[논문]해수에 의한 제강 슬래그의 납, 구리, 카드뮴 및 수은 화합물의 용출특성 평가

이한국; 이동훈

해수에 의한 제강 슬래그의 납, 구리, 카드뮴 및 수은 화합물의 용출특성 평가
Evaluation of Lead, Copper, Cadmium, and Mercury Species in the Leachate of Steel Making Slag by Seawater 원문보기

대한환경공학회지 = Journal of Korean Society of Environmental Engineers, v.27 no.1, 2005년, pp.75 - 84

이한국 (한국생활환경시험연구원 기획전략팀) , 이동훈 (서울시립대학교 환경공학부)

초록
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본 연구는 해양구조물로 재활용되는 제강 슬래그의 납, 구리, 카드뮴과 수은의 용출특성을 평가하는데 있다. 이를 위하여 고형폐기물의 용출규제 시험, 액고비 변화시험, pH 고정시험과 같은 다양한 용출시험을 하였다. 용출용매로 증류수를 이용한 경우와 해수를 이용한 경우의 pH 고정시험 결과, 제강슬래그에서 용출된 납, 구리, 카드뮴은 뚜렷한 차이를 확인할 수 있었다. 용출용매로 증류수 사용시, pH 7-8 구간과 pH 11-12 구간에서 낮은 용출을 보였지만, 해수를 용출용매로 사용한 경우는, 증류수를 용매로 사용한 것 보다 높게 용출되었다. 수은 용출의 경우는 증류수를 용출용매로 이용한 것보다 해수를 이용한 경우에서 더 낮게 용출되었다. 한편, 제강 슬래그에서 용출되는 납, 구리, 카드뮴의 용존 및 침전 상태의 파악과 중금속 화합물들의 파악을 위하여 지화학 평형 프로그램인 Visual minteq를 사용하였다. 해수와 반응한 제강 슬래그에서 용출된 납, 구리는 pH 11-12 구간에서 대부분 용존되지만 pH가 감소되는 pH 7-10에서는 90% 이상만이 침전하였고, 카드뮴의 경우는 100% 용존상태로 존재하였다. 증류수와 반응한 제강 슬래그에서 용출된 납은 해수의 경우도 유사하였고, 구리와 카드뮴은 100% 용존상태로 존재하였다. 해수 내의 $Cl^-,\;CO_3^{-2},\;SO_4^{-2}$와 결합한 납화합물은 $PbCl^+,\;PbSO_4$로 이루어졌으며, 구리화합물은 $CuSO_4,\;CuCO_3$, 카드뮴화합물은 $CdCl^+,\;CdSO_4$ 등이 형성되었다. 수은의 경우는 해수 및 증류수를 용출용매로 이용한 모든 경우에서 납, 구리, 카드뮴과는 달리 대부분 침전하였다. 더욱이 해수에 존재하는 고농도 염소($Cl^-$)와의 수착으로 인해 finite solid인 calomel($Hg_2Cl_2$)이 형성되어 대부분 침전(SI=0)되기 때문에 납, 구리, 카드뮴 보다 더 낮은 환경이동성을 갖을 것으로 사료된다. 상기 실험결과 용출용매로 증류수와 해수를 이용했을 때, 제강 슬래그에서 용출되는 납, 구리, 카드뮴, 수은의 용출 경향의 차이를 확인할 수 있었고 이에 따라서, 납, 구리, 카드뮴의 용출 유해성은 낮기 때문에 해양구조물로의 제강슬래그 유효이용은 적합할 것으로 판단되었다.

