Directive 1999/13/EC VOC emission
COUNCIL DIRECTIVE 1999/13/EC of 11 March 1999 on the limitation of emissions of volatile organic compounds due to the use of organic solvents in certain activities and installations
THE COUNCIL OF THE EUROPEAN UNION,
Having regard to the Treaty establishing the European Community, and in particular Article 130s(1) thereof,
Having regard to the proposal from the Commission (1),
Having regard to the opinion of the Economic and Social Committee (2),
Acting in accordance with the procedure laid down in Article 189c of the Treaty (3),
(1) Whereas the European Community action programme on the environment approved by the Council and the representatives of the Governments of the Member States meeting within the Council by resolutions of 22 November 1973 (4), 17 May 1977 (5), 7 February 1983 (6), 19 October 1987 (7) and 1 February 1993 (8) stresses the importance of the prevention and reduction of air pollution;
(2) Whereas in particular the resolution of 19 October 1987 emphasises the importance of Community action to concentrate, inter alia, on implementation of appropriate standards in order to ensure a high level of public health and environmental protection;
(3) Whereas the European Community and its Member States are parties to the Protocol to the 1979 Convention on Long-Range Transboundary Air Pollution concerning the control of emissions of volatile organic compounds in order to reduce their transboundary fluxes and the fluxes of the resulting secondary photochemical oxidant products so as to protect human health and the environment from adverse effects;
(4) Whereas pollution due to volatile organic compounds in one Member State often influences the air and water of other Member States; whereas, in accordance with Article 130r of the Treaty, action at Community level is necessary;
(5) Whereas, because of their characteristics, the use of organic solvents in certain activities and installations gives rise to emissions of organic compounds into the air which can be harmful for public health and/or contributes to the local and transboundary formation of photochemical oxidants in the boundary layer of the troposphere which cause damage to natural resources of vital environmental and economic importance and, under certain exposure conditions, has harmful effects on human health;
(6) Whereas the high incidence of high tropospheric ozone concentrations in recent years has triggered widespread concern regarding the impact on public health and the environment;
(7) Whereas, therefore, preventive action is required to protect public health and the environment against the consequences of particularly harmful emissions from the use of organic solvents and to guarantee citizens the right to a clean and healthy environment;
(8) Whereas emissions of organic compounds can be avoided or reduced in many activities and installations because potentially less harmful substitutes are available or will become available within the coming years; whereas, where appropriate substitutes are not available, other technical measures should be taken to reduce emissions into the environment as much as economically and technically feasible;
(9) Whereas the use of organic solvents and the emissions of organic compounds which have the most serious effects on public health should be reduced as much as technically feasible;
(10) Whereas installations and processes which fall under this Directive should at least be registered if they are not subject to authorisation under Community or national legislation;
(11) Whereas existing installations and activities should, where appropriate, be adapted so that within an appropriate period they meet the requirements established for new installations and activities; whereas that period should be consistent with the timetable for compliance of Council Directive 96/61/EC of 24 September 1996 concerning integrated pollution prevention and control (9);
(12) Whereas the relevant parts of existing installations which undergo substantial change must, as a matter of principle, meet the new installation standards for the substantially changed equipment;
(13) Whereas organic solvents are used by many different types of installations and activities so that, in addition to general requirements, specific requirements should be defined and, at the same time, thresholds for the size of the installations or activities which have to comply with this Directive;
(14) Whereas a high level of environmental protection requires the setting and achievement of emission limits for organic compounds and appropriate operating conditions, in accordance with the principle of best available techniques, for certain installations and activities using organic solvents within the Community;
(15) Whereas in some cases Member States may exempt operators from complying with the emission limit values because other measures, such as the use of low-solvent or solvent-free products or techniques, provide alternative means of achieving equivalent emission reductions;
(16) Whereas emission-limiting measures adopted before the entry into force of this Directive should be taken into account in an appropriate way;
(17) Whereas alternative approaches to reduction may allow the objectives of this Directive to be achieved more effectively than by implementing uniform emission limit values; whereas, therefore, Member States may exempt existing installations from compliance with the emission limits if they implement a national plan, which will, within the timetable for implementation of this Directive, lead to an at least equal reduction in emissions of organic compounds from these activities and installations;
(18) Whereas existing installations falling under Directive 96/61/EC which are covered by a national plan can under no circumstances be exempted from the provisions of that Directive, including Article 9(4) thereof;
(19) Whereas in many cases small and medium-sized, new and existing installations may be allowed to comply with somewhat less stringent requirements to maintain their competitiveness;
(20) Whereas for dry cleaning a zero threshold is appropriate, subject to specified exemptions;
(21) Whereas monitoring of emissions is required, including the application of measurement techniques, to assess the mass concentrations or the quantity of the pollutants whose release into the environment is permitted;
(22) Whereas operators should reduce emissions of organic solvents, including fugitive emissions, and of organic compounds; whereas a solvent management plan is an important tool to verify this; whereas, although guidance may be given, the solvent management plan is not developed to the stage where a Community methodology can be established;
(23) Whereas Member States have to establish a procedure to be followed and measures to be taken where emission limitations are exceeded;
(24) Whereas the Commission and the Member States should collaborate in order to ensure that information on the implementation of this Directive and on the progress of substitution options is exchanged,
HAS ADOPTED THIS DIRECTIVE:
Article 1 Purpose and scope
The purpose of this Directive is to prevent or reduce the direct and indirect effects of emissions of volatile organic compounds into the environment, mainly into air, and the potential risks to human health, by providing measures and procedures to be implemented for the activities defined in Annex I, in so far as they are operated above the solvent consumption thresholds listed in Annex IIA.
Article 2 Definitions
For the purposes of this Directive:
1. installation shall mean a stationary technical unit where one or more activities falling within the scope defined in Article 1 are carried out, and any other directly associated activities which have a technical connection with the activities carried out on that site and which could have an effect on emissions;
2. existing installation shall mean an installation in operation or, in accordance with legislation existing before the date on which this Directive is brought into effect, an installation which is authorised or registered or, in the view of the competent authority, the subject of a full request for authorisation, provided that the installation is put into operation no later than one year after the date on which this Directive is brought into effect;
3. small installation shall mean an installation which falls within the lower threshold band of items 1, 3, 4, 5, 8, 10, 13, 16 or 17 of Annex IIA or for the other activities of Annex IIA which have a solvent consumption of less than 10 tonnes/year;
4. substantial change
- for an installation falling within the scope of Directive 96/61/EC, shall have the definition specified in that Directive,
- for a small installation, shall mean a change of the nominal capacity leading to an increase of emissions of volatile organic compounds of more than 25 %. Any change that may have, in the opinion of the competent authority, significant negative effects on human health or the environment is also a substantial change,
- for all other installations, shall mean a change of the nominal capacity leading to an increase of emissions of volatile organic compounds of more than 10 %. Any change that may have, in the opinion of the competent authority, significant negative effects on human health or the environment is also a substantial change;
5. competent authority shall mean the authority or authorities or bodies responsible under the legal provisions of the Member States for carrying out the obligations arising from this Directive;
6. operator shall mean any natural or legal person who operates or controls the installation or, where this is provided for in national legislation, to whom decisive economic power over the technical functioning of the installation has been delegated;
7. authorisation shall mean a written decision by which the competent authority grants permission to operate all or part of an installation;
8. registration shall mean a procedure, specified in a legal act, involving at least notification to the competent authority by the operator of the intention to operate an installation or activity falling within the scope of this Directive;
9. emission shall mean any discharge of volatile organic compounds from an installation into the environment;
10. fugitive emissions shall mean any emissions not in waste gases of volatile organic compounds into air, soil and water as well as, unless otherwise stated in Annex IIA, solvents contained in any products. They include uncaptured emissions released to the outside environment via windows, doors, vents and similar openings;
11. waste gases shall mean the final gaseous discharge containing volatile organic compounds or other pollutants, from a stack or abatement equipment into air. The volumetric flow rates shall be expressed in m³/h at standard conditions;
12. total emissions shall mean the sum of fugitive emissions and emissions in waste gases;
13. emission limit value shall mean the mass of volatile organic compounds, expressed in terms of certain specific parameters, concentration, percentage and/or level of an emission, calculated at standard conditions, N, which may not be exceeded during one or more periods of time;
14. substances shall mean any chemical element and its compounds, as they occur in the natural state or as produced by industry, whether in solid or liquid or gaseous form;
15. preparation shall mean mixtures or solutions composed of two or more substances;
16. organic compound shall mean any compound containing at least the element carbon and one or more of hydrogen, halogens, oxygen, sulphur, phosphorus, silicon or nitrogen, with the exception of carbon oxides and inorganic carbonates and bicarbonates;
17. volatile organic compound (VOC) shall mean any organic compound having at 293,15 K a vapour pressure of 0,01 kPa or more, or having a corresponding volatility under the particular conditions of use. For the purpose of this Directive, the fraction of creosote which exceeds this value of vapour pressure at 293,15 K shall be considered as a VOC;
18. organic solvent shall mean any VOC which is used alone or in combination with other agents, and without undergoing a chemical change, to dissolve raw materials, products or waste materials, or is used as a cleaning agent to dissolve contaminants, or as a dissolver, or as a dispersion medium, or as a viscosity adjuster, or as a surface tension adjuster, or a plasticiser, or as a preservative;
19. halogenated organic solvent shall mean an organic solvent which contains at least one atom of bromine, chlorine, fluorine or iodine per molecule;
20. coating shall mean any preparation, including all the organic solvents or preparations containing organic solvents necessary for its proper application, which is used to provide a decorative, protective or other functional effect on a surface;
21. adhesive shall mean any preparation, including all the organic solvents or preparations containing organic solvents necessary for its proper application, which is used to adhere separate parts of a product;
22. ink shall mean a preparation, including all the organic solvents or preparations containing organic solvents necessary for its proper application, which is used in a printing activity to impress text or images on to a surface;
23. varnish shall mean a transparent coating;
24. consumption shall mean the total input of organic solvents into an installation per calendar year, or any other 12-month period, less any VOCs that are recovered for reuse;
25. input shall mean the quantity of organic solvents and their quantity in preparations used when carrying out an activity, including the solvents recycled inside and outside the installation, and which are counted every time they are used to carry out the activity;
26. reuse of organic solvents shall mean the use of organic solvents recovered from an installation for any technical or commercial purpose and including use as a fuel but excluding the final disposal of such recovered organic solvent as waste;
27. mass flow shall mean the quantity of VOCs released, in unit of mass/hour;
28. nominal capacity shall mean the maximum mass input of organic solvents by an installation averaged over one day, if the installation is operated under conditions of normal operation at its design output;
29. normal operation shall mean all periods of operation of an installation or activity except start-up and shut-down operations and maintenance of equipment;
30. contained conditions shall mean conditions under which an installation is operated such that the VOCs released from the activity are collected and discharged in a controlled way either via a stack or abatement equipment and are therefore not entirely fugitive;
31. standard conditions shall mean a temperature of 273,15 K and a pressure of 101,3 kPa;
32. average over 24 hours shall mean the arithmetic average of all valid readings taken during the 24-hour period of normal operation;
33. start-up and shut-down operations shall mean operations whilst bringing an activity, an equipment item or a tank into or out of service or into or out of an idling state. Regularly oscillating activity phases are not to be considered as start-ups and shut-downs.
Article 3 Obligations applying to new installations
Member States shall adopt the necessary measures to ensure that:
1. all new installations comply with Articles 5, 8 and 9;
2. all new installations not covered by Directive 96/61/EC are registered or undergo authorisation before being put into operation.
Article 4 Obligations applying to existing installations
Without prejudice to Directive 96/61/EC, Member States shall adopt the necessary measures to ensure that:
1. existing installations comply with Articles 5, 8 and 9 no later than 31 October 2007;
2. all existing installations must have been registered or authorised by 31 October 2007 at the latest;
3. those installations to be authorised or registered using the reduction scheme of Annex IIB notify this to the competent authorities by 31 October 2005 at the latest;
4. where an installation:
- undergoes a substantial change, or
- comes within the scope of this Directive for the first time following a substantial change,
that part of the installation which undergoes the substantial change shall be treated either as a new installation or as an existing installation, provided that the total emissions of the whole installation do not exceed those that would have resulted had the substantially changed part been treated as a new installation.
