르발스 결합을 할 수 없도록 한다. 또한 극성 유기화합물은 슬러지 내 EPS 네트워크 구조물과 미생물 세포벽을 용해시켜 소분화하고 EPS 사이와 EPS와 세포 사이의 연결 물질(bridge matter)을 절단함으로써, 간극수와 세포내 물을 자유수 형태로 용출시킨다. 이 과정에서 소분화된 EPS의 음전하는 단백질 체인이 분해되어 생성되는 펩타이드나 아미노산의 아민 작용기의 양전하로 인하여 소멸되고, 소분화된 물질이 가지고 있는 양전하와 음전하가 모두 결합 응집하게 되어 입자크기가 대폭 증가하게 되며, 입자크기가 증가함에 따라 여과저항이 감소하여, 탈수 및 건조가 용이하게 된다. 이러한 과정을 도 1에 나타내었다.
3. 고체상과 액체상의 분리
상기 교반된 혼합물을 고체상과 액체상으로 분리한다. 분리방법으로는 진공(감압) 여과법, 여과 프레스법 등 고액분리가 가능한 방법 중 선택하여 사용한다.
대표적인 분리방법은 진공(감압) 여과법으로서, 여과장치와 진공 펌프를 사용하여 감압 여과한다. 여과장치에는 섬유 필터(fiber filter) 또는 유리 필터(glass filter)를 사용하는 것이 일반적이지만, 여과장치에 따라 이러한 필터를 사용하지 않을 수도 있다. 이때, 극성 유기화합물의 휘발을 최대한 억제하기 위하여 감압을 최소한으로 조정하며, 바람직한 감압도는 90~110 mmHg 정도이다.
여과 과정에서 고체상 여과물이 높은 밀도로 쌓여서 여과 저항이 발생할 경우, 별도의 고체상 분산장치를 사용할 수 있다.
또한, 기타 다른 압축법이나 고형분을 가라앉게 하고 상등액을 채취하는 방법 등을 사용할 수도 있다.
4. 고체상과 물질의 건조
상기 분리과정에서 여과된 고체상 물질은 극성 유기화합물에 의하여 탈수되어 함수율이 낮아진 슬러지 고형물이다.
연료로 활용하기 위해서는 상기 고체상 물질을 건조시켜 함수율 10% 이하의 고체 슬러지로 변환시킨다.
고체상 물질의 건조에는 싸이클론 등을 사용하는 것이 바람직하다.
이 과정에서 소량 잔존하여 휘발하는 극성 유기화합물을 응축기를 사용하여 회수하면 재사용함으로써 경제성을 더 높일 수 있다.
상기 함수율 10% 이하의 슬러지는 브리켓이나 펠릿형태로 제조하여 연료자원으로 사용할 수 있다. 또한, 필요에 따라 다른 다양한 용도로도 활용이 가능하다.
5. 극성 유기화합물의 회수
상기 분리과정에서 여과된 액체상으로부터 극성 유기화합물을 회수하여 재사용하는 과정을 더 포함할 수 있다.
상기 분리과정에서 여과된 액체상의 여과 모액(filtrate mother liquor)은 극성 유기화합물이 주성분이고, 여기에 슬러지 내부에 함유된 물이 혼합된 상태이다.
상기 여과 모액을 증류장치에 투입하여 사용된 극성 유기화합물의 비등점보다 20℃ 정도 높은 온도로 가열하고, 증류되어 나오는 극성 유기화합물을 콘덴서(응축기)에서 응축시켜 회수할 수 있다. 이때 증류장치에 감압을 걸어주면, 증류시간을 단축시킬 수 있다.
회수된 극성 유기화합물을 슬러지의 탈수에 재사용함으로써 전체 공정의 경제성을 높일 수 있다.
이하 실시예를 통하여 본 발명을 보다 구체적으로 설명한다. 이들 실시예는 본 발명을 예시하는 것으로서 본 발명의 범위가 이들에 한정되는 것은 아니다.
< 실시예 1>
아세톤과 이산화염소를 이용한 탈수 및 건조
원료로는 국내 하수 처리장에서 수집한 함수율 80%의 슬러지를 사용하였다.
슬러지 1kg과 이산화염소 기체 1 %가 포함된 아세톤 2.5ℓ를 혼합한 후 여기에 활성탄 분말 10g을 첨가하였다.
이산화염소와 극성 유기화합물이 슬러지의 EPS 네트워크 구조물과 미생물 세포벽을 충분히 용해시켜 소분화할 수 있도록, 슬러지와 극성 유기화합물의 혼합물을 상온에서 30분 동안 교반하였다.
교반 후 뷔흐너(Buchner) 여과장치에 섬유필터를 사용하고 진공펌프를 사용하여 100mmHg의 감압도로 감압 여과하였다.
여과 후 얻어진 고체상 여과물의 극성 유기화합물을 충분히 휘발시킨 후 오븐 혹은 싸이클론에서 24시간 건조시켰다.
< 실시예 2>
이산화염소와 아세톤과 메탄올의 혼합물을 이용한 탈수 및 건조
극성 유기화합물로 아세톤 대신 아세톤과 메탄올을 1:1(v:v)로 혼합한 혼합용액 2.5ℓ를 사용한 것을 제외하고는 실시예 1과 동일한 방법으로 탈수 및 건조 처리하였다.
