16

Conditioning (개량)

16.1 운전의 설명과 원리

슬러지개량은 유효한 방법을 통하여 슬러지의 성질은 바꾸기 위한 처리공정이다. 슬러지를 생물고형물(biosolids)로 전환시키기 위한 전체 공정 중에서, 슬러지 개량은 환경적 측면과 경제적 측면에서의 이익이 고려되어야 한다. 많은 경우, 개량은 일련의 공정안에 병합되어 있기 때문에 개량공정을 위한 저장조나 다른 물리적 장치를 차지하지 않으며, 다른 공정 안에 또는 공정들 사이에 위치한다.

16.1.1 슬러지 개량의 목적

슬러지 개량의 주된 목적은 농축 또는 탈수와 같은 후속공정에서의 고액분리 효율을 높이기 위한 것이다. 현재 일반적으로 이용되고 있는 많은 농축공정과 탈수공정의 효율은 전적으로 전공정인 슬러지 개량에 의존하며, 슬러지 개량은 짧은 시간과 비교적 소용량의 공정에서 높은 분리효율을 얻을 수 있는 강력한 공정이다. 다음 장에서 강조되어지는 바와 같이, 농축공정의 효율은 일반적으로 후속공정으로 이어지는 슬러지 소화와 탈수공정에 큰 영향을 미친다. 탈수공정은 퇴비화, 소각, 운반, 매립, 토지적용 등의 공정에 적용이 가능하도록 신뢰적이고 효율적이어야 한다.

또한 개량공정은 슬러지의 다른 특성에도 중요한 영향을 미칠 수 있다. 다양한 처분경로, 병원균 함유, 악취 가능성 등의 문제들은 개량공정의 전략의 중요한 인자가 될 수 있으며, 개량공정의 선정과 운전시에 이러한 사항들을 고려하여 수행되어야 한다.

16.1.2 개량의 기작

슬러지 개량법은 다음 두 가지의 타입으로 구분된다: 슬러지의 성질을 변화시키기 위하여 한가지 또는 그 이상의 화학약품을 첨가하는 화학적 개량법과 온도 또는 다른 물리적 성질을 이용하는 물리적 개량법이 있다. 이중 화학적 개량법이 일반적인 적용방법이다. 기본적으로, 두 가지의 개량법은 모두 슬러지 안의 고체부분과 액체부분의 분리를 용이하게 하기 위하여 슬러지의 미세구조를 변화시키는 것이 목적이다.

역사적으로, 슬러지의 개량은 수처리에서의 응고/응집 공정과 유사한 공정으로 간주되어 왔다. 슬러지는 전하를 띤 표면의 상호반발력에 의하여 분산되어 있는 콜로이드 물질의 농축된 현탁액으로 묘사되어진다. 슬러지에서의 수분제거의 어려움은 고체 표면들간의 친화력의 부족과 구조안에서의 물의 혼합에 기인한다. 따라서 전하의 중화작용은 화학적 개량에서 중요한 관점으로 고려되어 왔다. 슬러지 입자들은 개량화 전에는 음전하를 띠고 있다가 적정량의 양전하 흡착제를 투입하게 되면 정전기적 반발력을 제거됨에 따라 응고와 분리가 가능하게 된다. 입자의 표면에 흡착 또는 침전되고 적용되는 pH에서 양전하를 띠는 동안에, 고분자의 양이온 물질의 첨가가 필요하지는 않는다.

하지만, 고분자의 양이온 물질일수록 더욱 효과적이라고 밝혀져 왔다. 이러한 경우, 좀 더 큰 분자의 첨가는 이것의 양전하 사이트가 하나의 입자보다 많은 입자와 결합하게 해준다.

위의 두 가지 기작들은 일반적으로 그림 16.1과 같이 묘사되어진다. 중화작용 기작은 패치(patch) 모델로, 이것은 전하를 띠는 입자에 반대되는 전하를 편향적으로 하전시켜서 반발력을 제거할 뿐만 아니라, 패치되는 부분의 선호적인 병렬에 기인하여 인력을 촉진시킨다.

Figure 16.1a. 응집에서의 패치(patch)와 가교 모델. 전하 중화작용 (patcj)모델.

Figure 16.1b. 입자망에 의한 가교모델

패치와 가교 기작은 일반적으로 다음과 같은 증거에서 슬러지 개량에서 중요하게 고려된다. 일반적으로 최적의 개량제 투여량은 전기적 중화를 이루는 양에 가까우며, 최적 투여량의 도출은 중합체 투입량의 연속적인 자동제어를 위하여 사용된다.

그러나, 효율적인 운전을 위하여 일반적으로 높은 고분자의 화학 개량제가 요구되어지는 고효율의 탈수공정에서는 중화작용만으로는 높은 효율의 탈수공정에 부족하다. 따라서, 중화작용과 가교기작이 동시에 이루어져야 한다.

후속의 고체-액체 분리공정에서 중화작용과 가교의 가정적인 결합은 개량의 많은 측면과 개량된 고체입자들의 특성을 설명하지만, 이것은 단순화 되어져야 한다. 이 가정은, 다음장에서 고려되어지는 것처럼, 개량공정에서 나타나는 어떤 특별한 현상을 설명할 수 없다.

마지막으로, 수처리에서의 슬러지는 중화작용이 요구되지 않는다. 이러한 슬러지 고형물은 음전하를 띠지만 양이온, 음이온 또는 non-이온 개량제도 성공적으로 사용되어진다. 응고 전처리 공정으로부터 발생되는 알루미늄이나 철 수산화 침전물은 적당한 위치에 어떤 전하라도 결합할 수 있는 충분한 양의 양, 음전하를 포함하고 있을 수 있다.

16.2 화학적 개량

화학적 개량은 철염, 석회와 같은 무기성 개량제와 유기성 고분자 중합체로 구분된다. 대부분의 농축공정과 탈수공정에서는 중합체가 무기성 개량제를 대체하고 있다. 무기성 개량제는 특수한 목적을 위하여 중합체와 병합하여 사용되기도 한다.

16.2.1 무기성 첨가제

슬러지 개량은 제2철염(3가)과 석회를 포함한 무기성 화학약품의 사용으로 시작되었다. 제2철염은 주로 염화철과 황산 제2철을 이용하였으며, 이들은 공업 부산물에서 얻을 수 있다. 제1철염(2가)도 황산 제1철 (FeSO4·H2O)로 사용된다. 염화알루미늄과 황산알루미늄은 일반적으로 잘 사용되지 않는다 (IWPC 1981; WPCF 1969).

응집 중합체는 밸트프레스 또는 원심분리기를 이용한 탈수장치에서 무기성 첨가물을 대부분 대체하며 사용되어지고 있지만, 염화 제2철과 석회는 여판 여과 압착 (recessed plate filtration)에서 아직 사용되고 있다. 또한 진공 여과 탈수기에서도 무기성 개량제가 사용되기도 한다 (US EPA 1979).

본질적으로, 무기성 화학약품은 슬러지를 응집하고 여과기작에 의한 탈수공정에서 유리한 비교적 다공성이며 비압축성의 구조를 만들어낸다. 그러나 이러한 구조의 전단 저항력은 상대적으로 낮으며 이것은 측면의 압력이 발생하는 공정에서 플럭의 파괴를 초래하게 된다.

16.2.1.1 작용의 기작

제2철염과 알루미늄염은 주로 가수분해, 흡착과 침전의 연쇄반응에 의해 작용한다. 본 연쇄반응은 그림 16.2에 자세히 요약되어 있다. 이 그림은 제2철염의 적용의 가장 일반적인 경우를 도식화하여 나타낸 것이다. 일반적으로, 투여되는 철의 용량은 용해도 한계보다 충분히 높은 양이고, 따라서 이 침전물의 형성을 기대할 수 있다 (WPCF 1988). 그러나, 그림 16.2에서 나타난 것처럼, 앞의 반응들은 콜로이드 표면에도 다른 철염 결합물의 흡착을 초래할 수 있다. 결정핵 생성의 영향 때문에 침전물 생성의 유리한 위치는 또한 고-액 경계면이다. 따라서 제2철염의 첨가는 입자표면에 제2철 수화물의 침전을 초래할 수 있다.

Figure 16.2. 콜로이드 표면과 작용하는 Fe(3가)의 반응

슬러지 표면에 침전된 제2철 수화물의 종류들은 pH 8 이하에서 양전하 또는 중성전하를 띠기 때문에 중화작용을 발생시킬 수 있다. 이것은 중간과 낮은 pH에서 표면 양성자화에 기인하여 양전하를 띤 Fe(OH)3를포함한다. (그림 16.2에서 나타난 바와 같이, 제2철염의 첨가에 따르는 가수분해는 수소이온을 발생시킨다. 슬러지의 최종 pH는 제2철염의 투여량과 슬러지의 알칼리도에 따라 결정되며, 이러한 수소이온의 발생으로 슬러지 pH의 저하를 야기할 수 있다.)

따라서 철염과 알루미늄염은 전하 중성화의 기작에 의하여 기능을 하게 된다. 이러한 형태의 흡착과 침전반응은 표면위에 패치법에서 발생되며, 따라서 일반적으로 패치모델이 적합하다. 그러나, 수산화 철 또는 수산화 알루미늄은 독립적으로 핵을 형성하고 콜로이드성 침전을 일으키는 환경에서 혼합시에 슬러지 입자들간의 가교의 역할을 할 수 있다. 예를 들어, 석회가 첨가되면, 곧바로 혼합상태는 입자의 표면들이 충돌하기 전에 pH가 상승하며 급속 침전이 일어난다. 이러한 경우라도, 응고 공정에서 중합체와 같은, 초기의 금속 수산화 침전물은 그림 16.2에서 묘사된 것과 같이 사슬 구조가 아닌 다면체의 구조를 가진다.

철염 또는 알루미늄염이 단독으로 사용되는 상황에서도 슬러지의 응집은 성공적으로 일어나지만, 탈수성의 향상은 대부분의 공정에 불충분하다 (WPCF 1988). 이것은 친수성, 비결정성, 압축성의 수산화철과 수산화알루미늄의 특성 때문이고, 이것은 수분을 보유하고 전단력하에 발생하는 슬러리를 발생시킨다.

석회의 후속 첨가는 몇가지 바람직한 특성을 슬러지에 준다. pH의 증가는 다음 반응에서 CaCO3의 침전을 가져온다 (WPCF 1969).

Ca(OH)2 + H2CO3 → CaCO3 + 2H2O

Ca(OH)2 + HCO-3 → CaCO3 + H2O + OH-

수산화철/슬러지 입자표면은 pH의 증가에서 음전하를 띠게 되지만, CaCO3는 이 범위내에서 약간의 하전된 표면을 갖기 때문에 전체적으로 중성의 pH를 유지한다. 가장 중요한 것은, CaCO3 침전물은 Fe(OH)3 에 비하여 밀도가 높고 덜 수화된다. 이것은 수분을 적게 가지며 압력하에서 양호한 투과성을 가지는 슬러지를 만들어낸다 (Novak et al. 1999b).

또한 슬러지에 석회와 철을 첨가하는 역할은 다른 방법으로 탈수성을 방해하는 생물중합체(biopolymer)와의 상호작용을 포함한다. 최근에 Novak 와 동료들(Murthy et al. 1998; Novak and Murthy 1998; Novak et al. 199c)은 1가 양이온들은 탈수성을 떨어뜨리는데 반해, 이것들과 다른 다가의 무기 양이온들은 외관상으로 침전이 없는 상태에서 탈수성을 향상시킨다고 보고하였다.

16.2.1.2 철염과 석회의 단점

철염과 석회를 함께 사용하는 것은 여판 여과 (recessed plate filtration)를 제외하고 드물다. 다른 탈수공정에 이것을 적용한다면 유기성 고분자전해질을 사용하는 것보다 성능이 떨어진다. 원심분리를 위한 석회의 사용은 연마의 특성 때문에 바람직하지 않다.