Article 5 Requirements
1. Member States shall take the appropriate measures, either by specification in the conditions of the authorisation or by general binding rules to ensure that paragraphs 2 to 12 are complied with.
2. All installations shall comply with:
(a) either the emission limit values in waste gases and the fugitive emission values, or the total emission limit values, and other requirements laid down in Annex IIA;
or
(b) the requirements of the reduction scheme specified in Annex IIB.
3. (a) For fugitive emissions, Member States shall apply fugitive emission values to installations as an emission limit value. However, where it is demonstrated to the satisfaction of the competent authority that for an individual installation this value is not technically and economically feasible, the competent authority can make an exception for such an individual installation provided that significant risks to human health or the environment are not to be expected. For each derogation, the operator must demonstrate to the satisfaction of the competent authority that the best available technique is being used;
(b) activities which cannot be operated under contained conditions may be exempted from the controls of Annex IIA, when this possibility is explicitly mentioned in that Annex. The reduction scheme of Annex IIB is then to be used, unless it is demonstrated to the satisfaction of the competent authority that this option is not technically and economically feasible. In this case, the operator must demonstrate to the satisfaction of the competent authority that the best available technique is being used.
Member States shall report to the Commission on the derogation concerning paragraphs (a) and (b) in accordance with Article 11.
4. For installations not using the reduction scheme, any abatement equipment installed after the date on which this Directive is brought into effect shall meet all the requirements of Annex IIA.
5. Installations where two or more activities are carried out, each of which exceeds the thresholds in Annex IIA shall:
(a) as regards the substances specified in paragraphs 6, 7 and 8, meet the requirements of those paragraphs for each activity individually;
(b) as regards all other substances, either:
(i) meet the requirements of paragraph 2 for each activity individually; or
(ii) have total emissions not exceeding those that would have resulted had point (i) been applied.
6. Substances or preparations which, because of their content of VOCs classified as carcinogens, mutagens, or toxic to reproduction under Directive 67/548/EEC (10), are assigned or need to carry the risk phrases R45, R46, R49, R60, R61, shall be replaced, as far as possible and by taking into account the guidance as mentioned in Article 7(1), by less harmful substances or preparations within the shortest possible time.
7. For discharges of the VOCs referred to in paragraph 6, where the mass flow of the sum of the compounds causing the labelling referred to in that paragraph is greater than, or equal to, 10 g/h, an emission limit value of 2 mg/Nm³ shall be complied with. The emission limit value refers to the mass sum of the individual compounds.
8. For discharges of halogenated VOCs which are assigned the risk phrase R40, where the mass flow of the sum of the compounds causing the labelling R40 is greater than, or equal to, 100 g/h, an emission limit value of 20 mg/Nm³ shall be complied with. The emission limit value refers to the mass sum of the individual compounds.
The discharge of VOCs referred to in paragraphs 6 and 8 shall be controlled as emissions from an installation under contained conditions as far as technically and economically feasible to safeguard public health and the environment.
9. Discharges of those VOCs which, after the entry into force of this Directive, are assigned or need to carry one of the risk phrases mentioned in paragraphs 6 and 8, shall have to comply with the emission limit values mentioned in paragraphs 7 and 8 respectively, within the shortest possible time.
10. All appropriate precautions shall be taken to minimise emissions during start-up and shut-down.
11. Existing installations which operate existing abatement equipment and comply with the following emission limit values:
- 50 mg C/Nm³ in the case of incineration,
- 150 mg C/Nm³ in the case of any other abatement equipment,
shall be exempt from the waste gases emission limit values in the table in Annex IIA for a period of 12 years after the date referred to in Article 15, provided the total emissions of the whole installation do not exceed those that would have resulted had all the requirements of the table been met.
12. Neither the reduction scheme nor the application of paragraph 11 nor Article 6 exempt installations discharging substances specified in paragraphs 6, 7 and 8 from fulfilling the requirements of those paragraphs.
13. Where a risk assessment is carried out in accordance with Council Regulation (EEC) No 793/93 (11) and Commission Regulation (EC) No 1488/94 (12) or Council Directive 67/548/EEC and Commission Directive 93/67/EEC (13) of any of the substances causing the labelling R40, R60 or R61 which are controlled under this Directive, the Commission shall consider the conclusions of the risk assessment and shall take the necessary measures as appropriate.
Article 6 National plans
1. Without prejudice to Directive 96/61/EC, Member States may define and implement national plans for reducing emissions from the activities and industrial installations covered by Article 1, excluding activities 4 and 11 of Annex IIA. None of the other activities may be excluded from the scope of this Directive by means of a national plan. These plans shall result in a reduction of the annual emissions of VOCs from existing installations covered by this Directive by at least the same amount and within the same time frame as would have been achieved by applying the emission limits under Article 5(2) and (3) and Annex II, during the validity period of the national plan. The national plan, if necessary updated, will be resubmitted to the Commission every three years.
A Member State which defines and implements national plans may exempt existing installations from implementation of the emission limit values laid down in Article 5(2) and (3) and Annex II. A national plan may under no circumstances exempt an existing installation from the provisions laid down in Directive 96/61/EC.
2. A national plan shall include a list of the measures taken or to be taken to ensure that the aim specified in paragraph 1 will be achieved, including details of the proposed plan monitoring mechanism. It shall also include binding interim reduction targets against which progress towards the aim can be measured. It shall be compatible with the relevant existing Community legislation, including the relevant provisions of this Directive, and shall include:
- an identification of the activity or activities to which the plan applies,
- the reduction in emissions to be achieved by those activities which corresponds to that which would have been achieved by applying the emission limits as specified in paragraph 1,
- the number of installations affected by the plan and their total emissions and the total emission of each of the activities.
The plan shall also include a full description of the range of instruments through which its requirements will be achieved, evidence that these instruments will be enforceable and details of the means by which compliance with the plan will be demonstrated.
3. The Member State shall submit the plan to the Commission. The plan must be accompanied by supporting documentation sufficient to verify that the aim of paragraph 1 will be achieved, including any documentation specifically requested by the Commission. Existing installations undergoing a substantial change shall remain within the scope of the national plan, provided that they were part of this plan before undergoing such substantial change.
4. The Member State shall designate a national authority for the collection and evaluation of the information required by paragraph 3 and for the implementation of the national plan.
5. (a) The Commission shall inform the committee referred to in Article 13 of the criteria for assessing national plans, one year after the entry into force of this Directive at the latest.
(b) If the Commission, in considering the plan, the resubmitted plan, or in considering the progress reports submitted by the Member State under Article 11, is not satisfied that the objectives of the plan will be achieved within the prescribed period, it shall inform the Member State and the committee referred to in Article 13 of its opinion and of the reasons for reaching such an opinion. It shall do so within six months of receipt of the plan or report. The Member State shall then notify the Commission and inform the committee, within three months, of the corrective measures it will take in order to ensure that the objectives are achieved.
6. If the Commission decides within six months of the notification of the corrective measures that those measures are insufficient to ensure that the objective of the plan is achieved within the prescribed period, the Member State shall be obliged to satisfy the requirements of Article 5(2) and (3) and Annex II within the period specified in this Directive in the case of existing installations. The Commission shall inform the committee referred to in Article 13 of its decision.
Article 7 Substitution
1. The Commission shall ensure that an exchange of information between Member States and the activities concerned on the use of organic substances and their potential substitutes takes place. It shall consider the questions of:
- fitness for use,
- potential effects on human health and occupational exposure in particular;
- potential effects on the environment, and
- the economic consequences, in particular, the costs and benefits of the options available,
with a view to providing guidance on the use of substances and techniques which have the least potential effects on air, water, soil, ecosystems and human health. Following the exchange of information, the Commission shall publish guidance for each activity.
2. Member States shall ensure that the guidance referred to in paragraph 1 is taken into account during authorisation and during the formulation of general binding rules.
Article 8 Monitoring
1. Member States shall introduce an obligation for the operator of an installation covered by this Directive to supply the competent authority once a year or on request with data that enables the competent authority to verify compliance with this Directive.
2. Member States shall ensure that channels to which abatement equipment is connected, and which at the final point of discharge emit more than an average of 10 kg/h of total organic carbon, are monitored continuously for compliance.
3. In the other cases, Member States shall ensure that either continuous or periodic measurements are carried out. For periodic measurements at least three readings shall be obtained during each measurement exercise.
4. Measurements are not required in the case where end-of-pipe abatement equipment is not needed to comply with this Directive.
5. The Commission shall organise an exchange of information on the use of solvent management plans in Member States based on the data for the implementation of this Directive in the three years following the date referred to in Article 15.
Article 9 Compliance with emission limit values
1. Compliance with the following shall be demonstrated to the satisfaction of the competent authority:
- emission limit values in waste gases, fugitive emission values and total emission limit values,
- the requirements of the reduction scheme under Annex IIB,
- the provisions of Article 5(3).
Guidance is provided in Annex III on solvent management plans serving to demonstrate compliance with these parameters.
Gas volumes may be added to the waste gas for cooling or dilution purposes where technically justified but shall not be considered when determining the mass concentration of the pollutant in the waste gas.
2. Following a substantial change, compliance shall be reverified.
3. In the case of continuous measurements the emission limit values shall be considered to be complied with if:
(a) none of the averages over 24 hours of normal operation exceeds the emission limit values, and
(b) none of the hourly averages exceeds the emission limit values by more than a factor of 1,5.
4. In the case of periodic measurements the emission limit values shall be considered to be complied with if, in one monitoring exercise:
(a) the average of all the readings does not exceed the emission limit values, and
(b) none of the hourly averages exceeds the emission limit value by more than a factor of 1,5.
5. Compliance with the provisions of Article 5(7) and (8) shall be verified on the basis of the sum of the mass concentrations of the individual volatile organic compounds concerned. For all other cases, compliance shall be verified on the basis of the total mass of organic carbon emitted unless otherwise specified in Annex IIA.
Article 10 Non-compliance
Member States shall take appropriate measures to ensure that, if it is found that the requirements of this Directive have been breached:
(a) the operator informs the competent authority and takes measures to ensure that compliance is restored within the shortest possible time;
(b) in cases of non-compliance causing immediate danger to human health and as long as compliance is not restored under the conditions of paragraph (a), operation of the activity is suspended.
Article 11 Information systems and reporting
1. At intervals of three years, Member States shall send information to the Commission on the implementation of this Directive in the form of a report. The report shall be drawn up on the basis of a questionnaire or outline drafted by the Commission in accordance with the procedure laid down in Article 6 of Directive 91/692/EEC (14). The questionnaire or outline shall be sent to the Member States six months before the start of the period covered by the report. The report shall be made to the Commission within nine months of the end of the three-year period covered by it. Member States shall publish the reports produced at the same time as they are transmitted to the Commission, subject to the restrictions laid down in Article 3(2) and (3) of Directive 90/313/EEC (15). The first report shall cover the period of the first three years after the date referred to in Article 15.
2. The information submitted under paragraph 1 shall, in particular, include sufficient representative data to demonstrate that the requirements of Article 5 and as the case may be, the requirements of Article 6 have been complied with.
3. The Commission shall draw up a report on the implementation of this Directive on the basis of the data provided by the Member States at the latest five years after the first reports are submitted by the Member States. The Commission shall submit this report to the European Parliament and the Council, accompanied by proposals if necessary.
Article 12 Public access to information
1. Without prejudice to Directive 90/313/EEC, Member States shall take the necessary measures to ensure that at least applications for authorisation for new installations or for substantial changes of those installations requiring a permit under Directive 96/61/EC are made available for an appropriate period of time to the public, to enable it to comment on them before the competent authority reaches a decision. Without prejudice to Directive 96/61/EC, no obligation to reformat the information for the public is implied.