Abstract ▼ AI-Helper

The aim of this study is to evaluate the leaching characteristics of lead, copper, cadmium, and mercury from steel making slag by seawater. To demonstrate the leaching characteristics of heavy metals from steel making slag by seawater, it was carried to various leaching tests such as regular leaching tests, liquid/sold(LS) leaching test and pH static test. From the leachability of $Pb^{+2},\;Cu^{+2},\;and\;Cd^{+2}$ from steel making slag in pH static test, it is distinguished between distilled water and seawater. With distilled water, it is very low between pH 7-8 and pH 11-12. On the other hands, with the seawater, its leaching is higher than that of distilled water. In particular, concentration of $Hg^{+2}$ leached from slag by seawater is lower than that of distilled water. Meanwhile, we found that the heavy metals from steel making slag would be dissolved and precipitated using geochemcial equilibrium program such as visual minteq. Lead and copper leached from steel making slag with seawater were dissolved nearly in the range of pH 11-12, but in the range of pH 7-10 those were precipitated about 90%. And cadmium leached from steel making slag with seawater were dissolved completely. On pH static test with distilled water, lead leached from steel making slag seemed to be similar to pH static test with seawater. However, copper and cadmium leached from steel making slag were dissolved. In general, the species of lead leached from steel making slag were formed mainly of $PbCl^+,\;PbSO_4$, the species of copper were formed mainly of $CuSO_4,\;CuCO_3$, the species of cadmium were formed mainly of $CdCl^+,\;CdSO_4$ due to being sorbed with the anions($Cl^-,\;CO_3^{-2},\;SO_4^{-2}$) of the seawater. Both pH static test with seawater and distilled water, it is not in the case of the mercury. Most of mercury leached from steel making slag was precipitated(SI=0). Because the decreasing of $Hg^{+2}$ concentrations depends ferociously on the variation of chloride($Cl^-$) existed in the seawater. $Hg^{+2}$ leached from steel making slag could be sorbed strongly with chloride($Cl^-$) compared of carbonate($CO_3^{-2}$) and sulfate($SO_4^{-2}$) in the seawater. On the basis of that result, we found that the species of mercury was formed of calomel($Hg_2Cl_2$) as one of finite solid. Due to forming a calomel($Hg_2Cl_2$) in the seawater, the stability of mercury species by steel making slag should be higher than those of lead, copper, and cadmium species. Regarding the results stated above, we postulated that the steel making slag could be recycled to sea aggregates due to being distinguishing leachability of heavy metals($Pb^{+2},\;Cu^{+2},\;Cd^{+2},\;and\;Hg^{+2}$) between leaching tests by distilled water and seawater.

주제어

AI 본문요약
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문제 정의

즉, 알카리성 시료에서의 해수에 위한 중금속 용출 가능성에대한 평가가 제대로 이루어지지 않았다. 따라서, 본 연구에서는 여러 국가의 용출 규제시험, 액고비 변화시험, pH 고정시험과 같은 다양한 조건의 용출시험을 통해 제강 슬래그의 납, 구리, 카드뮴, 수은의 용출특성 파악과 제강 슬래그의 재활용 극대화를 위하여 용매로 해수인 경우와 증류수인 경우의 납,구리, 카드뮴, 수은에 대한 용출능 평가를 하였다.
한편, 국내 용출시험과의 비교 평가로 기타 여러 나라의 용출시험10)도 적용하였다. 본 연구에서는 미국의 TCLP (toxicity characteristics leaching procedure, 이하 TCLP로 명명), 네델란드의 NEN 734Unavailable test, 이하 AT로 명명)과 같은 용출시험을 통해 제강 슬래그의 중금속 용출능을 평가하였다. 각 용출시험들에 있어서는 3회 측정값의 평균값을 사용하였으며, 용출시험 후 용출액의 산화환원전위(oxidation reduction potential, 이하 ORP로 명명), 전기전도도(electrical conductivity, 이하 Cond.

가설 설정

8의 (e)와 (f)의 카드뮴 화합물에서는 Cl-과 SO4-2에 기인한 CdCl*, CdSCU의 형성이 커지는 것을 확인할 수 있었다. 제강슬래그를 해양구조물로 재활용시 해수 본래의 pH 7.76까지 감소될 것을 가정한다면, 납, 구리,카드뮴, 크롬은 cr, so:, hcc)3- 등과 결합되어 오랫동안 존재할 수 있는 용존성 납, 구리, 카드뮴 화합물이 이루어지기 때문에 환경이동성이 커질 것으로 판단된다. Fig.