게다가, 같은 탈수공정에서의 중합체를 이용한 개량공정과 비교하면 상당히 많은 양의 무기물의 투여량이 요구된다. 염화철과 석회의 사용은 슬러지의 건조중량의 20-40%까지 사용될 수 있다 (USEPA 1979; WPCF 1988). 상대적으로 일반적인 중합체의 투여량은 건조중량의 1% 정도밖에 안되며, 전자의 경우 상대적인 부피의 증가도 또한 예상된다. 처리장으로의 수송비용과 매립지와 같은 처리장 수명의 측면에서 중요하다. 슬러지 건조에서도 중량증가에 따른 건조의 추가비용이 발생한다. 슬러지를 소각하는 경우에도, 일반적으로 슬러지의 함수량이 좀 더 중요한 요인이기는 하지만 가연성 고형물의 비율에 비하여 많은 양의 불휘발성 고형물 때문에 열량이 작다 (WPCF 1988).

16.2.2 유기첨가물

몇몇의 경우에서 양이온 계면활성제 또는 음이온 중합체로 사용하는 것이 기술적으로 실행가능 할지라도, 양이온 중합체들은 폐수슬러지 개량에서 사용되어지는 유기 첨가물의 주형태이다. 양이온 중합체들은 또한 유기성 고분자전해질이라고 불려진다. 왜냐하면 간단한 무기성 고분자전해질처럼 용액의 전도도를 높여주는 양이온성으로나 음이온성으로 하전된 물에 첨가될 때 해리되기 때문이다. 양이온 중합체의 각 분자들은 그것의 구조에 따라 양전하로 전환되어진 하나의 긴 중합적인 분자들을 남겨두기 위하여 (Cl-과 같은) 수천개의 음이온으로 분해된다. 이것은 매우 분자량이 큰 연결이고 이것은 슬러지의 응집, 가교, 중화를 일으키기 위해서 콜로이드물질에 흡착된다. 그 기능의 중요성에 따라서 공업용 중합체 생성물들은 종종 응집제로 불린다.

16.2.2.1 중합체의 화학적 특징

물, 폐수처리와 슬러지 처리에 사용되는 수용성 중합체들은 개별적인 직선 또는 가지된 형태, 체인을 따라 주기적으로 위치한 작용기를 가지고 함께 연결된 단일체의 체인이다. 일반적으로 작용기는 음전하(음이온 중합체), 양전하(양이온 중합체)또는 전체 중성전하 (중성 중합체)을 가진다.

전하의 양은 전하된 단량체와 전하되지 않은 단량체가 결합하면서 변할 수 있다. 전체 전하는 특정한 단량체의 전체수 비율에 의해 기여되어진다. Acrylamide와 acrylic acid는 각각 비이온, 음이온으로 사용되는 단량체들이다. 그러나 양이온 단량체들의 다양한 변화가 있다. 많은 경우에 양이온 전하는 높은 pH수치에서 단량체로부터 해리하는 수소 양이온에 의해 제공되어진다. 이러한 단량체 종류에 대하여 중합체의 전체 전하는 pH뿐만 아니라 중합체 안의 단량체 전체 비율에 의존한다.

중합체 체인의 길이(가지 포함)는 중합체의 분자량에 의해 표시되지만 이것은 실질적인 각각의 수많은 중합분자의 평균이다. 분자량은 단지 중합체의 기능적인 크기의 지표일 뿐이지만, 이것은 중합체 생성물을 두 가지의 분자량이 작거나 중간범위의 응고 중합체와 분자량이 매우 큰 응집 중합체로 나누는데 유용하다.

그림16.3은 일반적 물과 폐수처리 중합체들을 전하종류, 전하량, 분자량에 의해 분류한다. 크거나 매우 큰 분자량을 가진 양이온 중합체들은 대부분 공통적으로 폐수슬러지 개량에 사용된다. 이것에는 acrylamide와 다른 양이온 단량체들의 결합을 기본으로 한 Mannich polymers와 혼성중합체의 두가지 종류가 있다.

이 두 종류에서 알 수 있는 개량 중합체들의 단량체 종류와 그들의 화학적 구조, 일반적인 단량체의 약어가 그림16.4에 나타나있다. 구조들은 중합체의 연결에 포함되어 나타난다. 가장 무거운 분자량(3000만g/mol까지)을 가진 중합체들은 100,000개 이상의 단량체를 포함할 것이며, 그림 16.4와 비슷하다. 그러나 보여주는 전체 선형적인 개량 중합체는 길이가 1Km를 넘는 page가 필요할 것이다.

표16.1은 슬러지처리에 지배적으로 사용되는 혼성중합체에 사용되는 단량체의 다양한 조합을 나타낸다. 다른 약자를 사용 가능하나, 그림16.4와 표16.1에 사용된 약자가 가장 일반적이다. 이 생성물들은 모두 폴리아크릴아마이드와 관계있는 중합체 또는 혼성중합체이다. 그러나, 아크릴아마이드 단량체나 폴리아크릴아마이드에 중합된 형태도 아닌 것은 이온전하를 가진다. 양이온 전하는 화학변형의 두 종류로 나누어질 수 있다 (Mortimer 1991): (1) 아크릴아마이드 단량체들과 첫번째로 중합하면서 그다음 양이온 작용기를 추가하면서 폴리아크릴아마이드로 변화, 또는 (2) 양이온 혼성중합체를 만들기 위해 양이온으로 하전된 단량체들과 함께 아크릴아마이드 단량체와 결합

그림16.3 전하와 분자량에 의한 중합체의 분류. 위치는 대략적이다. * 표시된 중합체 종류의 전하%는 나타낸 pH 범위내에서 다양하다. 약어 : AA = acrylic acid; AM = acrylamide; Epi/DMA = epichlorohydrin / domethylamine; DADMAC = diallyldimethyl ammonium chloride; PEIs = polyethylene imines.

단 하나 공통적으로 사용되는 첫 번째 타입의 중합체가 있다; 이것은 일반적으로Mannich 중합체라고 불린다. 폴리아크릴아마이드에 포름알데하이드와 디메틸아민을 더하면서 그것은 아미노에틸레이티드가 된다 (이것은 더 일반적인 Mannich반응의 한 예이다). 그림16.4에 구조 2A로 그려진 이 중합체는 또한 Mannich amine 또는 AMPAM으로 불린다. 구조는 3차 아민자리에 양전하를 보여준다. 그러나 그것은 수소양이온이 중간범위를 넘어선 pH증가로 이 자리로부터 수소 양이온이 해리되기 때문에 높은 pH에서는 그것의 효율성을 잃는다.

그러나 AMPAM중합체는 이 해리를 막는 4차화 반응에 의해서 변형 될 수 있다. 메틸클로라이드에 첨가 또는 디메틸설페이트(DMS)는 메틸그룹을 가진 수소이온으로 대체한다. 그리고 그림16.3 2B구조에서 보여지는 Mannich 4차화 반응의 결과는 모든 pH 레벨에서 양이온으로 하전된다.

표 16.1 슬러지 개량에서 일반적으로 사용되는 응집 혼성중합체의 특성

혼성중합체	단량체 (그림 16.4)	CAS ＃	대표전하 (mole%)	양전하를 위한 pH	가수분해에 대한 민감성
AMPAM (Mannich amine) AMPAM-Q (Mannich quat) AM/DMAEMA (AM/MADAM) AM/METAC (AM/Q6) AM/METAMS (AM/Q5) AM/AETAC (AM/Q9)(AM/ADAM) AM/MAPTAC AM/DADMAC	1+2A 1+2B 1+3A 1+3B 1+3C 1+4A 1+5B 1+6	25765-48-4 67953-80-04 68426-11-9 25154-86-3 25568-39-2 26161-33-1 81222-59-5 35429-19-7 26006-22-4 60162-07-4 69418-26-4 75150-29-7 26590-05-6 26062-79-3	0-100 20-80 50-60 0-40 0-40 10-55 0-45 80-100	<6 All <7 All All All All All	보통 높음 높음 높음 높음 높음 보통 보통

양이온 중합체의 두 번째 타입은 혼성중합체로 이루어져있다. 혼성중합체에 의해 조합되어질 수 있는 단량체들과 관계된 아크릴아마이의 가능한 조합이 많이 있다. 그림16.4는 가장 일반적인 것만을 나타낸다.

양이온 개량 중합체의 일반적인 하나의 그룹은 그림16.4에서 3A구조에 나타난 디메틸아미노에틸 메타아크릴레이트 (DMAEMA 또는 MADAM)을 기본으로 한다. 이것은 AMPAM과 같은 3차 아민이다. 적당히 높은 pH값에서 효과적이기 위하여 4차화 되어야 한다. 이것은 methacryloyloxy- ethytrimethylammonium chloride (METAC 또는 Q-6, 구조 3B) 또는 DMS를 중합 전 또는 후에 methacryloyloxyethyltrimethylammonium methosulphate (METAMS 또는 Q-5, 구조 3C)를 만들기 위하여 MECl을 사용하면서 완성된다. 다른 4차화 시약들은 여기서 뿐만 아니라 에틸클로라이드, 디에틸설페이트, 벤질클로라이드와 같은 것에도 사용된다 (e.g. Murray and Whipple 1999).

그림 16.4. 슬러지 개량용 중합체에서 사용되는 단량체의 구조. 참고 Dentel et al. 1993.

그림 16.4. (계속)

혼성중합체의 가장 일반적인 종류는 아크릴아마이드를 가지고 dimethylaminoethyl acrylate (DMAEA)로 사용한다. DMAEA(구조 4A)는 일반적으로 acryloyoxyethyltrimethylammonium chloride (AETAC)를 만들기 위해서 MeCl을 사용하면서 구조 4B에서 나타난 것처럼 4차화 되었다. 이것은 또한 DMAEA-Q 또는 EMAEA-MeCl이라고 명명되었다. 그리고 어떤 중합체 문헌에서는 그것은 간단하게 ‘Q-9’ 또는 ‘ADAM’으로 표시되었다. 이 중합체는 매우 큰 분자량에서 합성될 수 있다.

상업적으로 시중에 나와있는 다른 혼성중합체는 AM/MAPTAC (구조 5B), dimethylaminopropylmethacrylamide의 4차 version (DMAPMA, 구조 5B),이다. 이 중합체의 장점은 아미노결합이 구조 3, 4의 에스터결합보다 가수분해하기에 더 안정하다는 것이다. 이것은 석회가 사용되어질 때처럼 높은 pH에서 인자가 될 것이다. 또 다른 하나의 단량체 타입은 슬러지 개량 중합체에서 찾을 수 있다: DADMAC 또는 DMDAAC (구조 6) 으로 알려진 diallyldimethylammonium chloride. 이 단량체는 수처리에서 일반적으로 사용되는 응집제인 DADMAC를 생산하기 위해 단일 중합되어질 뿐만 아니라 슬러지 개량제로써 사용하기 위하여 다른 단량체들과 결합한다. AM/DADMAC는 하나의 생산물이고 DADAMC/AETAC 혼성중합체들은 또한 가능하다 (Mortimer 1991).

여기서 묘사된 구조들은 알킬그룹에서 약간의 변화에 의해서 쉽게 변화하게 된다. 예를 들어 양이온 작용기 그룹들은 초기 단량체에서 메틸그룹대신에 에틸을 사용하면서 변할 수 있다. DMEAMA 대신에, 단량체 diethylaminoethyl methacrylate가 사용될 수 있고, 4차화된 생성물은 diethylmethylaminoethylnethacrylate이다. 유사하게 DADMAC는 diallyldiethylammonium chloride (DADEAC)에 의하여 대체될 수 있다. Acrylamide와 methacrylamide는 서로 교환 될 수 있다 (예, acrylamidopropyl trimethylammonium chloride, APTAC). 이러한 변화들은 친수성과 조직적인 인자들 때문에 수행에서 미세한 변화에 영향을 미친다. 이러한 단량체의 적절한 결함은 또한 중합반응을 강화시킬 수 있고 증가된 분자량이 동반될 수 있다 (Glover and Brown 1986).