The decision of the competent authority, including at least a copy of the authorisation, and any subsequent updates, must also be made available to the public.
The general binding rules applicable for installations and the list of registered and authorised activities shall be made available to the public.
2. The results of emission-monitoring as required under the authorisation or registration conditions referred to in Articles 8 and 9 and held by the competent authority must be made available to the public.
3. Paragraphs 1 and 2 shall apply, subject to the restrictions regarding grounds for refusal by public authorities to provide information, including commercial and industrial confidentiality, laid down in Article 3(2) and (3) of Directive 90/313/EEC.
Article 13 Committee
The Commission shall be assisted by a committee of an advisory nature composed of the representatives of the Member States and chaired by the representative of the Commission.
The representative of the Commission shall submit to the committee a draft of the measures to be taken. The committee shall deliver its opinion on the draft, within a time limit which the chairman may lay down according to the urgency of the matter, if necessary by taking a vote.
The opinion shall be recorded in the minutes; in addition, each Member State shall have the right to ask to have its position recorded in the minutes.
The Commission shall take the utmost account of the opinion delivered by the committee. It shall inform the committee of the manner in which its opinion has been taken into account.
Article 14 Sanctions
Member States shall determine the sanctions applicable to breaches of the national provisions adopted pursuant to this Directive and shall take all necessary measures for their implementation. The sanctions determined must be effective, proportionate and dissuasive. Member States shall notify these provisions to the Commission at the latest by the date mentioned in Article 15, and shall notify any subsequent modification of them as soon as possible.
Article 15 Transposition
1. Member States shall bring into force the laws, regulations and administrative provisions necessary to comply with this Directive not later than . . . April 2001. They shall forthwith inform the Commission thereof.
When Member States adopt these measures, they shall contain a reference to this Directive or shall be accompanied by such a reference on the occasion of their official publication. The methods of making such a reference shall be laid down by the Member States.
2. Member States shall communicate to the Commission the text of the main provisions of national law which they adopt in the field covered by this Directive.
Article 16 Entry into force
This Directive shall enter into force on the day of its publication in the Official Journal of the European Communities.
Article 17 Addressees
This Directive is addressed to the Member States.
Done at Brussels, 11 March 1999.
For the Council
The President
J. TRITTIN
(1) OJ C 99, 26.3.1997, p. 32.
(2) OJ C 287, 22.9.1997, p. 55.
(3) Opinion of the European Parliament of 14 January 1998 (OJ C 34, 2.2.1998, p. 75), Council Common Position of 16 June 1998 (OJ C 248, 7.8.1998, p. 1) and Decision of the European Parliament of 21 October 1998 (OJ C 341, 9.11.1998, p. 70).
(4) OJ C 112, 20.12.1973, p. 1.
(5) OJ C 139, 13.6.1977, p. 1.
(6) OJ C 46, 17.2.1983, p. 1.
(7) OJ C 328, 7.12.1987, p. 1.
(8) OJ C 138, 1.2.1993, p. 1.
(9) OJ L 257, 10.10.1996, p. 26.
(10) OJ 196, 16.8.1967, p. 1. Directive as last amended by Commission Directive 98/98/EC (OJ L 355, 30.12.1998, p. 1).
(11) OJ L 84, 5.4.1993, p. 1.
(12) OJ L 161, 29.6.1994, p. 3.
(13) OJ L 227, 8.9.1993, p. 9.
(14) OJ L 377, 31.12.1991, p. 48.
(15) OJ L 158, 23.6.1990, p. 56.
ANNEX I
SCOPE
This Annex contains the categories of activity referred to in Article 1. When operated above the thresholds listed in Annex IIA, the activities mentioned in this Annex fall within the scope of the Directive. In each case the activity includes the cleaning of the equipment but not the cleaning of products unless specified otherwise.
Adhesive coating
- Any activity in which an adhesive is applied to a surface, with the exception of adhesive coating and laminating associated with printing activities.
Coating activity
- Any activity in which a single or multiple application of a continuous film of a coating is applied to:
- vehicles as listed below:
- new cars, defined as vehicles of category M1 in Directive 70/156/EEC (1), and of category N1 in so far as they are coated at the same installation as M1 vehicles,
- truck cabins, defined as the housing for the driver, and all integrated housing for the technical equipment, of vehicles of categories N2 and N3 in Directive 70/156/EEC,
- vans and trucks, defined as vehicles of categories N1, N2 and N3 in Directive 70/156/EEC, but not including truck cabins,
- buses, defined as vehicles of categories M2 and M3 in Directive 70/156/EEC,
- trailers, defined in categories O1, O2, O3 and O4 in Directive 70/156/EEC,
- metallic and plastic surfaces including surfaces of airplanes, ships, trains, etc.,
- wooden surfaces,
- textile, fabric, film and paper surfaces,
- leather.It does not include the coating of substrate with metals by electrophoretic and chemical spraying techniques. If the coating activity includes a step in which the same article is printed by whatever technique used, that printing step is considered part of the coating activity. However, printing activities operated as a separate activity are not included, but may be covered by the Directive if the printing activity falls within the scope thereof.
Coil coating
- Any activity where coiled steel, stainless steel, coated steel, copper alloys or aluminium strip is coated with either a film forming or laminate coating in a continuous process.
Dry cleaning
- Any industrial or commercial activity using VOCs in an installation to clean garments, furnishing and similar consumer goods with the exception of the manual removal of stains and spots in the textile and clothing industry.
Footwear manufacture
- Any activity of producing complete footwear or parts thereof.
Manufacturing of coating preparations, varnishes, inks and adhesives
- The manufacture of the above final products, and of intermediates where carried out at the same site, by mixing of pigments, resins and adhesive materials with organic solvent or other carrier, including dispersion and predispersion activities, viscosity and tint adjustments and operations for filling the final product into its container.
Manufacturing of pharmaceutical products
- The chemical synthesis, fermentation, extraction, formulation and finishing of pharmaceutical products and where carried out at the same site, the manufacture of intermediate products.
Printing
- Any reproduction activity of text and/or images in which, with the use of an image carrier, ink is transferred onto whatever type of surface. It includes associated varnishing, coating and laminating techniques. However, only the following sub-processes are subject to the Directive:
- flexography - a printing activity using an image carrier of rubber or elastic photopolymers on which the printing areas are above the non-printing areas, using liquid inks which dry through evaporation,
- heatset web offset - a web-fed printing activity using an image carrier in which the printing and non-printing area are in the same plane, where web-fed means that the material to be printed is fed to the machine from a reel as distinct from separate sheets. The non-printing area is treated to attract water and thus reject ink. The printing area is treated to receive and transmit ink to the surface to be printed. Evaporation takes place in an oven where hot air is used to heat the printed material,
- laminating associated to a printing activity - the adhering together of two or more flexible materials to produce laminates,
- publication rotogravure - a rotogravure printing activity used for printing paper for magazines, brochures, catalogues or similar products, using toluene-based inks,
- rotogravure - a printing activity using a cylindrical image carrier in which the printing area is below the non-printing area, using liquid inks which dry through evaporation. The recesses are filled with ink and the surplus is cleaned off the non-printing area before the surface to be printed contacts the cylinder and lifts the ink from the recesses,
- rotary screen printing - a web-fed printing activity in which the ink is passed onto the surface to be printed by forcing it through a porous image carrier, in which the printing area is open and the non-printing area is sealed off, using liquid inks which dry only through evaporation. Web-fed means that the material to be printed is fed to the machine from a reel as distinct from separate sheets,
- varnishing - an activity by which a varnish or an adhesive coating for the purpose of later sealing the packaging material is applied to a flexible material.
Rubber conversion
- Any activity of mixing, milling, blending, calendering, extrusion and vulcanisation of natural or synthetic rubber and any ancillary operations for converting natural or synthetic rubber into a finished product.
Surface cleaning
- Any activity except dry cleaning using organic solvents to remove contamination from the surface of material including degreasing. A cleaning activity consisting of more than one step before or after any other activity shall be considered as one surface cleaning activity. This activity does not refer to the cleaning of the equipment but to the cleaning of the surface of products.
Vegetable oil and animal fat extraction and vegetable oil refining activities
- Any activity to extract vegetable oil from seeds and other vegetable matter, the processing of dry residues to produce animal feed, the purification of fats and vegetable oils derived from seeds, vegetable matter and/or animal matter.
Vehicle refinishing
- Any industrial or commercial coating activity and associated degreasing activities performing:
- the coating of road vehicles as defined in Directive 70/156/EEC, or part of them, carried out as part of vehicle repair, conservation or decoration outside of manufacturing installations, or
- the original coating of road vehicles as defined in Directive 70/156/EEC or part of them with refinishing-type materials, where this is carried out away from the original manufacturing line, or
- the coating of trailers (including semi-trailers) (category O).
Winding wire coating
- Any coating activity of metallic conductors used for winding the coils in transformers and motors, etc.
Wood impregnation
- Any activity giving a loading of preservative in timber.
Wood and plastic lamination
- Any activity to adhere together wood and/or plastic to produce laminated products.
(1) OJ L 42, 23.2.1970, p. 1. Directive as last amended by Directive 97/27/EC (OJ L 233, 25.8.1997, p. 1).
ANNEX IIA
I. THRESHOLDS AND EMISSION CONTROLS
>TABLE>
II. THE VEHICLE COATING INDUSTRY
The total emission limit values are expressed in terms of grams of solvent emitted in relation to the surface area of product in square metres and in kilograms of solvent emitted in relation to the car body.
The surface area of any product dealt with in the table below is defined as follows:
- the surface area calculated from the total electrophoretic coating area, and the surface area of any parts that might be added in successive phases of the coating process which are coated with the same coatings as those used for the product in question, or the total surface area of the product coated in the installation.
The surface of the electrophoretic coating area is calculated using the formula:
>NUM>2 × total weight of product shell
>DEN>average thickness of metal sheet × density of metal sheet
This method shall also be applied for other coated parts made out of sheets.
Computer aided design or other equivalent methods shall be used to calculate the surface area of the other parts added, or the total surface area coated in the installation.
The total emission limit value in the table below refers to all process stages carried out at the same installation from electrophoretic coating, or any other kind of coating process, through to the final wax and polish of topcoating inclusive, as well as solvent used in cleaning of process equipment, including spray booths and other fixed equipment, both during and outside of production time. The total emission limit value is expressed as the mass sum of organic compounds per m² of the total surface area of coated product and as the mass sum of organic compounds per car body.
>TABLE>
Vehicle coating installations below the solvent consumption thresholds in the table above shall meet the requirements for the vehicle refinishing sector in Annex IIA.
ANNEX IIB
REDUCTION SCHEME
1. Principles
The purpose of the reduction scheme is to allow the operator the possibility to achieve by other means emission reductions, equivalent to those achieved if the emission limit values were to be applied. To that end the operator may use any reduction scheme, specially designed for his installation, provided that in the end an equivalent emission reduction is achieved. Member States shall report according to Article 11 of the Directive to the Commission about the progress in achieving the same emission reduction, including the experience from the application of the reduction scheme.
2. Practice
In the case of applying coatings, varnishes, adhesives or inks, the following scheme can be used. Where the following method is inappropriate the competent authority may allow an operator to apply any alternative exemption scheme which it is satisfied fulfils the principles outlined here. The design of the scheme takes into account the following facts:
(i) where substitutes containing little or no solvent are still under development, a time extension must be given to the operator to implement his emission reduction plans;
(ii) the reference point for emission reductions should correspond as closely as possible to the emissions which would have resulted had no reduction action been taken.
The following scheme shall operate for installations for which a constant solid content of product can be assumed and used to define the reference point for emission reductions:
(i) the operator shall forward an emission reduction plan which includes in particular decreases in the average solvent content of the total input and/or increased efficiency in the use of solids to achieve a reduction of the total emissions from the installation to a given percentage of the annual reference emissions, termed the target emission. This must be done on the following time frame:
>TABLE>
(ii) The annual reference emission is calculated as follows:
(a) The total mass of solids in the quantity of coating and/or ink, varnish or adhesive consumed in a year is determined. Solids are all materials in coatings, inks, varnishes and adhesives that become solid once the water or the volatile organic compounds are evaporated.