제안 방법

대한 용출 규제시험 결과를 나타내었다. 분석 후 단위를 ㎎/㎏과 "g/kg으로 통일하여 다양한 용출시험 방법에 따른 중금속 용출능을 비교평가 하였다. 증류수를 용매로 사용한 폐기물 공정시험법의 용출시험(KLP-DW)에서 Pb+2은 0.
로 명명)로 측정하였으며, 해수의 음이온은 IC100(DIONEX, 100 USA)으로 Cl-, SO4-2 , PO4-3, NO3-를 분석하였다. 해수의 용존성 탄소는 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 측정하였고, 금속 및 중금속은 수질오염공정시험방법의 해수편에 따른 전처리를 한 후 Pb+2, Cu+2, Cd"의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV)로 분석하였다. Hg*?분석에 있어서는 ICP 에 수소기화 장치인 HVG(hydride vapor generator)를 연결하여 분석하였다.
a 이와 같이 해양 매립재나 항만 공사용재료로 사용할 수 있는 이유로는 기본적으로 제강 슬래그의 성상이 천연 모래와 같은 입상 재료로의 취급이 가능하고 또한 모래와 비교하여 단위 체적 중량 및 내부 마찰각이 큰 토질 역학적 특성이 있기 때문이다.8)이렇게 제강 슬래그의 다양한 재활용을 하기에 앞서 사전 환경 안전성 평가가 필요하며 이의 방법으로 폐기물의 용출시험을 적용하여 평가한다. 그러나, 알카리성 시료인 제강 슬래그에 대한 중금속 용출에 관련된 기존 연구에서는 증류수를 이용하는 용출규제 시험의 평가로서 해수와 접하게 될 제강 슬래그의 중금속 용출특성에 대한 구체적이고 체계적인 용출특성 평가 수행은 없었다.
45 ㎛의 멤브레인 필터로 여과 후 여액을 IC-100(DIONEX, 100 USA)으로 SO4-2과 Cl-을 분석하였다. HCO3-측정은 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 무기탄소(inorganic carb이!)를 분석한 후 HC6으로 환산하였다. 한편, 상기 분석 후 남은 여액은 폐기물 공정시험방법에 따른 중금속 전처리를 수행하였고, Pb+2, Cu+2, Cd*의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV) 로 분석하였다.
한편, 상기 분석 후 남은 여액은 폐기물 공정시험방법에 따른 중금속 전처리를 수행하였고, Pb+2, Cu+2, Cd*의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV) 로 분석하였다. Hg+2분석에 있어서는 ICP에 수소기화 장치 인 HVG(hydride vapor generator)를 연결하여 분석하였다.
사용한 용매는 해수를 이용하였고 대조군 시험으로 증류수를 이용한 실험도 병행하였다. pH 고정 시험 후 용출액의 음이온, 양이온, 중금속은 용출 규제시험에 사용한 방법에 따라서 분석하였다.
본 연구에서는 미국의 TCLP (toxicity characteristics leaching procedure, 이하 TCLP로 명명), 네델란드의 NEN 734Unavailable test, 이하 AT로 명명)과 같은 용출시험을 통해 제강 슬래그의 중금속 용출능을 평가하였다. 각 용출시험들에 있어서는 3회 측정값의 평균값을 사용하였으며, 용출시험 후 용출액의 산화환원전위(oxidation reduction potential, 이하 ORP로 명명), 전기전도도(electrical conductivity, 이하 Cond.로 명명)를 측정하였다. 알칼리도와 음이온 성분들은 제강 슬래그의 안정화에 중요한 지표가 될 수 있기 때문에'2)용출액의 알칼리도와 음이온 중 cr, so:, hcc>3-을 분석하였다.
증류수를 사용하였다. 반응시간은 6시간 동안 교반자(stirer) 반응 후 용출액의 음이온, 양이온, 중금속 분석은 용출 규제시험에서 적용된 시험 방법에 따라서 분석하였다.