혼성중합체는 반드시 단량체가 50:50일 필요는 없다. 예를 들어 전형적인 ACM/AETAC 몰분율은 80:20, 60:40, 45:55 (무게비는 하전되지 않은 acrylamide와 비교해서 양이온 단량체들의 더 높은 분자량들 때문에 몰랄 비율과 실질적으로 다르다)이다. 일반적인 몰비는 표16.1에 나타나있다. 주어진 생산물에 비율은 전하 밀도분석을 사용하면서 결정될 수 있다 (Dental et al. 1993). 그러나 이것은 실제 혼성중합체들이 포함한 단량체의 넓이를 나타내는 것은 아니다. 왜냐하면 동종중합체들의 같은 비율의 혼합물도 같은 결과를 나타내기 때문이다.

표16.1에서 또한 일반적인 중합체의 공식에 대한 CAS (Chemical Abstract Service) 번호들이 나타나 있다. 이것은 공급자의 물질안전보건자료 (MSDS, material safety data sheet)와 참고문헌인 표16.1 또는 Chemical Abstracts로부터 그것의 CAS 번호를 포함하면서 응집생산물의 화학적 구조를 결정하는 것은 가능하다. 주어진 중합체 타입은 공식화하는 최종생산물의 다른 방법들 때문에 몇 가지 다른 CAS 번호들을 가질 수도 있다.

중합체 공식에서 상대적으로 최근의 발전은 매우 가지화 되거나 수용성으로 남아있는 중합체 구조로 된 것을 생산하기 위하여 교차결합의 정도가 조절되는 용법이다 (Flesher et al. 1990; Neff et al. 1999). 위에 묘사된 양이온 식들의 몇 가지는 구조화된 형태로 현재 판매되고 있다, 그리고 XL, FS, FL, FLX와 같은 용어로 교차 결합된 형태들을 나타내기 위하여 몇몇 공급자들이 알려져 있다. 교차결합 없이 유사한 생성물들이 비교되는데 있어서, 변형된 형태는 그것의 최적의 성능에 도달하기 위하여 더 많은 투여량을 필요로 하지만 형성된 플록은 더 크고 더 많은 전단저항을 가진다. 이러한 형태의 응집제는 높은 전단력의 탈수공정, 특히 일반적인 중합체가 무기물과 같이 양호한 성능을 나타내지 못하는 원심분리기와 여판 여과 압착기와 같은 높은 전단력이 발생하는 공정에서 사용된다.

16.2.2.2 응집중합체의 제품 형태

중합 응집제의 동일한 화학적 형태는 다른 물리적 형태에서도 사용할 수 있다. 생산물 형태는 수송, 저장, 구성 방법 등에 영향을 끼치는 중요한 중합체의 특성이다. 중합체 생산물 형태는 액체, 에멀젼, 건조의 3가지 형태가 일반적이다. 도시의 하수처리시설에서는 고체 겔(gel) 형태는 사용하지 않는다.

액체 중합체 용액. 이것들은 용액중합에 의해 생성된 물속의 중합체의 원액이다. 슬러지 개량에서 사용되는 용액 생산물은 대부분 더 높은 농도에서 매우 점성을 매우 높게하는 매우 큰 분자량을 가진 Mannich 중합체이다. 펌핑과 희석을 위한 충분한 점성도를 제공하기 위하여 농도는 4~9%로 제한된다. 액체형태는 가장 준비하고 적용하기 쉽지만, 전환비용이 증가한다.

액체 에멀젼 제품. 이것은 대부분 유백색, 분산된 액체로써 나타난다. 중합체는 역(inverse) 유재에서 합성되어지고 이러한 형태로 제공 되어진다. 희석은 전도(inversion)를 유도하고, 벌크용액으로 중합체를 방출한다. 라텍스유제라고도 칭하는 에멀젼 제품형태는 같은 농도에서 물을 기본으로 한 용액에 존재하는 것보다 더 낮은 점성도를 가지고 30~45%의 농도에서 액체 형태에서 분배되어지기 위하여 높은 분자량 중합체를 사용할 수 있게 한다. 새로운 발명품인 마이크로 에멀젼은 일반 에멀젼과 유사하지만 더 작은 물방울들의 크기 때문에 외관상 더 투명하고 또한 활성농도가 60% 까지 가능하다. 에멀젼와 마이크로 에멀젼에서 잔여부분은 1-10%의 계면활성제와 유화제가 포함된 파라핀오일이거, 제품 무게의 2-30%은 물이 차지할 수 있다.

건조형태. 이것은 분말, 과립형태, 조각, 구슬형태이며, 염을 제품의 수명이나 유출성(pourability)을 높이기 위해 첨가하지 않으면 모두 90-100%의 활성제품을 포함한다. 건조 중합체 제품은 활성제품의 단위무게당 가장 낮은 선적 가격을 가질 때 유리하다. 그러나 취급시 적당하게 만드는데에 어려움으로 손해를 입는다 (예, 분말형태와 입자크기 분리).

16.2.2.3 중합체 첨가 공정

부유상태인 슬러지 흐름 안으로 생성물 형태로부터 중합체가 이동하는 것에는 두 가지의 중요한 단계가 있다. 슬러지에 투여하기 위한 적정한 농도가 되기 위하여 생성물은 분산되어야 하고 희석되어야 한다. 흐름에 주입되거나 혼합 되어지는 방법이나 위치는 두 번째 고려사항이다.

실규모에서의 중합체 조제를 위하여 추천되어지는 방법은 생성물의 형태에 따라 상당히 다르게 사용된다. 전통적인 방법으로는 이덕터(eductor)와 같이 전통적인 방법들이 많은 참고문헌에 기록되어왔다 (IWPC 1981; Rey and Varsanik 1986; WPCF 1988).

중합체 조제를 위한 새로운 장치들은 더욱 빠르고 일정한 분산이 가능하다. 이러한 기술향상은 자동화된 기초 위에 좀 더 신뢰성이 높은 제조공정을 이끌어 낸다. 국부적으로 사용가능한 기술들의 숫자와 공장의 특성들 때문에 새로운 기술들의 운전상의 비교들은 현장에서 수행되어져야 한다. 향상된 분산과 주형적성(pourability) 특성을 제공하는 중합체 생산의 방법들은 또한 시간이 지나면서 개선됐다 (Davies et al. 2000; Farrar et al. 1992; Glover and Brown 1986). 플랜트를 위한 적절한 응집의 선택사용은 공정의 신뢰성을 향상시키거나 복잡한 희석장치의 요구를 미연에 방지하기 때문에 실제적인 사항들을 고려해야 한다.

중합체 개량제가 슬러지에 투입되어지는 위치, 그리고 투여위치와 농축 또는 탈수공정 사이에서 투여되는 혼합양은 상호관련성을 가진다. 고정된 흐름의 조건에서 중합체 투여위치는 고액분리공정의 앞부분에서 혼합시간과 혼합강도를 결정한다. 이러한 인자들은 기계적 혼합을 위한 용기의 추가 또는 파이프 라인 안의 굴곡 또는 플랩(flap)밸브에 의하여 변경되어질 수 있다. 혼합은 16.3.3장에서 더 논의된다.

16.3 화학적 개량의 원리

본 절에서는 화학적 개량의 많은 실질적인 면을 다룬다. 이것은 개량의 기초적인 메카니즘의 견지에서 서술되고 정의된다. 이러한 접근은 최근 수년간에 걸친 이루어진 메커니즘에 대한 이해가 높아졌기 때문에 가능한 것이다.

16.3.1에서 먼저 화학적 개량에 대한 설명이 제시된다. 이것은 고전적인 설명(16.1.2에서 다룬)의 주목할 만한 재해석이며 공정에 관한 식견을 부여한다.

다음으로 3개의 하위 절들은 각각 화학적 개량의 적절한 실적용에 필요한 기본요소들에 관계된다. 이러한 3가지 요소는 다음과 같다.

• 용도에 적합한 약품의 선정

• 최적의 폴리머 첨가 시간의 선정( 및 관련 물질로서, 적용되어지는 혼합정도)

• 적절한 약품주입양의 유지

이러한 요소들 각각은 화학적 개량의 근본적인 메커니즘이라는 관점에서 논의된다.

16.3.1 기본개념

16.1.2에서 기술된 개량의 메커니즘은 슬러지 개량에 있어서 일부 일상적인 현상들을 설명하고 있다. 그러나 보다 최근의 발견들은 입자해체(particle breakage) 현상과 개량에서의 그것의 역할에 보다 역점을 두고서 그 메커니즘들이 재검토되어야할 것을 요구하고 있다. 그림16.1(및 문헌에서 자주 발견되는 비슷한 그림들)에서 암시하는 바와는 반대로, 슬러지 내의 입자들은 완전한 구형이 아니라 변형가능하고 유연하며 깨어지기 쉬운 작은 성분들의 조합체이다. 그러므로 입자해체는 개량이 진행되는 동안 전반적으로 또 연속적으로 일어나는 현상이다. 만일 이것을 고려한다면 액채 내에 잔류하는 응집제의 존재는 또 다른 중요한 인자가 되는데, 이는 플록의 크기, 강도 및 다른 특성들을 변화시키는 재응결을 발생시킬 가능성이 있기 때문이다.

그러므로 개량공정은 다음과 같이 설명되어질 수 있다.

(1) 슬러지의 응결: 무기 개량제를 사용하건 유기개량제를 사용하건, 충분한 주입량은 입자의 초기부착과 플록 성장을 만들어낸다. 이러한 공정은 16.1.2에 설명된 바와 같이 일어난다.

(2) 슬러지 입자와 플럭의 해체: 슬러지 또는 플럭 입자의 해체는 슬러지가 혼합되는 동안, 고액분리공정으로 운반되는 동안 그리고 그 다음의 농축과 탈수가 진행되는 동안 일어난다. 플럭 입자에서 원 입자는 가장 약한 입자이며 금속수산화 침전물 또는 폴리머 결합 보다 깨어지기 쉽다.

(3) 액내 잔존 응집제의 존재: 슬러지에 무기성 개량제가 주입되는 경우, 입자표면에의 침착은 응집에 의한 것이다. 많은 량의 주입이 액 내에서의 잔존량을 증가시키지는 않지만 부가적인 침전물 층을 유도한다. 그러나 양이온성 폴리머가 첨가된 경우에는 침전이 전하적 인력에 좌우된다. 중화(또는 약간의 역하전)에 필요한 양 이하로 첨가되면 표면과 폴리머 사이의 전하적 인력의 부족(심지어는 전하적 반발력)으로 인하여 대부분의 잉여량이 액 내에 잔존하게 된다.

(4) 재응집 효과: 슬러지 입자들의 해체는 입자들의 면적을 증가시켜서 결과적으로 이러한 표면의 개량에 필요한 약품의 양을 증가시키게 된다. 슬러지가 액체상태로 있는 한, 액 내에 존재하는 잉여 응집약품은 새로이 드러난 슬러지 표면에 부착되어 슬러지를 재응집할 수 있게 된다. 이러한 해체와 재응집 과정(종종 pelletisation (펠렛화)로 불림)은 액 내의 응집제의 비축(reserve)을 감소시키고 슬러지 구조에서 가장 취약한 결합을 제거하게되어 응집된 슬러지의 강도를 증가시킨다. 그러나 만일 액 내에 잔존 응집제가 다 고갈된다면 더 이상의 프록 해체는 플록의 크기(플럭의 강도가 아니라)를 감소시키게된다.