(b) The annual reference emissions are calculated by multiplying the mass determined in (a) by the appropriate factor listed in the table below. Competent authorities may adjust these factors for individual installations to reflect documented increased efficiency in the use of solids.
>TABLE>
(c) The target emission is equal to the annual reference emission multiplied by a percentage equal to:
- (the fugitive emission value + 15), for installations falling within item 6 and the lower threshold band of items 8 and 10 of Annex IIA,
- (the fugitive emission value + 5) for all other installations.
(d) Compliance is achieved if the actual solvent emission determined from the solvent management plan is less than or equal to the target emission.
ANNEX III
SOLVENT MANAGEMENT PLAN
1. Introduction
This Annex provides guidance on carrying out a solvent management plan. It identifies the principles to be applied (item 2) and provides a framework for the mass balance (item 3) and an indication of the requirements for verification of compliance (item 4).
2. Principles
The solvent management plan serves the following purposes:
(i) verification of compliance as specified in Article 9(1);
(ii) identification of future reduction options;
(iii) enabling of the provision of information on solvent consumption, solvent emissions and compliance with the Directive to the public.
3. Definitions
The following definitions provide a framework for the mass balance exercise.
Inputs of organic solvents (I):
I1 The quantity of organic solvents or their quantity in preparations purchased which are used as input into the process in the time frame over which the mass balance is being calculated.
I2 The quantity of organic solvents or their quantity in preparations recovered and reused as solvent input into the process. (The recycled solvent is counted every time it is used to carry out the activity.)
Outputs of organic solvents (O):
O1 Emissions in waste gases.
O2 Organic solvents lost in water, if appropriate taking into account waste water treatment when calculating O5.
O3 The quantity of organic solvents which remains as contamination or residue in products output from the process.
O4 Uncaptured emissions of organic solvents to air. This includes the general ventilation of rooms, where air is released to the outside environment via windows, doors, vents and similar openings.
O5 Organic solvents and/or organic compounds lost due to chemical or physical reactions (including for example those which are destroyed, e.g. by incineration or other waste gas or waste water treatments, or captured, e.g. by adsorption, as long as they are not counted under O6, O7 or O8).
O6 Organic solvents contained in collected waste.
O7 Organic solvents, or organic solvents contained in preparations, which are sold or are intended to be sold as a commercially valuable product.
O8 Organic solvents contained in preparations recovered for reuse but not as input into the process, as long as not counted under O7.
O9 Organic solvents released in other ways.
4. Guidance on use of the solvent management plan for verification of compliance
The use made of the solvent management plan will be determined by the particular requirement which is to be verified, as follows:
(i) Verification of compliance with the reduction option in Annex IIB, with a total emission limit value expressed in solvent emissions per unit product, or otherwise stated in Annex IIA.
(a) For all activities using Annex IIB the solvent management plan should be done annually to determine consumption (C). Consumption can be calculated according to the following equation:
C = I1 - O8
A parallel exercise should also be undertaken to determine solids used in coating in order to derive the annual reference emission and the target emission each year.
(b) For assessing compliance with a total emission limit value expressed in solvent emissions per unit product or otherwise stated in Annex IIA, the solvent management plan should be done annually to determine emissions (E). Emissions can be calculated according to the following equation:
E = F + O1
where F is the fugitive emission as defined in section (ii)(a). The emission figure should then be divided by the relevant product parameter.
(c) For assessing compliance with the requirements of Article 5(5)(b)(ii), the solvent management plan should be done annually to determine total emissions from all activities concerned, and that figure should then be compared with the total emissions that would have resulted had the requirements of Annex II been met for each activity separately.
(ii) Determination of fugitive emissions for comparison with fugitive emission values in Annex IIA:
(a) Methodology
The fugitive emission can be calculated according to the following equation:
F = I1 - O1 - O5 - O6 - O7 - O8
or
F = O2 + O3 + O4 + O9
This quantity can be determined by direct measurement of the quantities. Alternatively, an equivalent calculation can be made by other means, for instance by using the capture efficiency of the process.
The fugitive emission value is expressed as a proportion of the input, which can be calculated according to the following equation:
I = I1 + I2
(b) Frequency
Determination of fugitive emissions can be done by a short but comprehensive set of measurements. It need not be done again until the equipment is modified.
출처: <http://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?uri=CELEX:31999L0013>
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소각시설 다이옥신 적정관리
소각시설 다이옥신 적정관리
2000
편 저
환 경 관 리 공 단 유 만 식
이 종 윤
이 준 흥
주 창 한
박 정 구
정 동 희
유 재 천
신 명 석
감 수
부 경 대 학 교 교 수 옥 곤
발 간 사
경제성장 및 산업화로 인하여 다종다양한 폐기물의 발생이 증가하고 있고, 그 적정처리가 심각한 사회문제로 대두되고 있다. 국토면적이 좁고, 매립장 확보가 점차 곤란하여짐에 따라 현재 소각이 그 적정대안으로 되고 있다. 그러나, 최근 도시폐기물 소각장에서 발생하는 다이옥신류에 대한 피해의식이 증대되고 있으며, 환경과 인체에 미치는 강한 독성과 잔류성 때문에 1980년대 이후 가장 중요한 환경오염물질로 취급되고 있고 이에따라 독일, 일본등의 선진국뿐만아니라 우리나라에서도 이들 화합물에 대한 엄격한 배출 규제를 실시하고 있다.
유해물질인 다이옥신을 적정하게 처리하기 위하여 새로운 기술의 공정도입에 의한 시설의 설치뿐만 아니라, 설비의 원리, 기능 등에 대한 지식의 상호이해를 바탕으로 한 시설의 적정운영관리 및 운전유지가 대단히 중요하므로, 이에 대한 구체적인 유지관리의 실무 지침서가 필요한 실정이다.
이에 우리 공단에서는 그동안 소각시설의 설치․운영 및 측정분석, 성능검사 및 기술평가 등을 통하여 축적된 경험을 바탕으로 「소각시설 다이옥신 적정관리」에 대한 실무 기술서를 발간하게 되었다.
소각시설에서 발생하는 다이옥신의 적정관리의 종합적 이해를 돕기 위한 유지관리 실무지침을 작성할 목적으로 하였으나, 정리과정에서 일부 누락되고 미흡한 부분이 적지 않을 것으로 생각되므로 관련기관 및 소각분야에 종사하시는 여러 전문가들께서 고견을 주시면 앞으로 보완해 나가도록 하겠다.
아무쪼록 본 기술서가 소각분야에 종사하시는 여러 기술자들과 현장운영자들에게 실무적으로 도움이 되고 국내 소각시설 다이옥신 적정관리 운영에 조금이나마 기여할 수 있기를 바란다.
2000년 12월
이사장 황 홍 석
목 차
제 1 장 총 론 1
1. 서 론 1
2. 다이옥신 문제의 근원 3
3. 다이옥신 생성의 주요발생원 5
3. 1 주요 발생원과 생성 5
3. 2 각국의 주요발생원과 배출현황 10
4. 소각시설에서의 다이옥신류 발생억제 대책방향 14
5. 다이옥신 적정처리를 위한 소각재의 관리와 향후과제 17
제 2 장 개 론 19
1. 다이옥신의 기본 개념과 화학적 이론 19
2. 다이옥신류에 대한 사용 단위 24
3. 다이옥신류의 물리화학적 성질 25
4. 다이옥신류의 환경에서의 거동 27
4. 1 대기에서의 거동 28
4. 2 물에서의 거동 29
4. 3 토양 및 침적물에서의 거동 30
4. 4 다이옥신류의 소실과 변환 32