해수의 용존성 탄소는 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 측정하였고, 금속 및 중금속은 수질오염공정시험방법의 해수편에 따른 전처리를 한 후 Pb+2, Cu+2, Cd"의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV)로 분석하였다. Hg*?분석에 있어서는 ICP 에 수소기화 장치인 HVG(hydride vapor generator)를 연결하여 분석하였다. 해수의 알칼리도는 100 mg/L as CaCO3 였으며, 음이온 중에는 cr과 SO4-2가 각각 3,700 mg/L, 2,800 mg/L로 높게 존재하였다.
1 N의 질산(HN6)을 사용하여 pH 7, 8, 9, 10, 11, 12 조건에서 6시간동안 교반자 (stirer) 반응 후 그 여액을 전처리하여 중금속 분석을 하였다. 사용한 용매는 해수를 이용하였고 대조군 시험으로 증류수를 이용한 실험도 병행하였다. pH 고정 시험 후 용출액의 음이온, 양이온, 중금속은 용출 규제시험에 사용한 방법에 따라서 분석하였다.
알칼리도와 음이온 성분들은 제강 슬래그의 안정화에 중요한 지표가 될 수 있기 때문에'2)용출액의 알칼리도와 음이온 중 cr, so:, hcc>3-을 분석하였다. 알칼리도 분석 후 용출액은 0.45 ㎛의 멤브레인 필터로 여과 후 여액을 IC-100(DIONEX, 100 USA)으로 SO4-2과 Cl-을 분석하였다. HCO3-측정은 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 무기탄소(inorganic carb이!)를 분석한 후 HC6으로 환산하였다.
1 mS/cm로 일반 하천수 보다 높은 전기전도 값이었다. 알칼리도 분석은9) 0.1 N or 0.02 N-H2SO4을 이용하여 pH 4.0을 종말점으로 하는 총 알카리도 (T-alkalinity, 이하 T-alk.로 명명)로 측정하였으며, 해수의 음이온은 IC100(DIONEX, 100 USA)으로 Cl-, SO4-2 , PO4-3, NO3-를 분석하였다. 해수의 용존성 탄소는 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 측정하였고, 금속 및 중금속은 수질오염공정시험방법의 해수편에 따른 전처리를 한 후 Pb+2, Cu+2, Cd"의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV)로 분석하였다.
로 명명)를 측정하였다. 알칼리도와 음이온 성분들은 제강 슬래그의 안정화에 중요한 지표가 될 수 있기 때문에'2)용출액의 알칼리도와 음이온 중 cr, so:, hcc>3-을 분석하였다. 알칼리도 분석 후 용출액은 0.
액고비 변화시험은 회분식 형태의 실험으로 pH 7,200rpm에서 액고(LS)비 5, 10, 20, 50, 100의 조건에서 용매로 해수와 증류수를 사용하였다. 반응시간은 6시간 동안 교반자(stirer) 반응 후 용출액의 음이온, 양이온, 중금속 분석은 용출 규제시험에서 적용된 시험 방법에 따라서 분석하였다.
용출특성 파악을 할 수 있다. 액고비(LS) 10:1로 삼각플라스크에 시료를 넣고 pH는 0.1 N의 질산(HN6)을 사용하여 pH 7, 8, 9, 10, 11, 12 조건에서 6시간동안 교반자 (stirer) 반응 후 그 여액을 전처리하여 중금속 분석을 하였다. 사용한 용매는 해수를 이용하였고 대조군 시험으로 증류수를 이용한 실험도 병행하였다.
0 mg/L로 감소되었다. 제강 슬래그가 해수와 접하며 pH가 감소될 때 해수에 존재하는 고농도 cr과 SO;는 제강 슬래그에서 용출되는 중금속과의 결합반응에 참여할 것으로 판단하였다.17) 한편, pH 7-12 구간의 증류수 반응 중 Cl; SO;, HCO3'은 해수에 비하여 용출량은 작았지만 높은 pH 영역으로 진행될수록 음이온은 감소되었다.
HCO3-측정은 TOC analyzer(TOC meter 3000, Shimadzu)로 무기탄소(inorganic carb이!)를 분석한 후 HC6으로 환산하였다. 한편, 상기 분석 후 남은 여액은 폐기물 공정시험방법에 따른 중금속 전처리를 수행하였고, Pb+2, Cu+2, Cd*의 분석은 유도결합 플라즈마 발광기(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer, ICP-AES, Shimadzu 1000IV) 로 분석하였다. Hg+2분석에 있어서는 ICP에 수소기화 장치 인 HVG(hydride vapor generator)를 연결하여 분석하였다.