< 실험예 1>
탈수처리 후 슬러지의 함수율
슬러지 원료로는 국내 하수 처리장에서 수집한 함수율 80%의 슬러지를 사용하고, 이산화염소 기체 1 %가 포함된 극성 유기화합물을 사용하여 탈수처리 후 슬러지의 함수율을 확인하였다. 이때 극성 유기화합물은 아세톤, 또는 아세톤과 메탄올을 1:1의 부피비로 혼합한 혼합물을 사용하였다.
슬러지와 극성 유기화합물을 각각 1:1, 1:2, 1:3, 1:4 및 1:5의 비율(w:v)로 혼합하여 실시예 1에서와 동일한 방법으로 탈수처리하였다.
극성 유기화합물을 휘발시킨 여과물을 오븐에서 건조시키기 전과 후의 중량을 측정하여 처리 후의 함수율을 계산하였다.
사용한 극성 유기화합물 및 슬러지와 극성 유기화합물의 혼합비율에 따른 함수율(%)을 아래 표 1에 나타내었다.
극성 유기화합물의
종류		 슬러지와 극성 유기화합물의 혼합비율(w:v)
1:1 1:2 1:3 1:4 1:5
아세톤 56.5 42.5 28.0 16.9 17.0
아세톤+메탄올 58.0 44.4 30.9 18.6 19.0
상기 표 1의 결과에서 확인되는 바와 같이, 모든 혼합비율에서 함수율이 크게 낮아졌다. 처리 후 함수율과 화합물처리공정을 고려할 때 슬러지와 극성 유기화합물을 1:2~3의 비율로 혼합하는 것이 바람직한 것으로 확인되었다.
< 실험예 2>
극성 유기화합물의 회수율
실험예 1에서 여과공정의 여과액으로부터 증류장치를 사용하여 극성 유기화합물을 회수하였다.
사용한 극성 유기화합물의 종류와 슬러지와 극성 유기화합물의 혼합비율에 따른 극성 유기화합물의 회수율(%)을 아래 표 2에 나타내었다.
극성 유기화합물의
종류		 슬러지와 극성 유기화합물의 혼합비율(w:v)
1:1 1:2 1:3 1:4 1:5
아세톤 97.5 96.4 95.3 94.4 93.9
아세톤+메탄올 98.0 97.1 96.1 95.7 94.8
상기 표 2의 결과에서 알 수 있는 바와 같이, 슬러지의 탈수에 사용된 극성 유기화합물은 매우 높은 회수율로 회수되었다. 본 발명의 공정은 이렇게 회수된 극성 유기화합물을 슬러지의 탈수에 재사용할 수 있으므로 매우 경제적이다.

Claims (8)

  1. (a) 하수 또는 폐수를 포함하는 슬러지, 이산화염소, 그리고 아세톤을 포함하는 극성 유기화합물을 혼합하는 단계;
    (b) 상기 (a) 단계에서 얻은 슬러지와 이산화염소 및 극성 유기화합물의 혼합물에 활성탄을 혼합하는 단계;
    (c) 상기 (b) 단계에서 얻은 슬러지, 이산화염소, 극성 유기화합물 및 활성탄의 혼합물을 교반하는 단계;
    (d) 상기 (c) 단계에서 얻은 교반된 혼합물을 고체상과 액체상으로 분리하는 단계; 및
    (e) 상기 (d) 단계에서 얻은 분리된 고체상 물질을 함수율 10% 이하의 고체로 건조시키는 단계를 포함하는, 이산화염소와 극성 유기화합물을 이용한 슬러지의 탈수 및 건조방법.
  2. 제1항에 있어서,
    상기 (a) 단계에서 이산화염소는, 기체 상태의 이산화염소를 극성 유기화합물에 용해시키거나 또는 이산화염소 수용액을 슬러지에 혼합하여 사용하는 것을 특징으로 하는 방법.
  3. 제2항에 있어서,
    상기 기체 상태의 이산화염소는 극성 유기화합물에 농도 0.5~1.0 %로 용해시켜 사용하는 것을 특징으로 하는 방법.
  4. 제2항에 있어서,
    상기 이산화염소 수용액은 0.5 %~2.0 %의 고농도 수용액이며, 슬러지 1Kg 당 5~10g으로 혼합 사용하는 것을 특징으로 하는 방법.
  5. 제1항에 있어서,
    상기 아세톤을 포함하는 극성 유기화합물은, 아세톤 또는 아세톤과 다른 극성 유기화합물의 혼합물인 것을 특징으로 하는 방법.
  6. 제5항에 있어서,
    상기 다른 극성 유기화합물은 메탄올 또는 에탄올이며, 아세톤과 다른 극성 유기화합물의 혼합물은 아세톤과 다른 극성 유기화합물을 1:0.5~1.5의 부피비로 혼합한 것임을 특징으로 하는 방법.
  7. 제1항에 있어서,
    상기 슬러지와 극성 유기화합물은 1:1~5의 비율(w:v)로 혼합하는 것을 특징으로 하는 방법.
  8. 제1항에 있어서,
    상기 방법은, 상기 분리된 액체상으로부터 극성 유기화합물을 회수하는 단계를 더 포함하는 것을 특징으로 하는 방법.
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