5. 다이옥신류의 독성과 평가 37
5. 1 다이옥신류의 독성발현 작용 메커니즘 37
5. 2 다이옥신류의 독성 38
5. 3 다이옥신류의 독성평가 43
5. 4 TDI 개념에 대한 올바른 인식 48
5. 5 다이옥신류의 독성등가 환산계수 48
제 3 장 국가별 규제기준 및 관리동향 51
1. 다이옥신 규제의 역사적 배경 51
2. 국가별 다이옥신 배출기준 55
2. 1 외국의 다이옥신 배출기준 55
2. 2 한국의 다이옥신 배출기준 56
3. 다이옥신의 법적규제 및 정책동향 58
3. 1 미 국 58
3. 2 유 럽 62
3. 3 일 본 68
4. 국가별 소각시설 운영 현황 79
제 4 장 국내소각시설 운영과 다이옥신 배출현황 80
1. 우리나라 폐기물 관리정책 80
2. 폐기물 소각처리 및 시설운영 현황 82
2. 1 폐기물 발생 및 소각처리 현황 82
2. 2 생활폐기물 소각시설 설치 및 운영 현황 89
2. 3 중․소형 폐기물 소각시설 현황 96
2. 4 소각시설에서의 일반적인 폐기물 성상 98
3. 다이옥신류 배출기준 제정에 따른 효과 100
3. 1 생활폐기물 소각시설의 다이옥신 대책 전개과정 100
3. 2 생활폐기물 소각시설의 다이옥신 의무측정 제도와 성과 103
4. 방지시설별 다이옥신 처리효율 109
4. 1 공정별 다이옥신 처리효율 110
4. 2 S/D-B/F-SCR 공정 111
4. 3 EP-W/S-SCR 공정 112
제 5 장 다이옥신 저감을 위한 생성억제 및 방지대책 115
1. 폐기물 배출과 다이옥신류 문제 115
2. 다이옥신 0.1ng I-TEQ/N㎥의 채택 배경 118
3. 폐기물 소각시설과 다이옥신류 생성이론 122
3. 1 다이옥신류 생성 이론 124
3. 2 다이옥신류의 생성 메커니즘 132
4. 다이옥신류 배출 억제를 위한 고려사항 140
4. 1 다이옥신 생성억제를 위한 전처리 140
4. 2 소각로 내에서의 주요 운전인자 146
4. 3 폐기물 적정 투입 및 연소관리 방안 156
4. 4 배출가스 냉각 설비의 운전 171
5. 배출가스 처리설비와 다이옥신 저감 183
5. 1 개 요 183
5. 2 집진장치의 효율증대와 저온화 187
5. 3 촉매에 의한 다이옥신의 고도처리 대책 196
6. 폐기물 소각재에서의 다이옥신 200
6. 1 소각재의 발생량 200
6. 2 소각재 중 다이옥신류의 거동과 관리 방안 202
6. 3 비산재중 다이옥신류의 탈염소화에 의한 기술적 대응 207
6. 4 수열고화에 의한 다이옥신류의 무해화 및 안정화 209
6. 5 용융기술에 의한 소각재의 처리기술 211
별첨 : 다이옥신 측정 및 분석방법 214
제1절 우리나라 공정시험방법 214
1. 적용범위 214
2. 사전조사 및 측정준비 214
2. 1 사전조사 214
2. 2 측정준비 215
3. 시약, 재료 및 기구 216
3. 1 시약 216
3. 2 재료 217
3. 3 기구 218
4. 시료채취장치 218
4. 1 먼지포집부 220
4. 2 가스흡수부 221
4. 3 가스흡착부 223
4. 4 배출가스 유속 및 유량측정부 223
4. 5 진공펌프 및 흡인가스 유량측정부 223
5. 시료채취방법 224
6. 분석 방법 226
6. 1 시료의 전처리 226
6. 2 가스크로마토그라프/질량분석계에 의한 분석 방법 229
7. 결과표시 236
7. 1 동족체 및 이성체의 표시방법 236
7. 2 정량한계 236
7. 3 농도표시방법 237
7. 4 기타 238
제2절 고정발생원에서 배출되는 입자상물질의 측정 242
1. 원리와 적용 242
1. 1 원리 242
1. 2 적용 242
2. 기구 242
2. 1 시료채취 장치 242
2. 2 시료 회수(Sample Recovery) 247
2. 3 분석 249
3. 시약(Reagents) 250
3. 1 시료채취 250
3. 2 시료 회수 251
3. 3 분석 251
4. 시험 과정 251
4. 1 시료채취 251
4. 2 시료 회수 258
4. 3 분석 261
4. 4 정도관리 과정(Quality Control Procedure) 265
5. 검정 266
5. 1 흡인관 노즐 266
5. 2 피토우 관 266
5. 3 측정장치 267
5. 4 흡인관 가열장치의 검정 270
5. 5 온도 게이지(Temperature Gauges) 271
5. 6 측정기장치의 누출 검사(그림 5) 271
5. 7 기압계 272
6. 계산 272
6. 1 기호 해설 272
6. 2 건식가스메타와 오리피스 압력강하의 평균값 274
6. 3 건조가스부피 274
6. 4 수증기의 부피 275
6. 5 수분함량 275
6. 6 아세톤 바탕시료 농도 276
6. 7 아세톤 세정 바탕시료 276
6. 8 총 입자상물질 무게 276
6. 9 입자상물질 농도 276
6. 10 환산 계수 276
6. 11 등속흡인의 변수(Isokinetic Variation) 277
6. 12 결과의 인정 277
6. 13 굴뚝 가스 배출속도와 유량 277
7. 이외의 방법 278
7. 1 검정기준으로서의 건식가스메타 278
7. 2 검정 기준으로서의 임계 오리피스 281
8. Bibliography 288
제 3 절 고정배출원에서 다이옥신류 및 퓨란류의 분석방법 290
1. 적용과 원리 290
1. 1 적용 290
1. 2 원리 290
2. 기구 290
2. 1 시료채취 290
2. 2 시료회수 292
2. 3 분석 295
3. 시약 297
3. 1 시료채취 297
3. 2 시료회수 301
3. 3 분석 302
4. 분석 과정 306
4. 1 시료채취 306
4. 2 시료 회수 309
5. 분석 311
5. 1 시료추출 311
5. 2 시료정제와 분배 313
5. 3 분석 315
6. 검정(Calibration) 318
6. 1 가스크로마토그래프/질량분석장치 318
6. 2 잠금 채널(Lock Channels) 318
7. 정도관리(Quality Control) 319
7. 1 시료채취 장치 포집효율 검사 319
7. 2 내부표준물질의 회수율 319
7. 3 대체 표준물질의 회수율 319
7. 4 톨루엔 세정액 320
8. 정도검사(Quality Assurance) 320
8. 1 적용 320
8. 2 감사절차(Audit Procedure) 320
8. 3 감사용시료의 유효(Audit sample Availability) 320
8. 4 감사결과 321
9. 계산 321
9. 1 명명법 321
9. 2 평균 상대 반응 계수 322
9. 3 PCDDs 와 PCDFs의 농도 322
9. 4 회수율측정용 표준물질 반응 계수 322
9. 5 내부표준물질의 회수율 (R*) 323
9. 6 대체 표준물질의 반응 계수 323
9. 7 대체표준물질의 회수율(Rs) 323
9. 8 최소 검출 한계 (MDL) 323
9. 9 시료내 PCDDs와 PCDFs의 총농도 323
10. 참고문헌 327
제 1 장 총 론
1. 서 론
산업혁명 이후 전세계는 인류의 생활을 보다 윤택하게 하기 위하여 화석연료를 포함한 여러 자원의 과다소비를 촉진함으로서, 지구의 자원고갈과 환경생태계의 변화를 초래하고 있다. 이러한 인류생활의 변화로 인하여 지구의 환경은 많은 수난을 겪고 있다. 즉 지구의 온난화, 국경을 넘는 산성우, 오존층의 파괴, 수림의 감소와 사막화, 야생생물 종류의 감소 등으로 지구의 환경문제는 그 심각성을 넘어 위기문제로 전환되어가고 있는 실정이다.
최근에는 다이옥신류를 비롯한 미량유해물질이 생태계에 노출되어 내분비계에 장애를 일으키는 등 환경 호르몬성 물질의 출현으로 지구의 환경 생태계에 변화가 제기되고 있다. 이러한 우려와 세간의 관심증대는 편리한 생활을 위한 인간의 끝없는 욕구와 더불어 양질의 생활환경을 함께 추구하는 것이지만, 이는 수많은 오염물질을 자연환경에 배출하는 결과를 낳고 있다. 따라서, 이를 억제하기 위한 전반적인 대응책은 동전의 양면과 같은 불가분의 관계로 발전하고 있다.
이러한 양상은 석탄을 중심으로 하는 화석연료의 연소과정에서 생성되는 강하분진 및 아황산가스등의 제1세대 환경오염에서, 석유화학성분의 원료 및 연소에 의한 부유 미립자와 산성가스에 의한 제2세대 환경오염으로 발전하고, 합성화학물질의 과다사용으로 인한 유해중금속과 탄화수소류, 염소계 휘발성 유해물질 및 난분해성이고 발암성 물질인 환경호르몬성의 생식변환 물질 등에 의한 제3세대 환경오염 문제로 발전하여, 우리 인류 미래의 안녕과 질서변화에 대한 악영향이 크게 클로즈업되고 있다고 할 수 있다.
이러한 국제적인 관심의 흐름 속에서 국내의 현황 역시, 쾌적한 환경의 질을 확보하고 국민의 삶에 대한 질적 향상이 절실히 요구되고 있는 실정이라고 할 수 있다. 국내의 경우는 근대화 정책과 더불어 급속한 산업화의 확대에 따라 자원의 다량소비와 이에 따른 생산물 종류의 다종․다양화, 대량생산화, 합성 화학물질의 사용증가 과정을 거치면서 자연계로 배출되는 환경오염물질의 증가는 환경정책의 새로운 변화를 요구하는 시점에 직면하고 있다.
이러한 인간생활이 필연적으로 지구자원을 이용하여 제품을 생산하고 유통 소비하는 과정에서 많은 폐기물을 발생시키고, 이러한 폐기물의 질적․양적인 급격한 변화와 증가가 궁극적으로는 폐기물 처리에 대한 사회문제로 확산되고 있는 것이다.
폐기물처리의 기본적인 목적은 폐기물의 감량화, 안정화 및 무해화 시켜서 환경에서의 안전성 확보에 있다고 할 수 있다. 더구나 우리나라 경우는 좁은 국토의 활용을 보다 효율적으로 이용 할 필요가 있으며, 현재까지 이미 확보된 폐기물 매립지 수명연장이 폐기물관리 및 처리에서의 당면한 과제중의 하나라고 할 수 있다.
이러한 측면에서 우리 나라의 폐기물 관리정책은 재활용을 최우선으로 하고, 재활용이 불가능한 것은 매립할 때 감량화를 시키는 방법으로 소각정책의 전환이 요구되었지만, 폐기물 소각은 무해화를 비롯한 환경 안전성 확보 측면에서 또 다른 국민정서의 불안 요소로 다이옥신류 문제가 발생하여 폐기물관리 정책에 혼선을 유발하고 있는 것이다.
하지만, 우리 나라에서도 소각과정에서 발생한 다이옥신류 문제는 부분적이지만 발생현황 파악과 건강 리스크적인 면에서 그에 대한 규명이 진행되고 있으며, 다이옥신류 발생억제와 처리를 위한 국가적인 정책과 기술적 대응이 국제적인 흐름과 동일한 수준으로 접근되고 있다고 볼 수 있으며, 발전적인 방향으로 나아가고 있다고 긍정적인 평가를 할 수 있을 것이다.
2. 다이옥신 문제의 근원
인류가 만든 최고의 독극물이라 불리는 다이옥신 문제의 근원은 어디에 있는 것일까. 문제의 발생에는 항상 원인이 있는 것이며, 문제를 해결하기 위해서는 그 근원을 파악하여 미연에 적절한 대책을 강구하는 것이 최선의 해결방법이 될 수 있을 것이다.
그러기 위해서는 우선, 다이옥신에 대한 화학적인 기본 개념을 충분히 이해하는 것이 문제 해결의 가장 중요한 대책이 될 수 있다. 다이옥신의 화학적 원소구성에서 보면 탄소, 수소, 산소 그리고 염소로 구성되어 있다. 이들 원소가 원소 주기율표상에서 처럼 각각 독립적으로 존재한다면 이는 천연에 존재하는 화학원소에 불가한 것이다.
다이옥신 문제의 출발은 원소의 결합에 있는 것이며, 그것에는 인위적인 합성 화학물질의 탄생에 있는 것이다. 하지만 자연에도 결합된 형태의 천연고분자물질이 존재하고 있고, 이러한 천연 고분자화학물질의 존재는 자연적인 화학적 변화 과정을 거치면서 결합되어 자연 변천과 더불어 새 생명의 탄생을 가져왔고 화학물질의 진화 그 자체는 인류를 포함한 생태계에서의 자연 법칙인 것이다.
그러나 합성 유기화학물질의 탄생, 그 중에서도 유기염소 화합물의 제조는 다이옥신류의 생성과 직결되는 생성반응 경로를 가지는 것으로 밝혀졌다. 그 한 예로서 제초제인 2,4,5-T제조와 더불어 다이옥신의 생성은 대표적인 경우로 취급될 수 있을 것이다. 여기서, 농약의 한 종류인 제초제로서 유기염소화합물의 경우를 간단히 살펴보면 1960년대 과잉 생산된 염산의 처리를 위해 산소-염소화 반응에 의한 유기염소 화합물 제조를 한 예로 들 수 있다. 이러한 과정 중 다이옥신류의 생성반응 중에서 중요하게 취급되는 Deacon반응이 일어나고 에틸렌, 염화수소 및 산소와 염화 제2구리를 촉매로 한 화학반응 과정에서 2염화에탄이 생성된다. 생성된 2염화에탄을 열분해하여 염화비닐을 제조하게 되는데, 이러한 염화비닐이 현 시대에서 가장 많이 사용되고 있는 합성화학물질 중의 하나일 것이다.
우리의 일상 생활에는 염화비닐 제품이 주변에 널려 있으며, 이러한 염화비닐과 관계가 있는 제품뿐만 아니라, 다이옥신류와 더불어 환경호르몬성 물질인 프탈레틱산이나 비스페놀-A와 같은 가역제가 문제가 되고 있다. 이들 가역제는 당연히 벤젠고리를 가지고 있고, 또한 제품의 안정제로서 여러 가지 종류의 금속이 첨가되어 있다.
다이옥신류의 기본 골격은 벤젠고리이며, 이러한 벤젠고리에 염소가 관여하면 다이옥신류의 생성을 용이하게 한다. 특히, 염화비닐에는 중량비로서 염소가 약 57% 포함되어 있어 적정한 합성반응 환경이 주어진다면 다이옥신류의 생성은 당연히 이루어진다고 밖에 볼 수 없다.
이러한 합성반응에 의한 과거의 사건들을 보면, 월남전 고엽제에 의한 다이옥신 문제, 이탈리아 세베소 농약공장의 폭발 사건에 의한 다이옥신 문제, 미국 타임즈 비치에서의 다이옥신 문제 등 큰 사건들은 모두 합성 화학물질과 관련이 있다. 일상생활 주변에서 상존하는 염화비닐, 난연재, 표백제, 제강 및 비철 금속제련 과정에서 비롯되는 미량 유해물질 문제뿐만 아니라 화학공정에 있어서도 합성 유해물질의 근원차단을 위한 의식전환과 기술적 대응이 절실히 요구되는 사항일 것이다.
이상과 같은 관점에서 다이옥신의 정확한 근원 파악과 사전오염방지를 위한 방안수립과 대안이 필요하며, 최종적으로 환경에 배출되는 것을 억제하기 위해 생산자와 소비자의 공동의식과 책임이 요구된다. 또한, 폐기물의 중간처리 과정인 소각의 경우에도 적극적인 기술적 대응방안을 강구하기 위한 다각적인 지원과 책무완수를 위한 노력이 병행되어 나가야 할 것이다.