대상 데이터

프로그램의 적용에 있어서 사용된 finite solid 는 CaCO& A1(OH)3j SiO2(am), Mg3(OH)4Si2C)5로서 제강 슬래그에 존재하며 pH 고정시험에 첨가된 산에 용출될 수 있는 성분이다. 본 실험에는 사용된 제강 슬래그의 화학적 조성을 바탕으로 CaCO3> A1(OH)3, SiO2(am), Mg3(OH)4Si2O5 의 값을 각각 3.32, 0.827, 0.126, 3.72 M로 하였다.
Visual MINTEQ는 액상, 고상, 기상의 3 상에서 화학적 평형상태를 계산할 수 있는 MINTEQA213))의 수정 보완된 프로그램이다. 프로그램의 적용에 있어서 사용된 finite solid 는 CaCO& A1(OH)3j SiO2(am), Mg3(OH)4Si2C)5로서 제강 슬래그에 존재하며 pH 고정시험에 첨가된 산에 용출될 수 있는 성분이다. 본 실험에는 사용된 제강 슬래그의 화학적 조성을 바탕으로 CaCO3> A1(OH)3, SiO2(am), Mg3(OH)4Si2O5 의 값을 각각 3.

이론/모형

9. Saturation indices(SI) of mercury species leached from steel making slag by distilled water and seawater on pH static test using Visual MINTEQ.
제강 슬래그에서 용출된 용출액의 수질화학적 자료를 토대로 용출액 내의 중금속의 화학종(species) 분율, 활동도 및 포화지 수(saturation index, SI) 파악을 위하여 화학평형 모델링의 하나인 Visual MINEQ(Ver 2.12)를 이용하였다. Visual MINTEQ는 액상, 고상, 기상의 3 상에서 화학적 평형상태를 계산할 수 있는 MINTEQA213))의 수정 보완된 프로그램이다.
제강 슬래그의 용출시험에는 폐기물 공정시험법에 따른 용출시험 (korea leaching procedure, 이하 KLP로 명명)을 적용하였으며 용매는 증류수인 경우와 해수인 경우로 하였다. 한편, 국내 용출시험과의 비교 평가로 기타 여러 나라의 용출시험10)도 적용하였다.

성능/효과

Fig. 2의 (b)는 Hg 용출을 나타내고 있는데, 액고비가 LS 5에서 LS 100까지 커질수록 해수를 이용한 경우와 증류수를 이용한 경우 모두 Hg의 점진적인 증가를 확인할 수 있었다. 액고비가 큰 LS 100에서 해수를 이용한 경우의 Hg 용출농도는 5.
1) 제강슬래그의 용출시험에서 해수와 증류수를 용매로 사용하였을 때 액고비(LS) 5, 10, 20, 50, 100에서 용출된 납, 구리, 카드뮴에 대한 용출능은 국내 고형폐기물의 용출 규제값 보다 매우 낮았다. 반면, Hg*2용출능은 액고비 (LS)가 커질수록 해수와 증류수를 용매로 사용한 모두에서 점진적인 증가가 되었으며, 이때 증류수 반응에서의 Hg+2 용출보다 해수 반응에서의 Hg+2 용출능이 컸다.
2) 증류수를 용매로 사용한 pH 고정시험에서 Pb, Cu, Cd의 용출은 pH 7-8 구간과 pH 11-12 구간 사이에서 소량 용출되었으며, pH 8-11 사이에서의 용출은 거의 없었다. 그러나, 해수를 용매로 사용한 반응에서의 Pb, Cu, Cd 용출은 pH 11-12 구간에서 0.
3) 납, 구리, 카드뮴의 pH에 따른 용출특성 평가를 위해 화학평형 모델인 Visual Minteq를 이용한 결과로서, 해수반응에서의 Pb과 Cu는 pH가 낮아지면서 용존상태에서 침전상태로 전환되고, 카드뮴은 pH 7-12 전 구간에서 거의 용존성 상태를 유지하였다. 증류수의 반응에서 Pbe pH 7, pH 9, pH 12에서 대체로 침전상태였으며, Cu와 Cd는 pH 7-12 전 구간에서 용존성 상태로 존재하였다.
02 ㎎/㎏로 증류수를 용매로 이용한 경우의 구리와 카드뮴 용출능보다 컸다. TCLP에 의한 용출시험에서 모든 중금속 항목은 검출한계 이하였으며, AT에서 Pb, Cu, Cde 각각 0.03 ㎎/㎏, 4.00 ㎎/㎏, 0.14 ㎎/㎏ 으로 대체로 KLP-DW, KLP-SW, TCLP의 용출능에 비교할 때 가장 컸다. 여러 용출시험에서 용출능이 큰 시험법으로는 AT와 해수를 용매로 사용한 KLP-SW였다.