(5) 슬러지 특성의 결정: 이 과정의 정점에서 슬러지는 하나의 입자 크기 분포와 입자 강도 분포를 갖게 되며 아마도 액체 내에 응집제가 잔류하게 될 것이다. 이러한 요소들은 슬러지의 농축과 탈수 거동을 결정하게 된다. 전술한 현상은 모니터링과 제어목적에 유용한 동전기학적(electrokinetic) 및 유동학적 특성과 같은 슬러지의 다른 측정가능한 특성들도 결정하게된다.

이 모델은 정성적이고 이론적 이기는 하지만, 실제적 관심사항에 대한 일부 유용한 추론을 제공한다. 사실, 화학적 개량이 효율적으로 실행되는 것을 보장하기 위하여 여러 실제적 단계들이 제안되고 있다. 이러한 제안사항들은 다음 절에 기술하였다.

16.3.2 최적 약품의 선정

수많은 유용 무기금속염과 유기성 고분자전해질에서 가장 효과적인 약품을 선정하는 것은 상당히 어려운 일이다. 고분자 전해질의 공급업체들이 생산품의 화학적 특성에 대한 충분한 정보를 제공하지 않기 때문에 더욱 어렵다. 화학적 구조는 생산품의 안전자료(safety data)로부터 얻을 수 있다할지라도 유효제품(active product)의 퍼센티지, 하전량, 분자량, 및 교차결합 등에 대한 좀 더 상세한 정보는 근본적으로 제공되지 않는다. 이러한 특성을 결정하는 분석방법들이 나와있다(Dentel et al. 1993). 수많은 제품이 고려된다면 분석에 필요한 시간이 많이 들겠지만 그 방법은 입찰이 완료된 즉시 폴리머의 특성을 분석하는 대에 적당할 것이며 동시에 처리시설에서 모니터링하는 제품 특성의 일관성을 제공할 수 있다. 그러나 가장 기술적으로 정통한 공급업체에서 조차도 각 현장별 제품선정을 위해서는 경험적 시험방법들을 사용한다.

그러나 추가적인 평가가 필요한 후보제품에 대한 초기 선정작업에는 몇몇 이론들이 이용될 수 있다. 특히;

• 무기성 첨가제(철염, 라임 등)는 건조상(drying beds), 진공 필터(vacuum filters) 또는 오목형 평판 필터프레스(recessed plate filter presses)와 같이 낮은 전단력 하에서 탈수가 일어나는 경우 최적의 투수성 케익을 제공할 수 있다. 그러나 벨트형 필터프레스(belt filter presses)나 원심탈수기(centrifuges)에 가해지는 전단력에 견딜 정도의 충분한 탄력을 갖지는 않는다. 이러한 이유 중 하나는 폴리머를 사용한 경우와 같은 정도로 강화과정(연속적인 해체와 재응집)이 일어나지 않기 때문이다.

• 슬러지의 개량에 있어서 효과적인 기계적 농축이나 탈수를 위해서는 전기적 중화가 필수적이긴 하지만 충분한 것은 아니다. 전기적 반발력에 지배를 받지만 가교(bridging mechanism)에 의하여 뭉쳐진 입자는 플럭 구조 내에 많은 량의 물이 존재하며 충분한 전단력을 보이지 않는다. 양이온성 폴리머는 전기적 중화에 사용될 뿐만 아니라 플럭의 강화에 필수적이다. 그러나 일부 초기의 전기적 중화는 철염과 같은 덜 비싼 약품을 사용하고 이어서 폴리머를 사용함으로써 얻을 수 있다. 플럭의 강도는 어느 정도까지 충분하더라도 이어지는 농축과 탈수공정에서 가해지는 전단력에 완전히 좌우된다. 두가지가 조합된 약품의 최적 주입량은 각각의 약품에 대하여 결정된 최적 주입량에 비례한다(Chitkela and Dentel 1998).

• 그림 16.5에 나타낸 바와 같이 폴리머의 하전밀도(즉, 양이온 모노머의 몰 퍼센트)는 1차슬러지 개량의 경우는 상대적으로 덜 중요하지만 2차 슬러지나 또는 혼합슬러지의 경우에는 보다 중요하다(Mortimer 1991). 짧은 고형물체류시간(SRT = 2-10d)에서 발생된 2차슬러지는 최적의 탈수를 위해서는 50 몰 퍼센트 또는 그 이상의 하전량뿐만 아니라 높은 주입량도 필요하다. 그러나 긴 SRT의 경우는 하전요구량이 다소 감소한다(WPCF 1988).

• 혐기성 소화 역시 개량용 폴리머에 대한 하전요구량을 감소시킨다(WPCF 1988). 그러나 혐기성 소화 슬러지는 상대적으로 높은 주입량이 요구된다. 이것은 휘발성 산의 존재에 의하여 주로 초래되는 높은 액상의 이온강도에 기인하는 것이다. 증가된 이온강도에서는 분자에서 하전된 인접 지점 사이에서의 반발력이 감소하기 때문에 폴리머들이 덜 확장된다. 높은 하전과 분자량은 반대의 효과를 나타낸다.

• 폴리머의 분자량은 1차슬러지의 개량시 영향이 크지만 2차슬러지나 혼합슬러지의 경우는 작아진다(그림 61.6). 높은 분자량은 높은 전단력의 공정 특히 고 고형성 원심탈수기(high-solids centrifuges)에 유리(Spinosa et al. 1986)한 반면 낮은 분자량은 건조상(drying beds)에 이용할 수 있다(Mortimer 1991). 교차결합이 포함된 새로운 폴리머는 측정된 분자량이 높지 않을지라도 고 전단력 조건에서 좋은 성능을 발휘한다.

• 호기성 생물학적 슬러지는 Ca2+, Mg2+ 및 철염과 같은 무기성 양이온의 첨가가 유리하다(Murthy 1998). 16.2.1에서 서술한 철이나 라임 첨가제에 대한 개량의 메커니즘과는 별도로 훨씬 특정한 상호작용도 역시 발생하는데, 음이온 바이오폴리머 사이에서(Murthy 1998) 또는 큰 플럭상으로의(Novak and Haugan 1979) 양이온성 가교의 형성, 슬러지의 단백질 부분의 결합(Dentel and Gossett 1982; Novak et al. 1999a), 또는 겔상 슬러지 구조의 결합과 붕괴(LeGrand et al. 1998; Poxon 1996)와 같은 것이다. 이러한 가설들은 상호 배타적이지는 않다.

그림 16.5 폴리머의 양이온 전하와 최적 주입조건(전하량에따라 변화)에서 탈수 후 얻어진 총고형물(% TS)과의 상관관계. Cake % TS 값은 상대적인 값이며 탈수공정에 좌우된다.

그림 16.6 폴리머의 분자량과 최적 주입조건(분자량에따라 변화)에서 탈수 후 얻어진 총고형물(% TS)과의 상관관계. Cake % TS 값은 상대적인 값이며 탈수공정에 좌우된다.

위에서 기술한 일반화된 사항은 적절한 화학개량제를 선정하기 위한 초기 지침으로서 유용하다할지라도 특정한 제품 또는 심지어 가장 만족할만하다고 입증된 약품의 구조 조차도 확인하는 데에는 불충분하다. 그러므로 슬러지 특성의 평가로 이어지는 jar test로 이루어진 실험적 평가가 일반적이다. 일반적으로 이 과정은 약품이 주입되는 동안 교반이되는 슬러지를 다고 있는 작은 용기(jar)를 이용한다. 적당한 기간동안의 응집 후, 정성적 방법(즉, 플럭 크기, 상분리도) 및 정량적 분석(즉 sludge volume index, capillary suction time, 여과시간)을 이용하여 슬러지의 특성이 평가된다. 개량된 슬러지 시료를을 작은 벨트필터의 압착포의 시편을 통해 짜내는 것과 같은 특정 공정에 특성화된 평가방법을 사용하기도 한다. 개량을 수행하기 위해 필요한 시험방법으로는 문헌(ATV 1992, Dentel et al. 1989, 1993, Gregory 1983, Kavanagh 1980, WPCF 1988)에 서술된 방법들을 보기 바랍니다.

시험의 수행은 소규모 평가결과가 실규모 공정에 적용가능하다는 가정을 전제로 한다. 이것은 대표성 있는 슬러지 시료를 얻기 위하여 또 실규모에서 사용되는 것과 같은 희석도와 일령의 처리약품을 사용하기 위하여 노력을 기울임으로써 얻어진다.

그러나 앞에서 인용한 개량의 메커니즘에 있어서, 결과에 미치는 교반의 영향은 특히 결정적으로 보인다. 이러한 영향은 교반을 평균속도경사(mean velocity gradient G), 교반시간(t)과 무차원값 Gt로서 정량화한 Novak과 동료연구자(Novak et al. 1988, Novak and Haugan 1980, Werle et al. 1984)에 의하여 상세히 보고되었다. 일반적으로 G, t 또는 Gt가 증가함에따라 최적주입량이 증가되는 것으로 보여지는데, 이는 플럭 입자의 강도가 증가되는 만큼 폴리머가 소모되는 플럭의 해체와 재응집 현상과 일치하는 것이다.

그러므로 어떤 작은 규모의 실험에서라도 처리시설에서 직면하게 되는 것과 같은 정도의 교반조건으로 수행되는 것이 필수적이지만, 최적 약품과 주입량은 예측이 잘못되어질 수도 있다.

이러한 상사성을 구축하기 위하여 다양한 접근방법들이 시도되었다. 유럽에서는 여러 다른 탈수장치들을 재현하도록 제안된 특정 시간(specified time)을 가지고 개발된 표준교반장치가 개발되었다(CIWEM 1999, Cost Project 1975). 수처리 jar test에서 구축된 방법(Cornwell and Bishop 1983)과 일치하는데, Novak et al.(1988)은 교반되는 jar에서 어떤 Gt 값은 실규모에서의 값과 일치하며 따라서 상사성을 보증한다고 제안하였다. 그러나 다른 연구에서 Novak (1990)은 Gxt 라는 항이 보다 적절한 교반 변수라고 제안하였는데, 여기서 x는 1에서 2.8사이의 값이다. 만일 x가 1이아니라면 Gxt 는 무차원 변수로서의 특성을 일어버린다. 실제로는 x 값이 폴리머 주입량에 따라 변하며, 따라서 폴리머 주입량의 결정에 적용되는 상사적 계산에 이 식을 적용하기는 어려울 수도 있다.

Abu-Orf and Dentel(1995)은 처리시설에서 배관을 통하여 흐르는 개량슬러지의 유속에 대한 일련의 G와 t 값을 계산하였으며 동일한 값에서의 jar test의 결과와 부합함을 실험적으로 보여주었다.

그러나 이러한 접근법의 한계가 Christensen et al.(1995)에 의하여 밝혀졌는데, 그는 여러 다른 교반장치들이 동일한 값의 G 값을 보여주기는 하지만, 꽤 다른 슬러지 개량결과를 만든다는 것을 보여주었다. 이것은 플럭 해체가 평균 교반강도에 좌우된다기보다는 전체 교반시간 동안 하나의 플럭이 그 플럭이 해체될 수 있을 만큼 충분히 높은 전단력을 갖는 어떤 지역에 충돌하게 될 것이라는 통계적 가능성에 좌우된다는 생각과 일치하는 것이다. 그러므로 평균속도경사가 플럭의 성장과 관련하여 중요할 수도 있지만, 해체는 교반강도의 공간적 분포 그리고 특히 높은 교반강도를 갖는 작은 지역의 존재에 좌우되는 것이다. 사실 Clark(1986)은 한개 공정에서 플럭의 결합과 해체 두 과정의 균형을 잡는 것은 불가능한 것으로 제안하였다.