3. 다이옥신 생성의 주요발생원
3. 1 주요 발생원과 생성
다이옥신류의 생성은 각종 화학물질에 의한 것으로 그에 관련한 화학물질들은 불순물의 형태로 생성되는 경우가 많다. 예를 들면, 염화페놀 은 방부제 제조시 미량이지만 불순물로서 제품 중에 포함된 상태로 시판되기도 하며 생산공정 과정 중에서 환경으로 배출되기도 한다.
일반적으로 주요 발생원 중의 하나로 폐기물 소각시설이 알려져 있다. 하지만, 최근의 연구결과에 의하면 국가별 또는 지역별에 따라 총 발생량이 소각시설 이외의 열화학 반응시설에서 더 많이 발생되는 경우도 있으며, 많은 생산공정에서 그 발생원의 다양성이 밝혀지고 있다. 이는 근대 화학공업의 발전과 더불어 합성화학물질, 즉 유기염소화합물의 생산과 사용이 증가했기 때문이다
다이옥신류의 발생은 의도적으로 생산되는 것이 아니며 농약 제조, 염소처리 및 연소를 비롯한 가열 공정에서 부수적으로 생성되며 그 발생원도 다양하다. 본장에서는 소각 이외의 주요 발생원에 대하여 간략히 살펴보기로 한다.
3. 1. 1 화학물질 제조공정
다이옥신류의 환경오염 사건은 미국에서 병아리 대량 사고사를 비롯하여 월남전에서 사용한 고엽제, 영국 및 이탈리아에서의 2,4,5-T농약 공장의 폭발사고를 들 수 있다.
특히, 제초제인 2,4,5-T와 방부제이고 살균제인 펜타클로로페놀(PCP)는 제조공정에서 다이옥신류가 생성되는 대표적인 한 예라 할 수 있다. 2,4,5-T 합성과정에서의 부산물로 2,3,7,8-TCDD 및 펜타 클로로페녹시페놀이 생성되며, PCP의 제조공정에서는 8염화다이옥신(OCDD) 및 기타 다이옥신류가 포함되어 있었던 것으로 밝혀져 있다.
트리클로로페놀 유도체 중에서 가장 널리 알려져 있는 2,4,5-T는 농약으로 등록되어 초기에는 식물의 성장억제를 위하여 사용되었으나, 2,4,5-T와 2,4-D를 혼합하여 제조한 고엽제가 베트남 전쟁 중에 대량으로 사용되었던 것이다. 그 후 독성에 대하여 명백히 밝혀짐으로서 미국정부는 1970년 이후 사용등록을 중단시켰으며, 2,4,5-T중에서 ppm레벨의 다이옥신 검출을 보고하였다.(World Health Organization 1977). 또한 이 보고에는 1950년에서 1970년에 제조된 42시료 중 7시료에서 0.5-10ppm레벨
그림 1-1. 2,4,5-T의 반응경로
의 TCDD가 검출되었으며, 다른 13시료 중에서 10-100ppm레벨의 TCDD 검출 결과를 보고하고 있다.
2,4,5-T의 제조에 관해서는 EPA Poision Document Ⅰ의 문서에 의하면 2,4,5- TCP를 알카리성 상태에서 염화 acetic acid와 반응시킨 후 황산의 첨가에 의하여 산성형의 2,4,5-T가 생성되고, 그것은 다종의 알코올과 아민류와 반응하여 2,4,5-T에스테르와 아민염이 생성된다. 이들 화학반응 경로를 그림 1-1에 나타내었다.
3. 1. 2 종이․펄프 산업 등 염소표백 및 살균공정
종이 및 펄프산업의 제조공정 중에는 표백공정이 있으며, 많은 양의 염소를 소비하는 것으로 알려져 있다. 이 표백공정에서 발생되는 배출가스를 비롯하여 폐수, 오니중에 다이옥신이 함유되어 환경 중으로 배출되게 된다. 예를 들면 독일의 경우는 이들 과정에서 년간 30g이상의 다이옥신류가 배출되는 것으로 추정되었으며, 스웨덴의 경우도 유사한 상황이였다. 그러한 문제의 해결을 위해서 염소를 사용하지 않고 오존을 이용하여 표백을 하고 있다.(NATO/CCMS Swanson 등, 1988).
목재 성분은 섬유소 및 리그닌 등으로 되어 있고, 리그닌은 페닐프로판의 유도체 축합물로서 분자량이 큰 페놀기를 가지고 있고, 펄프제조의 염소표백 공정에서 이 리그닌은 클로로페놀 및 다이옥신류 관련화합물을 포함한 여러 가지 할로겐 화합물로 생성된다.
펄프 및 종이의 제조공정을 거친 제품 중 커피필터 및 우유 팩등에도 미량의 다이옥신류의 검출이 보고되고 있다(Cramer등, 1990). 한편, 펄프의 제조과정에서 발생되는 슬러지 및 폐액은 소각처리됨으로서 배출가스 중 다이옥신류 발생의 원인으로 작용하게 된다(Miles, 1987).
3. 1. 3 금속과 비철금속의 제련 및 정련
금속 및 비철금속류의 재생․회수시설 및 전선의 재생처리 공정이 다이옥신류의 주요 발생원 중 하나로 알려지고 있다(Miles등 1987). 철강제조의 경우에는 용해공정에서 리사이클 원료중에 포함되어 있는 PVC와 같은 플라스틱이 혼합되어 다이옥신류가 발생하는 것으로 알려져 있다. 스웨덴의 경우는 10톤 규모의 전기로에서 다이옥신류가 0.1～1.5ng-TEQ/Nm3가 검출된 것으로 보고되고 있다. 그리고 철강의 2차 정련공정을 가지는 스크랩 철 조각(scrap ferrous)을 용해할 때와 개방로에서 벳치로 운전하였을 때 110ng-TEQ/ Nm3의 다이옥신류가 검출되고 있으며, 다이옥신류 중 PCDFs의 점유율이 높은 것으로 보고되고 있다(Tysklind등,1989).
알루미늄, 구리, 니켈, 마그네슘 등의 비철금속 제조공정에서 발생되는 이들의 공장폐수에서도 다이옥신류가 검출되는 것으로 보고되고 있다(Oehme 등 ,1989). 스크랩 조각의 재생처리 공정에서 철광과 마찬가지로 비철금속의 경우에서도 플라스틱, 페인트 및 용재류가 혼합되어 있으면 염화나트륨 및 염화칼륨의 사용시에 고온의 열처리공정에서 다이옥신류 생성가능성이 지적되고 있다. 알루미늄의 재생공정에서 발생하는 배출가스 중에서 2,3,7,8-TCDF를 43ng/Nm3 검출되는 것으로 보고하고 있다(Aittola 등, 1992).
3. 1. 4 전선 스크랩 및 드럼통의 재생과정
전선 스크랩의 재생과정에서 철과 구리 등의 금속성분이 촉매로 작용되어 다이옥신류가 생성된다고 Van Wijnen등(1992)이 설명하고 있으며, 네델란드의 소규모 공장 부지에서 토양 중 60～98,000ng/kg(건토양)의 다이옥신류가 검출되었으며, 전시료 15개중 9개가 1,000ng/kg이상 이였다고 보고하고 있다.
또한, 드럼통의 재생공정의 배출가스에서 다이옥신류가 5～27ng/Nm3로 검출되는 것으로 Hutzinger와 Fiedler(1991)가 보고하고 있으며, 미국의 경우에는 처리된 드럼통이 석유를 비롯한 화학공업의 가열처리에 의해서도 발생되는 것으로 보고되고 있다(USEPA, 1987).
3. 1. 5 기타 발생원
유연 가솔린을 사용하고 있는 자동차 배출가스에서 20～220pg/km의 다이옥신류가 검출되는 것으로 보고되고 있다.(Marklund 등, 1987) 그리고 최근 일본의 자동차공업협회는 디젤차에서 연료 사용량으로 환산한 농도로서 평균 19.94pg- TEQ/ℓ, 가솔린 차량에서는 평균 5.72pg-TEQ/ℓ의 다이옥신류 배출을 보고하고 있다.(1999)
이외에도 활성탄의 고온가열 재생처리(Miles등,1987., Lykins등,1988) 및 가정용 난로 등에서도 다이옥신류의 검출이 확인되고 있다(Bacher,1992).
또한, 산불과정에서도 다이옥신류의 배출이 확인되고 있으며(Wenning 등, 1992), Tashiro 등(1990)은 산림의 화재 연소과정에서 다이옥신류가 15～400pg /m3 검출되는 것으로 보고하고 있다.
이외에도 담배의 연소과정에서 다이옥신류가 검출되는 것으로 알려지고 있다. 이러한 사실은 Bump등의 대표적인 연구결과에서 밝혀지고 있으며, 다이옥신류가 33～76pg/g검출된 것으로 보고하고 있다. 이것을 담배 한 개피당으로 환산하면 0.3～0.6pg-TEQ/개피의 수준이 되는 것으로 평가되고 있다.
그리고 난연재의 제조를 비롯한 다양한 재료의 연소과정에서도 다이옥신류의 배출이 보고되고 있어 폐기물 소각뿐만이 아니라 열처리 공정을 가지는 다양한 프로세스에서 다이옥신류의 발생이 확인되고 있다.
3. 2 각국의 주요발생원과 배출현황
1988년부터 최근 1995년까지 각국에서 조사 및 추정 보고된 다이옥신류 배출현황을 표 1-1과 표 1-2에 나타내었다.
이 표의 자료를 분석하여 보면 다이옥신류의 주요 배출원 중 생활폐기물 소각시설이 가장 큰 발생원으로 알려져 있었지만 오스트레일리아의 경우 추산된 결과를 보면 비철 플랜트가 차지하는 비율이 가장 많은 것으로 보고되고 있다. 그 다음으로 산업과 관련한 산업폐기물의 소각과 유해폐기물의 소각에 의하여 생성 배출되는 다이옥신 배출량이 1차 발생원 중에서 월등히 높은 것으로 밝혀지고 있다.
한편, 미국의 경우 1993년까지 조사 추정된 결과에서는 의료 관계 폐기물의 소각에 의하여 발생되는 양이 5,100g-TEQ/year로 가장 많은 것으로 조사되었다. 최근 미국 환경보호청(USEPA)이 1987년부터 1995년 동안의 자료를 근거로 다시 추산한 결과, 도시폐기물 소각에서 492～2,460g-TEQ/year로 배출량 추산범위의 편차는 크지만 높게 나타났고, 의료폐기물의 경우는 151～1,510g- TEQ/year정도이고, 야금 프로세스중 비철 플렌트가 차지하는 배출량은 177～1,767g-TEQ/year로 1차 발생원으로서 차지하는 비율이 높은 것으로 보고되고 있다.
독일의 경우 1991년의 보고에서 1차 발생원에서의 주요 배출원은 도시폐기물 소각(5.4～432g-TEQ/year)과 비철 플랜트(38～380g-TEQ/year)가 많은 배출 비율을 차지하고 있는 것으로 알려져 왔다. 그러나 UNECE (UN-Economic Commission for Europe)의 LRTAP협정의 POPs조약 데이터베이스 구축을 위하여 1994년을 대상으로 연방환경청이 최근 작성한 결과에 의하면, 도시폐기물 소각은 30g-TEQ/year로 감소했으며, 야금 프로세스 중의 비철 플렌트도 91.6g- TEQ/year로 감소했지만, 제철 플렌트가 181g-TEQ/year로 가장 많은 배출량을 차지하고 있는 것으로 연간 총 배출량은 334g-TEQ/year로 산정되고 있다.
한편, 일본의 경우는 각각의 발생원을 대상으로 1997년부터 1998년 중반까지 Inventory化 과정 중 발표한 발생량은 폐기물 소각시설에 의한 발생량이 전체의 79.8%인 5,227～5,387g-TEQ/year로써 매우 높은 비율인 것으로 조사된 바 있다. 그 외의 주요 발생원으로서 유해폐기물과 의료폐기물이 차지하는 비율도 각각 8.5～8.8% 및 1.5～4.5%정도인 것으로 보고하고 있다. 또한, 제강용 전기로와 비철금속 플랜트의 기여도 상당히 큰 것으로 알려지고 있다.