12 mg/L 이하의 PUL Cu+2, Cd+2이 저농도로 용출되었으며, pH 8-11 구간에서는 거의 용출되지 않았다. pH 고정시험의 Pb+2, Cu+2, Cd+2의 용출은 국내 용출기준값 보다 낮으며, 대체로 해수에 의한 제강 슬래그의 Pb+2, Cu+2, Cd+2의 용출형태는 중류수와의 반응과 다른 것으로 나타났다. 한편, Fig.
Table 3은 본 실험에 사용된 해수의 수질 화학적 조성을 나타내었다. pH는 7.7로 약 알칼리성 상태이며, 전기 전도 도(Cond.)는 52.1 mS/cm로 일반 하천수 보다 높은 전기전도 값이었다. 알칼리도 분석은9) 0.
없었다. 그러나, 해수를 용매로 사용한 반응에서의 Pb, Cu, Cd 용출은 pH 11-12 구간에서 0.02 mg/L의 납 용출을 제외한 기타 중금속의 용출은 없었으며, pH 7-11 구간에서는 최대 0.16 mg/L의 용출이 되는 등 증류수를 이용한 경우의 Pb, Cu, Cd 용출과의 차이를 확인할 수 있었다.
04 ㎎/㎏ 이하로 나타났다. 반면, 해수를 용매로 사용한 KLP-SW에서는 납, 구리, 카드뮴이 각각 0.02 ㎎/㎏, 0.42 ㎎/㎏, 1.02 ㎎/㎏로 증류수를 용매로 이용한 경우의 구리와 카드뮴 용출능보다 컸다. TCLP에 의한 용출시험에서 모든 중금속 항목은 검출한계 이하였으며, AT에서 Pb, Cu, Cde 각각 0.
해수의 알칼리도는 100 mg/L as CaCO3 였으며, 음이온 중에는 cr과 SO4-2가 각각 3,700 mg/L, 2,800 mg/L로 높게 존재하였다. 양이온 성분으로는 Na*, Ca+2, K*이 각각 979 mg/L, 1012.2 mg/L, 458.8 mg/L로 높았으며, 유해 중금속으로 Pb+2, Cu+2, CdZ Cr+6, Hg*은 ICP 검출 하한 값으로 거의 존재하지 않았고, As*5는 1.17 μg/L로 매우 낮게 검출되었다.
6까지 감소되었다. 증류수 반응에서 LS 5에서 LS 100으로 증가될 경우 LS 5에서의 알칼리도는 1, 280 mg/L as CaCQ, 이며 LS 100의 알칼리도는 260 mg/L as CaCCh로 액고비 증가에 따른 알칼리도는 감소되었다. 반면, 해수 반응에서는 LS 5일 때 알칼리도는 530 mg/L as CaCO3였으며 LS 100일 때는 알칼리도가 40 mg/L as CaCO3 로 감소되었다.
pH 고정시험 결과로서, 용매로 해수와 증류수를 이용하였을 때, 제강 슬래그에서 용출되는 Hg+2은 Pb+2, Cu' Cd*?과 마찬가지로 용출경향이 다른 것을 확인할 수 있었다. 특히, 중금속 용출 및 재흡착에 영향을 미치는 인자는 pH 이외의 이온성 성분(Cl-, SO:, hco3- 등)의 관여가 있음을 판단할 수 있었다.18)
해수에 의한 제강 슬래그에서 용출되는 납, 구리, 카드뮴, 수은의 용출특성은 해수의 pH, 알칼리도, ORP, 음이온(CT, SO;, CO; 등)과의 착화합물 형성으로 증류수와는 다른 용출경향을 나타내었다. 대체로, 제강 슬래그를 해양구조물로 재활용시 시간이 지날때 (pH 감소 예상), 제강 슬래그에서 용출되는 납, 구리, 카드뮴은 낮은 농도이지만 용존상태의 화합물들로 존재하며, 특히, 수은은 해수 내의 고농도 Cl-과의 수착으로 calomel(Hg2C12)이 형성되어 침전하기 때문에 해양환경 상의 영향은 매우 낮을 것으로 판단된다.

후속연구

대체로, 제강 슬래그를 해양구조물로 재활용시 시간이 지날때 (pH 감소 예상), 제강 슬래그에서 용출되는 납, 구리, 카드뮴은 낮은 농도이지만 용존상태의 화합물들로 존재하며, 특히, 수은은 해수 내의 고농도 Cl-과의 수착으로 calomel(Hg2C12)이 형성되어 침전하기 때문에 해양환경 상의 영향은 매우 낮을 것으로 판단된다. 따라서, 제강 슬래그를 호안(湖岸) 공사용 골재, 공유수면 매립지 뒷 채움재 이용과 같은 해양 구조물로 재활용이 가능할 것으로 판단할 수 있다.

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저자의 다른 논문 :

표제어: PCR

동의어: Packet Collision Rate

용어 설명 출처 목록 (6)

용어 설명: PCR은 세균 특이성이 있는 primer를 이용하여 적은 수의 세균이 있을지라도 쉽게 검출할 수 있는 유용한 방법이며, 이를 이용하여 구강 내 치면세균막이나 타액에서 직접 세균을 검출할 수 있게 되었다[8].

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