실용적인 접근방법도 존재하는데, Dentel et al.(1993)은 폴리머의 주입량을 실규모에서 의도적으로 변화시키고 동일한 슬러지와 폴리머를 갖고 유사한 성능이 관찰될 떄까지 여러다른 jar test 교반조건을 적용하여 볼 것을 제안하였다. 이렇게 결정된 교반조건은 다른 개량제를 평가할 경우 이루어 지는 이후의 모든 jar test에 이용되어질 수 있다.

교반의 유사성을 결정하는 다른 방법으로는 플록해체의 지표인 입자의 전하 측정을 기초로 한 방법이 있다. 앞서 설명하였듯이 교반의 증가는 플록의 전단력을 증가시켜 원래의 입자표면을 드러나게 하며 액내의 잔류 폴리머를 고갈시킨다. 폴리머를 과도하게 주입은 측정된 플럭 표면의 전하를 양으로 만들지만 계속적인 교반은 그 값을 중성으로 그리고 계속해서 음으로 변화시킨다. 그러므로 전하의 측정은 교반강도의 지표이다. Abu-Orf and Dentel (1995)은 입자의 전하를 측정하는 유동전류검출기(streaming current detector: SCD)가 이러한 조건들 아래서 실규모와 실험실 규모의 개량공정이 비교할만한 교반조건으로 언제 일어나는지를 입증하는 데에 사용될 수 있다고 제안하였다.

16.3.3 교반과 약품첨가 시점

플럭의 강도가 물리적으로 강화된 탈수공정의 사용으로 인하여 중요하다고 한다면 앞서 기술된 개량 메카니즘은 약품첨가 방법이 결정적일 수 있음을 나타내다. 개량에는 약품첨가 모드에 영향을 받는 4가지의 중요한 단계가 있는데 이것은 Lang et al.(1995), O'Melia (1972) 그리고 WPCF(1988) et al.이 제안한 공정 순서와 유사하다.

(1) 액상 현탁물 안으로 폴리머의 분산

(2) 슬러지 입자표면으로 폴리머의 흡착

(3) 입자의 결합(및 재결합)

(4) 입자의 해체

Langer and Klute(1993)는 슬러지의 개량에서 첫 번째 단계가 결정적일 수 있다고 지적했는데 왜냐하면 흡착단계는 근본적으로 비가역적이기 때문이다. 만일 개량약품의 국부적 농도가 균등하지 않다면 입자의 일부는 과주입 될 것이며 반면에 다른 부분은 부족하게 될 것이다. 고점도의 농축된 폴리머 용액은 이러한 어려움을 가중시키며 이런 이유로 폴리머는 일반적으로 0.1-0.5% 범위의 엷게 희석된 농도로 주입된다. 이것은 또한 관 둘레를 따라 주입되는 다중주입지점에 적용하는데에도 유리하다.

슬러지의 높은 입자농도 때문에 초기 입자결합을 유발시키는 운반은 개량공정을 제한할 것 같지는 않다. 그러나 해체와 재결합의 조합단계는 긴 시간과 함께 강한 교반이 필요하다. 만일 전단력 강화(shear-intensive) 탈수공정에 플럭 강도의 강화가 필요하다면 폴리머 주입지점을 충분히 상류쪽으로 선정하고 이 공정을 촉진하기 위한 배플(baffle)이나 pipe bends를 추가할 필요가 있다. 그러나 펠렛화 공정(pelletisation process)이 이어지는 처리공정에서 요구되는 강도를 넘어서 이루어진다면 이러한 행위들은 잉여 폴리머의 소비만을 결과하게된다. 개량 및 탈수시설의 건설시 추가적인 조건에서 각각의 지점에 대한 평가가 가능하도록 폴리머 주입지점을 여러 곳 마련하는 것이 현명하다(또한 관을 흐르는 슬러지 유량의 변화는 의도적이든 아니든 교반시간과 강도 모두를 변화시킨다는 것을 인지할 필요가 있다). 또는 인라인장치들은 이어지는 폴리머 첨가시 교반강도를 계획적으로 제어하는데 유용하다. 이러한 것들은 가변 오리피스 밸브(variable orifice valves) (Bosher et al. 1996) 또는 powered mixing blades(Campbell et al. 1996)를 이용하며 조건변화를 쉽게 조절하는 장점이 있다. 이러한 종류 모두는 이어지는 탈수를 촉진시키기 위하여 개발된 것이다.

Langer et al.(1995)은 폴리머 분산단계는 실제공정에서 1초 이하지만 플럭형성에는 30초이상의 체류시간이 필요하다고 제안하였다. 플록의 해체와 재결합 공정(펠렛화를 얻기 위한)의 완료에는 5분이 필요하며 또한  높은 폴리머 주입량이 필요하기 때문에 비경제적일 수 있다. 그림 16.7은 paddle-mixed jar test에서 토크 측정을 이용한 이러한 범위를 보여주는데, 점도에 있어 초기감소는 표면에 흡수됨으로 인한 용액에서의 폴리머의 손실에 기인하며, 이어지는 점도의 최고점으로의 상승은 플록 성장의 절정을 나타내는 것이며, 점도의 점차적인 감소는 플럭 해체와 재결합이 결합수(incorporated water)가 적은 보다 단단한 플록을 형성시킴을 보여주는 것이다.

그림 16.7 교반 기간 동안의 점도 변화로 본 슬러지 개량단계. 300mg/L의 AM/AETAC 포리머가 이용되었으며 paddle형 교반기를 갖춘 bappled jar test를 사용하였음(Mo 2000).

16.3.4 약품주입량의 조절

이상적으로 만족스러운 개량약품의 선정, 개량제의 주입량과 개량제 첨가방법은 장기적으로 적절한 농축과 탈수를 제공한다. 그러나 실제 플랜트 환경은 종종 슬러지 특성에관한 가변성을 포함하며 유량과 같은 개량공정의 변수들은 보완을 위하여 조절되어야 한다. 이것이 이루어지지 않으면 요구되는 고액분리는 이루어지지 않는다. 예를 들면 유입되는 부유고형물의 농도가 2.5%에서 3.0%로 증가되면 폴리머 주입량은 중대한 과소주입을 방지하기 위해서 약 20%정도 증가되어야 한다. 이러한 형태의 변동은 예외적인 것이며 갑작스런 변동이라기보다는 종종 연속적인 변동이나 편류로서 일어난다.

이러한 변동의 원인 중 일부는 확인이 가능하고 제거도 가능하다. 예를 들면 적절히 교반이 이루어지지 않는 슬러지 저류조로부터의 펌핑은 침전으로 인하여 고형물 농도의 변동을 일으키며 따라서 개량제의 요구량의 변동을 가져온다. 일관되지 않은 폴리머 용액 제재나  여러 다른 슬러지들의 조합비율의 변화는  약품요구량의 가변성의 추가적인 원인이된다.

약품 사용을 개선하는 또 다른 방법은 보다 정교하고 보다 빠른게 주입량을 조절하는 것이다. 만일 운전자가 약품주입변수를 보다 자주 확인한다면 시간과 우선순위는 이러한 작업을 위하여 할당되어져야한다. 운전자 교육은 필수적인데 왜냐하면 농축이나 탈수성능을 눈으로 관찰하면 여러 운전자별로 다르게 보거나, 정도의 부족으로 어려움을 겪거나 또는  일상적인 과다주입을 유발하는 것과 같은 일이 종종 현저한 비율로 일어날 수 있기 때문이다.

고형물 시료채취와 측정은 보다 정밀하고 일관된 탈수성능의 평가를 제공한다. 측정에 있어서 지연시간은 주입량의 조절을 운전조건을 변화시키는데 필요한 시간보다도 길어질 수 있다. 상대적으로 정밀한 케익 고형물 농도의 측정은 현재는 마이크로파 (microwave-based) 고형물 분석을 이용하여 얻을 수 있다(Dentel et al. 1995b). 상징액, 여과액, 농축액과 심지어 농축슬러지와 같은 액체시료의 고형물 농도는 여러 가지 형태의 광차폐기술에 기초한 대체측정방법으로 모니터링 할 수 있다.

현재 이용 가능한 기술들은 개량과 탈수의 순서를 연속적으로 특성화하고 또 공정의 변화를 보상하기 위한 피드백의 조절을 이용하는 것과 같은 가능성 있는 방법들을 제공할 것으로 보여진다(Dentel et al. 1995a). 공정흐름의 특성은 실시간으로 모니터링되며 얻어진 값들에 기초하여 화학적 개량의 주입속도가 조절된다. 측정치는 실제로 진행중인 탈수공정에서 얻어질 고형물 농도의 간접적인 지표이지만 앞서 상세히 설명한 바와 같이 화학적 개량의 기초적인 작업들에 근거하여 그것들은 유용하다.

제어방법 하나로서 유동전류검출기 (steaming current dector: SCD)로 알려진 장치에 기초한 방법이 있다. SCD는 개량의 진행정도를 나타내는 지표인 입자 전하의 연속적 측정에 이용된다. 종종 탈수에서 가교현상(bridging phenomena)이 폴리머의 성능을 지배한다는 것이 언급되기는 하지만(즉 Rey and Varsanik 1986) 16.3.1에서 언급된 개량의 메커니즘은 전하의 중화와 우수한 개량과의 사이에서 적어도 우연한 일치점을 제안하고 있는데 이것은 여러연구들에서 나오고 있다(Ay et al. 1992, Cole and Singer 1985, Dentel and wehnes 1998, Dentel et al. 1995a). 그림 16.8은 실규모 탈수시설에서 폴리머의 주입속도가 의도적으로 변화될 때의 전형적인 SCD값의 변화를 보여주고 있는데, 신호가 음의 값에서 최적의 탈수성을 부여하는 폴리머 주입량과 상당히 근접한 양의 값으로 전환된다. SCD는 폴리머 주입을 위한 실규모 피드백 제어에도 역시 적용되었다(abu-Orf and Dentel 1997, 1998).

탈수케익이나 액체계열(농축액(centrate)또는 여과액(filtrate))에 대한 고형물 농도의 연속적인 측정에 기초한 자동제어는 바람직한 제어변수를 제공한다(Schrank and Murren 1989). 역사적으로 센서의 재현성은 이 기술을 이행하는 데에 있어 주요 걸림돌이었는데, 왜냐하면 막힘(clogging), 스케일링(scaling), 그리고 거품발생(foaming) 문제 때문이었다. 기기의 계속적인 개선으로 인하여 이러한 방법들이 궁극적으로는 그 가능성이 증명될 것이다.

농축액이나 여과액의 고형물 농도에 대하여 주입량 제어를 기초로 하는 경우, 케잌 고형물에 대한 신뢰성 있는 상관관계가 추정되어야하는데, 왜냐하면 이것이 일반적으로 가장 중요한 성능 변수이기 때문이다. 이러한 liquid-stream flows의 고형물 농도는 과주입 범위(그림 16.8에 나타낸 바와 같이)에서는 단지 완만한 증가를 보일 것이며, 이러한 증가가 고형물 농도에서의 무작위적 변화에 의하여 묻힌다면 robust minimum seeking algorithm이 필요하다.

액체 스트림 점도의 연속적인 측정은 폴리머 주입량 제어에 잠재적으로 유용한 것으로 제안되는데, 왜냐하면 최소수준(minimum level)이 최적 개량에 부합하기 때문이다. 이것은 16.3.1에서 서술된 개량 메커니즘과 일치한다. 최적 주입량 이하에서는 응집은 완결되지않으며 액 내에 잔존하는 입자는 점도를 증가시킨다(Abu-Orf and Dentel 1995). 최적 주입량 이상에서 폴리머는 액내에 남아서 액상의 점도를 증가시킨다(Christen et al. 1993). 결과적으로 여과액이나 농축액의 점도는 주입량이 응집에 충분하고 거의 완전히 입자표면에 흡착될 때 최소화된다. 그림 16.8은 실규모의 탈수시험에서 관찰된 이러한 점도의 경향을 보여주고 있다. 최근의 특허(Murray and Whipple 1999)는 액상폴리머의 농도가 초과할 때 직접 지시되는 형광으로 표식된 폴리머를 이용하여 폴리머 주입량의 제어하는 것이 제안되고 있다.