그러나, 1999년 4월까지의 조사 데이터로 추산된 결과에 의하면, 1997년 도시폐기물 소각시설에서 발생된 양은 추산치가 4,300g-TEQ/year이였으나, 1994년 조사결과는 1차 발생원에서 년간 총 배출량 2,900～2,940g-TEQ/year중 도시 폐기물 소각시설의 배출가스에서 배출되는 량이 1,340g-TEQ/year로 감소함으로서 총 배출량에 대한 도시폐기물의 기여가 감소하는 것으로 보고되고 있다. 또한 산업폐기물의 소각에서는 1997년의 1,300g-TEQ/year에서 1998년의 960g-TEQ/ year로 보고되고 있으며, 미규제되어 왔던 사업장의 소형소각로에서는 3.25～3.45g -TEQ/year로 추산되고 있다.
표 1-1 각국의 다이옥신류 1차 발생원의 연간발생량(g-TEQ/연)
표 1-2 기타 각국의 다이옥신류 1차 발생원의 연간발생량(g-TEQ/연)
4. 소각시설에서의 다이옥신류 발생억제 대책방향
국내 소각시설에서 발생되는 다이옥신 문제는 국제적인 기조에 맞추어 정책적 차원에서의 적극적인 대응과 소각시설 건설현장 및 운영현장에서의 기술적인 대책이 현재 긍정적인 방향으로 전개되어 가고 있다고 볼 수 있지만, 폐기물 배출자와 처리 주체인 지방자치단체간에 소각시설 건설 및 운영에 대한 신뢰성 부족 및 적극적인 홍보 부족 등에 의한 문제점들도 많이 산재되어 어려움을 격고있는 실정이다.
그러나, 소각시설의 운영은 다른 생산설비의 차원을 넘어 시설 운영기술의 정립에 대한 절실한 노력이 필요하며, 문제점의 해결을 위한 적극적인 기술적 대응이 가장 우선되어야 하는 것이라 할 수 있다. 소각시설의 효율적인 운영과 다이옥신류 문제의 극복을 위한 일반적이고 기본적인 대응책을 운영자의 입장에서 열거한다면 다음과 같은 사항을 정리할 수 있다.
① 폐기물 발생과정 및 소각시설로의 반입과정에서부터 폐기물의 적절한 선별이 요구된다고 할 수 있으며, 이는 배출자가 배려해 주어야 할 가장 중요한 대책중의 한 요소로 볼 수 있다.
② 소각시설에 반입된 폐기물의 적정처리를 위해 시설운전에서 중요한 사항은 운전자를 포함한 시설관리자는 폐기물의 처리흐름을 명확히 파악하여 소각시설의 운전 적정성을 확보하도록 하여야 할 것이다. 반입된 폐기물은 벙커에서 보관되므로 소각로의 안정적인 연소상태를 유지하기 위해 적절한 혼합을 통하여 균질한 폐기물을 만들어 연소에 적합한 적정수분 함량 여건을 만들어 주는 것이 운전자가 취해야 할 선결사항이라는 사실을 염두에 두어야 할 것이다.
③ 소각시설에서 가장 중요한 공정 중의 하나는 당연히 소각로 본체 연소실의 역할을 들 수 있다. 연소단계에서는 완전연소를 달성하여 미연분 발생량을 최대한 억제하고 단순히 태운다는 측면보다는, 운전자는 공정을 고려한 운전관리를 해야 할 필요가 있다. 연소장치와 연소상태에 대한 운전관리적 측면의 주요한 요소는 충분한 연소온도의 확보(Temperature), 충분한 체류시간(Time) 및 소각로내 연소가스의 충분한 혼합(Turbulence)의 3T가 요구되는 사항이라고 할 수 있다. 이러한 기본적인 요구사항은 다이옥신류를 비롯한 오염물질의 환경배출을 최소화하기 위한 충분조건은 아니지만 가장 기본적인 필요조건이라 할 수 있어 운전자는 연소에 대한 적정한 관리가 요구된다고 할 수 있다.
④ 다음으로 연소실에서 발생되는 분진을 포함한 배출가스의 처리공정만을 감안하여 단순히 가스냉각 또는 유해가스 처리공정의 일반적인 운전개념만을 운전자가 인식하여 운전을 한다면, 소각시설에서 다이옥신류를 비롯한 오염물질 제어대책의 정립은 불가능해 진다는 사실을 명심할 필요가 있다. 여기에서 시공자를 비롯한 운전자는 소각의 주요역할이 연소에 국한되는 것이 아니며 단위공정만의 기술적 대응이 아니라 프로세스 개념의 시설로서 인식하여 후처리설비에 대한 2T-2A개념을 염두에 둔 연소관리와 후처리 시설관리의 필요․충분조건이 달성될 수 있도록 하여야 할 것이다.
따라서, 이상에 대한 부연설명을 간략히 언급하면 연소실에서 완전연소에 가까운 연소조건을 확보하였다고 하더라도 미세분진 내에 미연분이 함유되어 있다. 이는 고분자 물질이 열분해 될 때 미세분진이 되고 분진내에 완전히 열분해 되지 못한 미량의 염화벤젠류를 비롯한 염화페놀류가 나노그램에서 마이크로그램 수준농도로 존재함과 동시에 가스화된 것이 흡수․흡착되어 다이옥신 생성 원인물질로서 재합성을 할 수 있는 충분한 농도수준이 될 수 있다는 인식이 필요하다. 또한 미세분진 중에는 다이옥신 생성에 대한 촉매역할을 하는 중금속도 충분히 존재하고 있다는 것과 다이옥신의 재합성등에 적합한 반응온도 영역이 공정상에 존재하고 있다는 것 등을 고려하여야 한다. 그리하여 시설운전의 한 예로서 보일러 등 예열기의 분진 축적을 최소화하기 위한 분진제거장치 등을 적절히 운전하여 분진축적을 억제하고 배출가스의 통과를 원할히 하여 배출가스의 체류시간을 최소화 해야 할 필요가 있다.
또, 집진을 비롯한 배출가스의 후처리 설비에서 소석회 및 활성탄 투입 등에 대한 설비의 운전특성과 다이옥신류 배출의 현상을 정확히 파악하고, SCR 등의 운전 적정온도 유지와 수분 또는 분진 퇴적 등에 따른 촉매독의 형성억제와 수명연장을 위한 적절한 노력이 필요하다.
그리고, 후처리설비는 대기오염물질로서 분진 및 산성가스 처리를 위한 단위설비의 기본적인 대응기술만으로 문제를 해결하려고 하는 인식을 바꿔야 할 것이다. 다이옥신과 같은 유해물질에 대한 대응의 측면에서 보면 그것이 극미량의 강독성으로 무기화합물이 아닌 유기 합성 화학물질에 근원을 두고 있다는 사실을 감안하여, 획일화된 프로세스의 구성과 운영관리의 개념이 아니라 고도처리 개념을 도입한 적정한 프로세스의 선정과 단위공정의 조합을 고려한 설계와 시설운영에 대한 신중한 검토가 항상 수반되어져야 할 것이다.
5. 다이옥신 적정처리를 위한 소각재의 관리와 향후과제
시설운전자는 최근의 다이옥신류에 대한 엄격한 배출농도 기준 준수를 위하여 일부 단위공정에 화학약품 주입 또는 분말 활성탄을 적절히 혼합하여 사용하게 되는데 시설의 운전관리 측면뿐만 아니라 경제성을 동시에 고려하여야 한다. 이때에는 공정의 기능을 충분히 발휘할 수 있도록 함과 동시에 산성가스 제거방법에 따르는 처리설비 운영에 더욱 심혈을 기울일 필요가 있다.
현재로서는 소각시설에서 다이옥신류 환경배출 억제는 배출가스에 주로 역점을 두어 왔지만, 소각재에서의 납 등 중금속 용출 문제가 제기되고 있는 시점에서 향후 소각로의 바닥재를 비롯한 비산재중 다이옥신류에 대한 문제제기의 소지는 높아질 수 있다. 이는 현재 배출가스중 다이옥신류 대기 배출억제를 위하여 저온집진을 비롯한 활성탄에 의한 흡착기술 도입은 다이옥신류의 분해개념이라고 하기보다는 재생성 억제 및 생성된 다이옥신의 대기배출 억제를 위한 기술적 접근이다.
따라서, 소각로내 연소과정에서 다이옥신류의 생성억제를 위해 운전중 미연분의 최소화 및 완전연소 도모, 집진효율의 향상과 운전 용이성을 고려한 시스템, 미량 유해물질의 분해처리 기술과 소각시설에서의 공정폐수 등에 대한 다이옥신류 대응기술 개발과 대책이 연구자와 운영자의 입장에서 시급히 해결해 나가야 할 선결과제 중의 하나라고 지적할 수 있다.
또한 비산재 및 바닥재의 무해화를 비롯한 감용화는 적정한 배출가스 처리시스템의 구축과 함께 고려해야 하는 환경설비의 기술적 대응에 있어 더욱 필요한 사항이라고 할 수 있다. 향후 열분해 용융 등의 에너지 회수와 재활용을 위한 자원화 기술의 개발과 도입이 병행되어 나가야 할 것으로 전망되고 있다.
여기에서 현재 운영중인 소각시설의 환경유해물질 총량배출의 최소화를 위하여 소각재의 관리가 우선적으로 검토되어져야 한다. 최종처분장에 반입되는 유해성 물질 함량이 최소화될 수 있도록 바닥재의 분리처리 기술과 열분해 및 고형화 등의 처리기술에 대한 대응방안을 모색하여 침출수 중의 유해성 물질이 환경에 배출되는 것을 미연에 방지하기 위한 소각시설의 부수적인 보완기술 도입이 필요할 것이다.
이에 앞서 항상 실천되고 수행되어야 할 사항은 소각시설의 운영 효율향상을 염두에 두고 소각시설에 대한 운영주체와 시민간의 시설운영에 대한 인식의 격차를 더욱 좁히도록 상호 노력함으로서, 이미 설치되어 운영중인 소각시설의 적정운영을 위한 광역처리가 이루어질 수 있도록 국민적인 의식전환의 기반 조성이 필요하다. 이를 위하여 상호간의 신뢰성 회복을 이끌어 내는 것이 필요하기 때문에 시설 설치자 및 운전자는 적극적인 기술적 대응으로 그 효과를 충분히 홍보하고, 시민은 폐기물 분리배출 및 감량화 등의 역할분담을 한다는 공동체적이고 유기적인 대응방안의 확립을 선결과제로 하여 노력하면 보다 좋은 개선 효과를 볼 수 있을 것이다.
우리의 소각에 대한 역사는 짧지만 기술적 대응은 선진외국과 비교하여 보다 적극적이었으며, 효율적인 국토관리와 삶의 질 향상을 위한 환경보전의 근간을 수립할 수 있는 여건을 우리 스스로 갖추고 있다는 것을 감안한다면, 향후 보다 적극적이고 긍정적인 차원에서의 대응방안 수립이 이루어 질 수 있을 것으로 판단할 수 있다.
제 2 장 개 론
1. 다이옥신의 기본 개념과 화학적 이론
다이옥신이라고 하는 화학물질의 정식명칭은 『Polychlorinated dibenzo-p- dioxins ; PCDDs』이다. 영문명을 풀어 보면 여러 개의 염소가 치환되어 있는 두 개의 벤젠고리가 산소를 중심으로 서로 마주보고 있는 상태의 화합물로 되어 있다.
따라서, 다이옥신(Dioxin)은 「두개의 벤젠환이 두 개의 산소와 마주보고 있는 기본 골격을 가지고, 벤젠고리에 염소가 1개(Mono)에서 8개(Octa)의 동족체를 가진 화학물질」인 것이다.