16.4 환경적 고려

어떤 화학물질이 환경에 방출된 경우와 같이 폐수 또는 슬러지 공정에서 개량약품의 사용은 가능한 환경적 영향에 대한 의문을 유발시킨다. 이러한 입자성 제품은 폐수 또는 슬러지 처리공정의 효율화를 위하여 사용되기 때문에 일부에서는 제품 사용에 따른 환경적 영향이 독성과 생분해성에 대한 직접적 우려를 뛰어 넘는 경우가 있다. 하나의 공정에서 보여지는 즉각적인 효력에 더하여 불명확한 손실 또는 효과는 다른 처리공정에 간접적 방법으로 일어난다는 것은 명백하다. 이론적으로 이러한 간접적 효과들은 처리수나 생물고형물(biosolids)에 바람직하지 않은 특성을 유발시킨다.

그림 16.8 밸트 프레스 시설에 다양한 폴리머 주입량에서의 탈수성 결과(Abu-Orf and Dentel 1995)

16.4 무기 개량제

무기개량제는 본질적으로 슬러지에 존재하기 때문에 생물학적인 독성은 없지만 그것들이 이용될 때 도입되는 불순물에 대한 일부 고려가 있을 수는 있다. 개량시 슬러지에 첨가된 후 염화철과 같은 첨가제의 전형적 중금속 농도는 일반적으로 낮은 수준에 있다. 예를 들면 Cd은 염화철(43% FeCl3)에서 2-3.5mg/L의 농도임이 보고되었다(US EPA 1979). 개량에 있어 전형적인 염화철 주입량에서(그리고 Cd이 응집을 돕는 것으로 가정하며) 이것은 최종처리된 생물고형물(biosolids)에서 일반적으로 발견되는 량에 최종 건조고형물 질량당 Cd량 비하여 훨씬 적게(<<1 mg/kg) 기여할 것이다. 예를 들면 1996년 뉴욕 시에서 운전되는 시설에서 나오는 바이오솔리드의 Cd 농도는 4-13 mg/kg 범위이었다(CWMI 1997).

만일 순도 수준이 정수처리에 요구되는 정도(즉 National Research Council 1982)라면 염화철, 라임 그리고 다른 무기첨가제의 중금속 농도는 충분히 낮을 것이다. 그러나 종종 산업적 불순물로서 얻어지는 다른 등급이 폐수나 슬러지 처리에 사용된다. 이러한 것은 근본적으로 금속은 불용성 형태로 잔존하며 액상부분의 흐름을 통해서는 방류수체에 이르지 않을 것이라는 이론적 근거에 의해 이루어진다. 현재 최종처분 조건에서 요구되는 슬러지의 중금속 수준으로 이러한 이론적 근거가 다시 평가되어야 한다. 예를 들면 염화철 제품에서 한번에 측정되는 2300 mg/kg의 Cr 수준은 20-65 kg/t인 전형적인 주입량을 기준으로 탈수된 바이오솔리드의 건조질량 기준으로 50-150 mg/kg의 Cr이 추가되는 것과 같다.

16.4.2 유기성 폴리머 전해질(organic polyelectrolytes)

본 절에서는 슬러지의 개량에 사용되는 경우 폴리머의 운명(fate)과 영향에 관한 최근 지식의 간략한 개요를 다룰 것이다. 보다 상세한 정보는 최근의 리뷰와 연구에서 얻을 수 있다(Bolto 1995, Dentel et al. 2000, Lehmann et al. 1995, Letterman and Pero 1988, STOWA 1995).

16.4.2.1 환경에서 폴리머의 독성

표준시험은 종종 양이온 폴리머는 낮은 농도에서 급성독성을 보이는데, 즉 2-3 mg/l 수준에서 fathead minnows(Pimephales promelas)에 대한 독성(McCollister et al. 1965), 0.07-0.12 mg/L에서 Ceriodaphnia dubia에 대한 독성(Fort and Stover 1993), 그리고 0.125 mg/L에서 Daphnia Magna에 대한 생식독성(Schumann 1991)을 보인다. 슬러지 개량을 위한 전형적 폴리머 첨가량은 100 mg/L를 초과한다.

그러나 이러한 독성시험의 타당성은 한계가 있을 수 있는데 그 이유는 다른 살아있는 유기체 외의 많은 천연 재료에 대한 양이온 폴리머의 강한 친화력에 기인한다. 자연계를 모사하는 시험(과 그로인한 규정시험 방법에 일치하지 않는)은 종종 훨씬 감소된 수준의 독성을 나타낸다. 폴리머의 Pimephales promelas와 무지개 송어에 대한 독성은 추가된 뷰유고형물질에 의하여 현저히 감소된다(Biesinger et al. 1976). 폴리머의 독성은 또한 음이온 폴리머, 휴믹산 이나 점토의 첨가에 의해서도 감소된다(Biesinger et al. 1976, Carey et al. 1987, Goodrich et al. 1991, Hall and Mirenda 1991).

그러므로 양이온 폴리머의 가능한 환경독성 평가에서 직접적으로 수생태에 방출되는가 또는 천연유기물질, 부유물질 또는 다른 음으로 하전된 콜로이드성 물질과 먼저 조합되고 결합되는가를 고려하는 것이 중요하다.

16.4.2.2 처리공정에서 폴리머의 운명(fate)

폴리머는 고액분리를 향상시키기 위하여 슬러지에 첨가된다. 그러므로 농축과 탈수공정을 따라 폴리머는 액상 흐름(상징액, 농축액, 여과액)과 농축된 고형물(농축 또는 탈수 슬러지)로 분할된다. 입자의 응집이 효율적이면 폴리머는 주로 슬러지 계열에서 발견될 것으로 추정할 수 있다. 이것은 최적의 주입량으로 슬러지에 주입된 방사선적으로 표지된 폴리머를 이용하여 Schumann and Kunst(1991)이 보여주었다. 그러나 Mabire et al.(1984)의 연구는 실리카의 부유물질을 사용하더라도 과주입량 범위에서 첨가된 폴리머의 경우 흡착이 최소화되는 것으로 제안하였다.

Dentel et al.(2000)이 보고한 폴리머 주입량의 변화를 이용한 결과는 대부분의 공정조건에서 폴리머는 주로 고형물 상으로 분할된다는 것을 보여주었다. 농축된 고형물 흐름(특히 탈수공정에서의 케잌 고형물)으로 들어가는 유입 폴리머의 퍼센트는 고형물 회수율 퍼센트와 관련되지만 회수율 자체 보다는 낮은 값이다. 이것은 폴리머 일부도 역시 재료의 대부분을 함유하고 있는 액 상에 존재하기 때문이다. 단지 과다폴리머 주입량이나 또는 극단적으로 낮은 회수율에서만 현정한 량의 폴리머가 액상 흐름에서 발견될 것이다.

응집 폴리머 역시 폐수처리의 생물학적 단계에서 또는 환경에서 생물학적으로 분해가능하다고 추측된다. 그러나 이전의 연구에서는 분석의 여려움에 직면하여 반대의 결론을 도출하였다. 게다가 폴리머의 일부분은 난분해성이지만 다른 부분은 분해가능하다는 가능성은 고려되지 않았다.

사실 일반적인 응집 폴리머의 많은 부분이  펜던트(pendant) 또는 각 모노머로부터 연장된 짧은 조각(section)에 포함되어있다. 이러한 조각들은 폴리머의 전하와 같은 중요한 특성에 기여하는 작용기(functional group)를 포함한다. 가장 일반적인 응집제에서, 이러한 펜던트 그룹은 폴리머의 모든 질소와 대게 절반이상의 탄소, COD 그리고 잠재적 BOD를 함유하고 있다. 게다가 화학물질이나 효소의 공격에 가장 취약한 지점(에스터 또는 아민기)은 이러한 작용기 끝의 결절부근에 위치한다. 그러므로 폴리머와 생물과의 뚜렷한 상호작용은 주결합(primary chain)의 단절 없이 일어날 수 있다. 부분적으로 또는 완전한 생분해에 의한 이러한 펜던트 그룹의 절단은 호기성 또는 혐기성 생물계 모두에서 보여진다(Dentel et al. 2000). 방출된 펜던트 그룸은 표면 활성이며, 암모니아가 높고 상당히 생분해성이라는 것도 잘 알려져 있다. 그것들은 일부 폴리머 종류와 연관된 독특한 냄새의 원인을 제공한다.

그러므로 양이온 폴리머는 호기성 및 혐기성 조건하에서 단지 부분적인 생분해성만을 보여준다. 폴리머 상의 작용기들은 일부 환경에서는 효소적으로 또는 화학적으로 공격을 받지만 폴리머의 뼈대구조(backbone structure)는 저항성이 크다.

폐수의 고형성분이 슬러지로서 처리시설에서 유출되는 때 슬러지는 슬러지와 함께 폴리머와 잔존하는 폴리머의 뼈대구조를 운반하게된다. 슬러지에서 폴리머는 일반적으로 10 kg/t-dry solids 까지 주입되며 따라서 슬러지가 폐기될 때 고형물 기준으로 1% 정도의 폴리머 함량을 갖고 있다. (폴리머의 주입량은 슬러지나 분리공정의 차이에 따라 크게 변한다. 예를 들면 자체발열 혐기성 소화 슬러지의 경우 주입량이 30 kg/t을 초과한다.) 이러한 폴리머의 운명과 환경적 영향이 깊이 연구되어 오지는 않았지만 처분 량으로 볼 때 폴리머의 운명에 대한 보다 많은 지식이 필요함을 알 수 있다. 가능한 증거들(Dentel et al. 2000)은 폴리머로 처리된 슬러지 고형물의 투기는 토양 생물상, 미소식물과 곡물에 직접적인 유해를 유발하지는 않는다는 것을 보여주고 있다.

16.5 물리적 개량 원리(PHYSICAL CONDITIONING PRINCIPLES)

화학 약품의 첨가가 없는 슬러지 개량은 비싼 응집제의 지속적인 구매를 피할 수 있는 장점이 있다. 또한 공정이 보다 단순해진다. 그러나 오늘날까지 폴리머 응집제를 이용하는 화학적 개량방법만큼 성공적인 슬러지의 물리적 처리에 기초한 개량방법은 존재하지 않는다.

3종류의 물리적 개량공정이 고려될 수 있는데, 열적 개량(고열과 고압), 동경-해동 개량과 기계적, 전기적, 또는 초음파 같은 형태의 고에너지를 이용하는 방법이 있다.

16.5.1 열적 개량(Thermal conditioning)

고열(175-240℃)과 고압(1700-2700 kPa)하에서 유기성 슬러지는 화학적, 물리적 특성에 상당한 변화가 일어난다. 세포의 파괴와 화학적 가수분해는 이러한 변화 즉 즉각적인 탈수 가능한 슬러지를 만드는 변화의 주요한 원인으로 보여 진다. 열적 개량을 위한 실제 공정은 중요한 기계와 기반부품들의 조립이 요구되며 완전한 시스템으로서 공급 업자들에 판매된다. 이것의 복잡함은 몇가지 요인들에 의한 결과인데, 그 요인들은

• 경제적 고려로서 그 공정은 회분식(batch mode) 보다는 연속흐름식(flow- through)이며 따라서 고압 슬러지 펌프가 포함되어야한다.

• 슬러지는 펌프의 보호를 위하여 모래성분이 없어야 하므로 grit trap과 grinder가 필요하다.

• 그 공정은 다양한 부식성 부산물을 발생시키기 때문에 모든 부품들은 몇 가지 종류의 부식에 저항성이 있어야한다.

• 열효율을 위하여 유출흐름으로부터 열을 유입슬러지로 운반하기 위한 열교환기가 포함되어야 한다.

• 건설과 유지관리는 내부표면에 대한 스케일 형성을 잡을 수 있어야 한다.

• 열처리후 고형물로부터 농축액을 제거하기위하여 분리기(separator)나 디켄터(decanter)가 필요하다.

• 액체는 농축되며(10,00-15,000 mg/L COD) 2차 처리공정에 상당한 반류수 부하를 유발시킨다(종종 2차 처리공정이 독립적으로 설치된다).

• 열적 개량 장치에서 배출되는 가스과 의 처리를 위한 악취제어 시스템은 필수적이다(작업자의 편의를 위하여 반응실 지역도 역시 냉방과 환기가 되어야한다).

• 전 시스템의 신뢰성 있는 제어를 위하여 기기와 센서가 제공되어야한다.

이러한 필요조건들은 열적 개량 시스템의 복잡성과 높은 투자비를 대변하는 것이다. 몇몇 특별한 환경을 제외하면 이러한 것들이 결점을 상쇄시키지는 못하지만 본 공정은  중요한 장점들도 역시 가지고 있다.

• 열적 개량 슬러지는 일반적으로 화학적 개량이 필요없거나(US EPA 1979) 상대적으로 낮은 폴리머 주입량이 요구된다(McCoy et al. 1977).

• 열적 개량슬러지는 폴리머 개량슬러지에 비하여 높은 열량을 가지고 있어 소각에 더욱 적합하다(또한 동일한 이유로 바로 compost가 가능하다).

• 처리된 슬러지는 살균되어있으며 병원균이 존재하지 않는다(WPCF 1998).

이러한 장점들은 대부분의 조건에서 상기의 단점들을 상쇄하지는 못한다. 1990년대 후반까지 영국에서는 사용중인 열적 처리시설이 없었으며(CIWEM 1999) 에너지에 대한 고려에 의하여 미국에서는 덜 일상적인 것이 되었다(Haung et al. 1992). 보다 깊은 기술적 정보들은 Water Pollution Control Federation's Manual on Sludge Conditioning(1988)에 기술되어있다.

16.5.2 동결-해동 개량법(Freeze-thaw conditioning)

낮은 온도에서 슬러지 내부 수분의 동결은 해동 시 복구불가능한 화학적, 구조적 변화를 가져온다. 가장 잘 알려진 것이 탈수성의 증가이지만 일부 병원균의 파괴 역시 명백한 사실이다(Sanin et al. 1994).동결방법에 따라 달라지는 몇몇 메커니즘들이 이러한 이점들을 부여하는데 중요하다. 동결기간에 일어나는 메카니즘들은 2가지 현상에 좌우되는데, 첫 번째는 용존성과 입자성 부분의 분리이며 두 번째는 낮은 밀도를 갖는 고형물의 형성으로 이런 식으로 팽창된다.

만일 슬러지가 급격히 냉각되면 플럭 입자 주위로 얼음이 형성된 다음 플록 안쪽 및 플럭 쪽으로 그리고 플록 내에서도 동결이 발생된다. 그러나 느린 동결은 입자의 이동을 유발하는데 이것은 다가오는 얼음구조 내에 액체상태 물이 흡수되면서 고형물을 (냉각원으로부터 멀어지는 쪽으로)몰아가기 때문이다. 입자의 이동은 발달하는 얼음 표면의 압력과 관련이 있다하여도(Huang et al. 1996, Martel 1989) 입자의 배제는 삼투압과 열분자압(thermomolecular pressure)에 의하여 얼음의 경계쪽으로 끌리는 물(incoming water)에 의한 이동으로서 검토될 수 있다(Wettlaufer and Dash 2000).

냉각원으로부터 가장 먼 층에서, 상당한 정도의 이동은 입자의 농도뿐만 아니라 염분의 농도 역시 증가시킨다. 이온강도의 증가는 이러한 구역에서 콜로이드 물질을 불안정하게 만들 수 있지만 Vesilind et al.(1991)은 이것이 발생하지는 않는다고 지적한다. 염분 농도 역시 국부적인 냉각점을 끌어 내리며 따라서 Hung et al.(1996)은 이러한 구역에서 전체적으로 완전한 동결을 달성하기는 어렵다고 지적하였다. 이것이 일어나는 곳에서는 플록의 형태에 현저한 변화가 일어난다. 보다 빠른 동결공정에서 이러한 플럭의 형태와 동결된 플럭으로부터의 프랙탈 구조가 다르다는 것은(Hung et al. 1996) 높은 고형물이나 염분 농도는 동결과정동안 일어나는 변환에 영향을 미친다는 것을 암시한다. 수처리 슬러지는 생물학적 슬러지가 하는 것에 비하여 동결-해동처리에서 다소 다르게 작용하는데(Martel 1989, 2000, Parker and Collins 1997, Parker et al. 1998) 세포벽을 가로지르는 삼투압의 차이는 폐수처리 슬러지의 느린 동결거동에서 일부분의 역할을 하는 것이 가능하다. Martel (2000)은 폐수처리 슬러지에서 높은 용존성 고형물은 평면형태보다는 무니가 있는 형태로 동결이  진행되도록하며 또한 이것은 보다 작은 응집입자로 유도한다고 제안하였다.

많은 연구들이 동결-해동 공정의 scale-up에 있어서 동결속도를 결정적인 설계변수로 인용하였다(Martel 1988, Parker and Collins 1997). Hung et al.(1996)은 이것은 단지 스러지의 침전특성이 변화되는 경우에만 적용할 수 있다고 제안하였는데, 이는 여과특성보다는 동결속도에 훨씬 더 민감하기 때문이다.

동결이 냉동장치에 의하여 이루진다면 동결-해동 공정은 현재로서는 비경제적이다(Vesilind 1979, Haung et al. 1992). 냉대성 기후지역에서의 자연적인 동결-해동을 적용한 방법은 매우 드물게 이용된다. 그 가능성은 실제적용을 위한 지침의 개발과 함께 지역적으로 적합한 법률에 좌우될 것으로 보인다.

16.5.3 고에너지를 적용한 개량(Conditioning by high energy application)

조사와 슬러지에 에너지를 투입하는 다른 방법들이 수년 동안 연구되어져왔다. 일부 보고는 탈수성에서의 우수함을 지적하여왔지만, 결과들은 폐수처리 플래트에서 직면하는 여러 조건에서 재현성이 있다고 증명하지 못하였으며 게다가 에너지 가격은 일반적으로 너무 비싸다.

16.6 참고문헌

Abu-Orf, M.M. and Dentel, S.K. (1995) Laboratory and full-scale studies of liquid stream viscosity and streaming current for chracterization and monitoring of dewaterability, Water Research 29, 2663-2672.

Abu-Orf, M.M. and Dentel, S.K. (1997) Polymer dose assessment using the streaming current detector. Water Environment Research 69, 1075-1085.

Abu-Orf, M.M. and Dentel, S.K. (1998) Automatic control of polymer dose using the streaming current detector. Water Environment Research 70, 1005-1018.

Abwassertechnische Vereinigung (ATV) (1992) Auswahl und Einsatz von organischen Flockungshilfsmitteln-Polyelektrolyten-bei der Klarschlammentwssenrung.

Korrespondenz Abwasser 39, 569-580

Ay, P., Hemme, A., Pflug, K. and Nitzsche, R. (1992). Application of measurements of charge state in sludge dewatering technology. Aufbereitungs-Technik 33(2), 57-66.

Biesinger, G.E., Lemke, A.E., Smithe, W.E. and Tyo, R.M. (1976) comparative toxicity of polyelectrolytes to selected aquatic animals, J. WPCF 48, 183-187.

Bolto, B.A. (1995) Water soluble polymers. Prog. Polym. Sci. 20, 987-1041.

Bosher, C., Andrews, M., McLoughlin, P. and Getting, T. (1996) Control of polyeletrolyte mixing with sludges, In Proc. Water Envt. Fed. 69th Ann. conf. (WEFTEC'96), 235-243.

Campbell, H.W., Plaisier, M. and Cers, V. (1996) Full-scale demonstration of polymer optimization technology. In Proc. Water Envt. Fed. 69th Ann. conf. (WEFTEC'96), 187-198.

Carey, G.A., McMahon, J.A. and Kuc W.J.(1987) The effect of suspended solids and naturally occurring dissolved organics in reducing the acute toxicities of cationic polyelectrolytes to aquatic organisms. Environ. Toxicol. Chem. 6, 469-474.

Chitikela, S. And Dentel, S.K. (1998) Dual-chemical conditioning and dewatering of anaerobically digested biosolids: laboratory evaluations. Water Environment Research 70(5), 1062-1069.

Christensen, J.R., Christensen, G.L. and Hansen, J.A. (1995) Improved characterization of mixing for sludge conditioning. Jounal of Environmental Engineering 121(3), 236-244, and 122(9), 880-881

Christensen, J. R., Sorensen, P. B., Christensen, G. L. and Hansen, J. A. (1993) Mechanisms for overdosing in sludge conditioning, Journal of Environmental Engineering 199(1), 159-171.

CIWEM (1999) Sewage Sludge: Conditioning, Dewatering, Thermal Drying and Incineration. London: Chartered Institution ogg Water and Environmental Management.

Clark, M.M. (1986)Scale-up of laboratory flocculation results. In AWWA Annu. Conf. Proc.,American Water Works Association, Denver, 1239.

Xole, A.I. and Singer, P.C. (1985) Conditioning of anaerobically digested sludge. Journal of the Environmental Engineering Division, ASCE 111(EE4), 501-510.

Cornwell, D.A. and Bishop, M.M. (1983) Determining verlocity fgradients in laboratory and full scale systems. Jour. AWWA 75(9), 470.

Cost Project 68 (1975) Final Report of the Management Committee 'Sewage Sludge Processing' Commission of the European Communities.

CWMI (1997) Questions on sludge. Cornell Waste Management Institute Videoconference on Land Lpplication of Sewage Sludges. http://www.cge.cornell.edu/wmi/sludgeques/sludgeques.html.

Davies, W.B., Healy, J.E., Miller, G.K.L., Kokakiewicz, J.J. and Ryles, R.G. (2000) Spray drying of polymer-containing dispersions, water-in-oil emulsions and water-in-oil microemulsions, and dry polymer products formed thereby. US patent 6,001,089 assigned to Cytec Technology Corp.

Dentel, S.K. (1991)Coagulantcontrol in water treatment. CriticalReviews in Environmental Control 21, 41-135.

Dentel, S.K. (1999) Capacity optimization in thickening and dewatering: Establishing a protocol for assessing capabilities, In Reseatch Priorities for Debottlenecking, Optinizing and Rerating Wastewater Treatment Plants. Water Envt. Research Foundation, Alexandria, VA

Dent이, S.K. and Gossett, J.M. (1982) Effect of chemical coagulation on anaerobic digestibility of organic materials. Water Research 16(5), 707.

Dentel, S.K. and Wehns, K.M. (1988) Monitoring sludge dewaterability by streaming current detection. Proceedings, Canadean Society of Civil Engineers-Anerican Society of Civil Engineers Joint National Conference on Environmental Engineering, 254-261.

Dentel, S.K., Abu-orf, M.M. and Griskowitz, N.J. (1993) Guidance Manual for Polymer Selection in Wastewater Treatment Plants. Water Envt. Research Foundation, Alexandria, VA.

Dentel, S.K., Abu-Orf, M.M. and Griskowitz, N.J., (1995a) Polymer Monitering and Control in Biosolids Management.Water Envt. Research Foundation, Alexandria, VA.

Dentel, S.K., Momberger, K.A. and Abu-orf, M.M. (1995b) Evaluation of a microwave drying device for solids analysis and sludge conditioning control In Proc. Water Envt. Fed. 68th Naa. conf. (WEFTEC'95), Miani, 25 October.

Dentel, S.K., Chang, L.-L., Raudenbush, D. R., Junnier, R. W. and Abu-Orf, M.M. (2000) Influence of Polymer Chemistry on Biosolids and the Environment. Water Envt. Research Foundation, alexandria, VA.

Dentel, S.K., Gucciardi, B.M., Bober, T.A., Shetty, P.V. and Resta, J.J. (1989) Precedures manual for Plymer Selection in Water Treatment Plants, American Water Works Association, Denver, CO.

Farrar, D., Field, J.R. and Flesher, P. (1992) Polymeric compositions, US Patent 5, 171, 781 assigned to Allied Colloids Ltd.

Flesher, P., Farrer, D. and Field, J.R. (1990) Flocculation processes, US Patent 4, 943,378 assigned to Allied Colloids Ltd.

Fort, D.J. and Stover, E.L (1993) Toxicities and potential toxic interaction of organic and inorganic flocculatnts/coagulant aids: impact on whole effluent toxicity testing. Proc. 66th Ann. conf. Water Envt. Fed.

Glover, R. and Brown, M.R. (1986) Acrylamide-dialkylaminoacrylatedialkylaminomethacrylate cationic polyelectrolytes and their production. US Patent 4,628,078 assigned to Allied Colloids Ltd.

Goodrich, M.S., Dulak, L.H., Friedman, M.A. and Lech, J.J. (1991) Acute and long-term toxicity of water-soluble cationic polymers to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)and the modification of toxicity by humic acid. Environ. Toxicol. Chem. 10, 509-515.

Gregory, J. (1983)Flocculation test methods. Effluent & Water Treatment Journal 23, 199.

Hall, W.S. and Mirenda, R.J. (1991) Acute toxicity of wastewater treatment polymers to Daphnia pulex and the fathead minnow (Pimephales promelas) and the effects of humic acid on polymer toxicity. Tesearch Journal Water Pollution Control Federation 63, 896-899.

Halverson, F. and Panzer, H.P. (1978) Flocculation agents. In Encyclopedia of Chemical Technology (ed. M. Grayson), Vol. 10, 3rd Edition, Wiley Interscience, New York, 492-494.

Haug, R.T., Kuchenrither, R., Oerke, D., Prakasam, T., Soszynski, S. and Zenz, D. (1992) Sludge processing technology. Chapter 6 in Municipal Sewage Sludge Management (eds C. Lue-Hing, D.T. Zenz and R. Kuchenrither), pp. 223-298, Technomic Publishing, Lancaster, PA.

Hung, W.T., Chang, I.L., Lin, W.W. and Lee, D.J. (1996)Uni-directional freezing of waste activated sludge: effects of freezing speed. ES&T 30, 2391-2396.

IWPC (1981) Sewage Sludge Ⅱ: conditioning, Dewatering, and Thermal Drying, The Institute of Water Pollution Control, Maidston, kent, UK.

Kavanagh, B.V. (1980) The dewatering of activated sludge: measurement of specific resistance to filtration and capillary suction time. Water Pollution Control 79, 388.

Langer, S.J. and Klute, R. (1993) Rapid mixing in sludge conditioning with polymers. Wat. Sci. Tech. 28(1), 233-242

Langer, S.J., Klute,R. and Hahn, H. (1995)Mechanism of floc formationin sludge conditioning with polymers. Wat. Sci. Tech. 30(8), 129-138.

LeGrand, V., Hourdet, D., Audebert, R. and Snidaro, D. (1998) Deswelling and flocculation of gel network: application to sludge dewatering. Wat. Res. 32(12), 3662-3672.

Lehmann, A., Heinzmann, B. and Jekel, M. (1995) Beurteilung des Einsatzes kationische Plyelektrolyte 민 Flockungshilfsmittel in der Trinkwasseraufbereitung. Studie im Auftrag des Deutshen Vereins des Gas-und Wasserfash. Final report: Technical University of Berlin.

Letterman, R.D. and Pero, R.W.(1998) Polyelectrolyte coagulatints in water treatment: an assessment of research needs. AWWA Research Foundation, Denver, CO.

Mabire, F., Audebert, R. And Quivoron, C. (1984) Flocculation properties of some watersoluble copolymers toward silica suspensions: a semiquantitative interpretation of the role of molecular weight and cationicity through a 'patchwork' model. Jour. Coll. Int. Sci. 97(1), 120-136.

Martel, C.J. (1989) Dewaterability of freeze-thaw conditioned sludges. Journal JWPCF 61(2), 237-241.

Martel, C.J. (2000) Influence of dissolved solids on the mechanism of freeze-thaw conditioning, Water Research 341(12), 657-662.

McCollister, R.D., Hake, C.L., Sad다, S.E. and Rowe, V.K. (1965) Toxicological investigations of polyacrylamides, Tox. Appl. Pharm. 7. 639-651.

McCoy, W.S., Dominak, R.P., Blanc, A.J. and Rodzianko, N.O. (1997) High solids centrifuge dewatering of thermally conditioned wastewater solids. In Proc. Water Residuals and Biosolids Management Federation. Alexandria, VA pp. 12-13, 12-21.

Mo, Z. (2000) The effect of polymer conditioning and mixing on dewaterability of anaerobic degested sludge. Masters thesis, Dept Civil and Environmental Engineering, Unix. of Delaware, Newark, DE.

Mortimer, D. (1991) Synthetic polyelectrolytes- a review. Polymer International 25, 29-41.

Murray, P.G. and Whipple, W.L. (1999) Fluorescent water soluble polymers. US Patent 5,968,030 assigned to Nalco Chemical Company.

Murthy, S.N. (1998) Bioflocculation: implications for activated sludge properties and wastewater treatment. Ph.D. dissertation. Dept Civil Eng., Virginia Polytechnic Institute and State University, Blacksburg, VA.

Muthy, S.N., Novak, J.T. and De Hass, R.D. (1998) Monitoring cations to predict and improve activated sludge settling and dewatering properties. Water Sci. Technol. 38(3), 119-126.

National Research Council, Committee on Water Treatment Chemicals (1982) Water Chemicals Codex. National Academy Press, Washington, DC.

Neff, R.E., Pellon, J.J. and Ryles, R.G. (1999) High performance cationic polymer flocculating agents. US Patent 5,945,494 assigned to Cytec Technology Corp.

Novak, J.T. (1990) The effect of mixing on the performance of sludge conditioning chemicals. Water Supply 8, 53-60.

Novak, J.T. and Haugan, B.E. (1979) Chemical conditioning of activated sludge. Jour. Environ. Engrg. Div.-ASCE, EE5(4), 993-1008.

Novak, J.T. and Haugan, B.E. (1980) Mechanisms and methods for polymer conditining of activated sludg. Jour. WPCF 52(10), 2571-2580.

Novak, J.T. and Murthy, S.N. (1998) Cations and activated sludge characteristics. Annu. Residuals Biosolids Manage. Conf. Proc. 12th, 583-589.

Novak, F.T., Prendeville, J.F. and Sherrard, J.H. (1988) Mixing intensity and polymer performance in sludge dewatering. Jour. Environmental Engineering 114(1), 190-198.

Novak, J.T., Sadler, M.E., and Murthy, S.N. (1994a) Mechanisms influencing conditioning and dewatering of aerobically and anaerobically digested biosolids. In Proc. Water Envt, Fed. 72nd Ann. Conf. (WEFTEC'99), New Orleans, 9-13 October.

Novak, J.T., Agebaek, M.L., Sorenen, B.L. and Hansen, J.A. (1999b) conditioning filtering, and expressing waste activated sludge. Jour. Environ. Engrg. 125(9), 816-824.

Novak, J.T., Love, N.G., Wheeler, E.R., cousin, C.P. and Ganczarczyk, J.J. (1999c) Effect of cationic salt addition on the settling and dewatering properties of an industrial activated sludge. Water Envt Research 71(2), 251-254.

O'Melia, C.R. (1972) Coagulation and flocculation. Chapter 2 in Physicochemical Processes for Water Quality Control (ed. W.J. Weber, Jr.), Wiley Interscience, New York.

Parker, P.J. and Collins, A.G. (1997) Feasibility study on freeze/thaw conditioning of pulp mill waste activated sludge. Jour. Cold Regions Engrg. 11(3), 245-250.

Parker, P.J. Collins, A.G. and Dempsey, J.P. (1998) Effects of freezing rate, solids content, and curing time on freeze/thaw conditioning of water treatment residuals. ES&T 32(3), 383-387.

Poxon, T. (1996) Structure and dewaterability in anaerobically digested sludge. In Proc. Water Envt. Fed. 69th Ann. Conf. (WEFTEC'96), Dallas, 5-9 October, 167-178.

Rey, PaA. and Varsanik, R.G. (1986) Application and function of synthetic polymeric flocculants in wastewater treatment. Chapter 7 in Water Soluble Polymers (ed. J.E. Glass), Advances in Chemistry series No. 213, ACS, Washington DC.

Sanin, d., Vesilind, P.A. and Martel, C.J. (1994) Pathogen reduction capabilities of freeze/thaw sludge conditioning. Water Research 28(11), 2393-2398.

Schrank, G. and Murren. C. (1989) Automation and optimisation of centrifuge dewatering. Wat. Sci. Tech. 21, 1319-1324.

Schumann, H. (1991) Eliminationeigenschaften von polyelectrolyten in biologischen Abwasserreingungspozessen. Tenside Surfactants Detergents 28, 452-459.

Schumann, H. and Kunst, S. (1991) Elimination von 14C-markierten Polyelektrolyten in biologischen Abwasserreinigungsprozessen, Gas-Wasserfach, Wasser/Abwasser 132(7), 376-383.

Spinosa, L., Lotito, V., Lore, F. and Barile, G. (1986) Influence of polyelectrolyte characteristics on sludge conditiioning (lab evaluations). In New Developments in Processing of Sludges and Slurries, Elsevier Science, New York.

STOWA (1995) An investigation into the environmental impact of polyelectrolytes in waste water treatment plants. Stichting Toegepast Onderzoek Waterbeheer (STOWA), Report 95-17, Utrecht.

Tenney, M.W., Echelberger, W.F., Coffey, J.J. and McAloon, T.F. (1970) Chemical conditioning of biological sludges for vacuum filtration. Jour. Water Poll. Control Fed., 42, R1-R20.

United States Environmental Protection Agency (1979) Process Design Manual. Sludge Treatment and Disposal. US EPA MERL/ORD, EPA 625/1-79-011, Cincinnati, OH.

Vesilind, P.A. (1979) Treatment and Disposal of Wastewater Sludges, 2nd ed., Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI.

Vesilind, P.A., Wallinmaa, S. and Martel, C.J. (1991) Freeze-thaw sludge conditioning and double layer compression. Can, J. Civ. Eng. 18(6), 1078-1083.

Water Pollution Contrtol Federation (WPCF) (1988) Sludge Conditioning. Manual of Practice No. FD-14. Water Environment Federation, Alexandria, VA.

Water Pollution control Federation Research Foundation (1969) Sludge Dewatering. Manual of Practice No. 20, Water Environment federation, Alexandria, VA.

Werle, C.P., Novak, J.T., Knocke, W.R. and Sherrard, J.H. (1984) Mixing Intensity and Polymer Sludge conditioning. Jour.Envir. Engrg. Div.-ASCE 110(EE5), 919.

Wettlaufer, J.S. and Dash, J.G. (2000) Melting below zero. Scientific American 282(2), 50-53