하지만, 이와 유사한 구조를 가지고 또한 유사한 독성과 물리․화학적 특성을 가진『폴리염화 디벤조퓨란』즉, 『Polychlorinated dibenzofuran ; PCDFs』 및 『코프라나-PCBs, Coplanar-PCBs ; Co-PCB』를 포함한 세부류의 화합물을 모두 일컬어 다이옥신류(Dioxins)라고 말하는 것이다. 그림 2-1에 다이옥신류의 화학구조와 염소수에 따른 번호부여의 시스템을 나타내었다. 그림에서 알 수 있는 것처럼 다이옥신류의 화학 요소적 구성은 벤젠고리를 기본 골격으로, 관여하고 있는 원소는 탄소, 수소, 산소와 염소로 결합된 평면구조를 가진 방향족 유기화합물이다. 이들 PCDDs 및 PCDFs 모두 1～4위치와 6～9위치의 수소가 염소로 치환이 가능하여 치환된 염소의 갯수 및 위치에 따라 PCDDS는 75개, PCDFS는 135개의 이성체가 존재하여 총 210종의 이성체를 가진다. 마찬가지로 PCBs는 2개의 벤젠고리가 직접 결합하는 형태를 가지고 1～10개의 수소원자가 염소로 치환될 수 있는 구조로 되어 있으며, 치환된 염소수와 위치에 따라 209종의 이성체를 갖고 있다. 특히 그 중에서 ortho위치에 염소를 치환하지 않은 PCBs(Non-ortho PCBs)와 ortho위치에 하나의 염소가 치환한 PCBs(Mono- ortho PCBs)가 Coplaner PCBs(12종)로 분류되어 이들에 대한 독성평가를 PCDDs와 PCDFs에 포함하게 됨으로서 최근 세계보건기구(WHO)가 이들을 모두 다이옥신류(Dioxins)로 취급하여 독성 환산의 대상이 되고 있다.
현재 PCDDs는 7종, PCDFs는 10종, Co-PCBs는 12종의 강독성 이성체를 대상으로 독성에 근거한 평가가 실시되고 있다.
이들 평가의 근거는 이성체 사이에 독성이 10만 배의 차이를 보이고 있기 때문에 독성시험의 근거자료가 가장 많고 최강의 독성을 가진 2,3,7,8-다이옥신(2,3,7,8-TCDD)을 기준으로 독성 환산계수(TEF)에 의하여 이들의 총합으로서
그림 2-1. 다이옥신류(Dioxins)의 화학구조식과 numbering system.
2,3,7,8-TCDD독성등가량(TEQ)으로 평가가 실시되고 있다.
표 2-1에 다이옥신류의 이성체수를 동족체별로 구분하여 나타내었다. 그리고 그림 2-2와 2-3에 강독성의 주요 다이옥신류를 나타내었다.
표 2-1. 다이옥신류(Dioxins) 및 PCBs의 이성체수
염소원자수
이 성 체 수
PCDDs
PCDFs
Co-PCBs
PCBs
1
2
4
3
2
10
16
12
3
14
28
24
4
22
38
2
42
5
14
28
5
46
6
10
16
4
42
7
2
4
1
24
8
1
1
12
9
3
10
1
합계
75
135
12*
209
* WHO(1997)
그림 2-2. TCDD 독성환산계수를 가진 PCDD, PCDF의 구조
그림 2-3. TCDD 독성환산계수를 가진 PCB의 구조(가로문서 참조)
2. 다이옥신류에 대한 사용 단위
일반적인 환경오염물질의 단위로는 ㎎, ㎍ 등이 사용되나 다이옥신류에서는 ng(1/10억g), pg(1/1조g)의 단위가 사용되며, 일반 환경오염의 실태조사에는 fg(1/ 1천조g)이라는 단위가 사용된다.
다이옥신류가 토양이나 식품, 혹은 하천수 등의 매질에 포함되어 있는 경우, 그 함유량은 (다이옥신량)/(매질의 량)으로 나타내게 된다. 예를 들어 토양 중 다이옥신의 농도가 1ppt라고 하는 것은 토양 1g당 1pg의 다이옥신이 포함되어 있다는 것을 의미한다.
표 2-2. 여러 가지 크기의 단위
단위
접두어
배수
표기
밀리
m
1×10-3
‰
마이크로
μ
1×10-6
ppm
나노
n
1×10-9
ppb
피코
p
1×10-12
ppt
펨토
f
1×10-15
ppq
3. 다이옥신류의 물리화학적 성질
다이옥신류는 PCDDs가 75가지의 이성질체를 가지고 있고, 그 중에서도 2,3,7,8-TCDD는 가장 독성이 강한 이성질체로 알려져 있을 뿐만아니라 이성질체중 가장 많은 연구결과가 보고되어 있으며, 다이옥신류의 평가기준이 되는 대표적인 이성체라고 할 수 있다. 표 2-3 에 2,3,7,8-TCDD를 비롯한 주요 다이옥신류의 물리적 성질을 나타내었다.
다이옥신류는 디클로로메탄을 비롯한 벤젠(4.7×108ng/ℓ)등 유기용매에는 잘
표 2-3. 주요 다이옥신류의 물리적 성질
화합물
융점(℃)
수용해성(10-9ng/L)
증기압(mmHg)
logKow*
2,3,7,8-TCDD
305.5
19.0
7.40×10-10
6.64
1,2,3,7,8-PeCDD
240.5
4.35×10-10
6.64
1,2,3,4,7,8-HxCDD
274.0
4.4
3.82×10-11
7.79
1,2,3,6,7,8-HxCDD
285.5
3.60×10-11
1,2,3,7,8,9-HxCDD
243.5
4.88×10-11
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD
264.5
2.4
5.62×10-12
8.20
OCDD
325.5
0.4
8.25×10-13
8.60
2,3,7,8-TCDF
227.5
419
1.50×10-8
6.53
1,2,3,7,8-PeCDF
226.0
1.72×10-9
6.79
2,3,4,7,8-PeCDF
196.5
236
2.63×10-8
6.92
1,2,3,4,7,8-HxCDF
226.0
8.3
2.40×10-10
1,2,3,6,7,8-HxCDF
233.0
17.7
2.18×10-10
1,2,3,7,8,9-HxCDF
248.0
2,3,4,7,8,9-HxCDF
239.5
1.95×10-10
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF
236.5
1.4
3.53×10-11
7.92
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF
222.0
4.65×10-11
OCDF
259.0
1.2
3.75×10-12
8.78
3,3',4,4'-TCB
453.0
596
1.34×10-5
6.21
3,3',4,4',5-PeCB
398.0
1030
2.9×10-16
6.89
3,3',4,4',5,5'-HxCB
485.0
36.1
1.52×10-5
7.47
* 옥탄올/수분배계수
녹는 지용성의 유기화학물질로 물에는 거의 용해되지 않는다.
표 2-3에 나타낸 물에 대한 용해성으로서 옥탄올 수분배계수는 지용성, 생물농축성과 관계가 있는 지표로서 활용되고 있으며, 물에 대한 용해도는 매우 낮으며 염소수의 증가와 함께 물에 대한 용해도는 더 작아진다. 이것은 지용성으로 생체내의 축적성이 높음을 의미한다.
또한, 기체상으로서의 이동성과 관계가 깊은 증기압은 대단히 낮으므로 먼지, 재, 토양등에 쉽게 흡착되며 한번 결합하면 쉽게 분리되지 않는다. 그러나 일정한 증기압을 갖고 있으므로 기상으로의 이동이 서서히 일어날 수 있어 가스상의 순환에 관여하게 되는 것으로 알려져 있다.
다이옥신류는 또한 높은 유기탄소계수(high organic carbon coefficient)를 갖고 있음으로써 물과 토양의 유기물들과 결합하여 호수나 강바닥의 저질과 진흙속으로 들어가 장시간 체류할 수 있게 되며, 토양 및 수계에 침적된 다이옥신류의 일부는 가스로 변화되어 토양 및 물에서 공기중으로 이동하게 된다.
또한 이 물질은 700℃에서도 열화학적으로도 잘 파괴되지 않으며, 미생물에 의한 분해도 거의 되지 않는 화합물로, 산이나 알칼리의 존재, 환원제나 산화제의 존재에서 일부의 이성질체는 분해가 일어나기도 하지만 대부분 안정적인 구조를 유지한다. 그리고 310㎚부근의 자외선을 흡수해 광화학적 분해가 일어난다고 알려져 있으나 그 분해속도는 매우 느려 반감기가 토양 중에서 10～12년, 호수저질 중에서는 550～590일 정도로 보고되어 있다.
4. 다이옥신류의 환경에서의 거동
최근 들어 다이옥신류의 환경에서 이동, 분포를 비롯한 거동에 대한 많은 관심과 연구가 이루어지고 있다. 다이옥신류는 토양, 저질 및 수중, 또는 대기 중에서도 기본적으로 입자 또는 유기물과 결합하는 것으로 알려지고 있다. 이들 화합물은 환경 중에서 대단히 안정하며 용출 및 휘발은 매우 적어서 환경 중에서 일어날 수 있는 유일한 주요 변환, 즉 소멸과정의 프로세스는 가스상, 토양-공기, 물-공기의 계면에 존재하고 있는 미흡착 다이옥신류의 광분해로 생각되고 있다.
대기중에서 다이옥신류는 광분해 이외의 제거과정으로는 건식 또는 습식 침강에 의하여 대기 중으로부터 제거되는 것으로 알려지고 있다. 토양중의 다이옥신류는 토양속에 존재하다가 수중 및 저질로 이동한다. 그러므로 다이옥신류의 환경에서 최종적인 저장고(sink) 역할은 저질이라고 생각할 수 있다. 그림 2-4에 다이옥신류가 환경 중에서 확산되어 거동하는 양상을 나타내었으며, 환경에서 다이옥신류의 개괄적인 거동에 대하여 간략히 언급해 보기로 한다.
발생원으로 부터의 대기배출
대기
지상생물
토양
어패류농축
저질흡착
용존상태
발생원 유입폐수 및 유출수
확산
토양침식
확산
침식
강하
분배평행
생물농출
생물농축
침식
그림 2-4. 다이옥신류의 환경 중 확산이동 과 축적경로
4. 1 대기에서의 거동
다이옥신류는 굴뚝 및 고정 발생원으로 부터 대기 중으로 이동 및 침강을 통하여 확산된다. Cavallaro 등(1982)에 의하면 이탈리아 세베소 농약공장 폭발 사고의 경우에 발생한 2,3,7,8-TCDD함유 독성분진의 이동상황과 대기로부터의 지표면에 대한 침적은 침강방향의 단면에 따른 정규분포의 지수적 감쇠형태를 나타내는 것으로 설명하고 있다.
증기와 입자의 분배에 대한 연구결과를 보면 v/p(증기/입자)분배가 온도와 각 이성체의 증기압에 의존하며, 대기로부터의 제거는 습식침적 이라든지 입자의 건식침적에 의해 일어나는 것으로 설명되고 있다(Hites & Harless.,1991).
표 2-4은 모델 계산에 의한 동족체별 Scavenging(대기로부터의 제거속도)비를 나타내고 있다. 이 비는 각 화합물의 대기 중 농도에 대한 빗물 중의 농도로서 수치가 클수록 제거율이 높고 다이옥신류 중에서 염소수의 증가에 따라 Cℓ7 및 Cℓ8 이 가장 잘 제거되며, 건식침적에 대하여 추정한 결과 Bloominton과 Indianapolis의 두 도시에서 침강플럭스의 양상을 보고하고 있다. 이러한 결과는 단지 모델화에 의한 것으로는 실질적인 현황파악에 한계가 있으며, 가능하다면 모델들간의 연구결과들은 실제의 대기 중 측정자료와 비교 검토하는 것이 바람직 한 것으로 지적되고 있다.
표 2-4. 침강플럭스 추정량(ng/㎥-yr)
Indianapolis
Bloominton
습 식
220
210
건 식
320
160
4. 2 물에서의 거동
2,3,7,8-TCDD의 수용성에 관해서는 다이옥신류의 물리․화학적 특성에서 연구결과들을 언급하였다. 그러나 미생물학적 실험에서 2,3,7,8-TCDD는 침적물 및 생물상에 매우 잘 흡수되는 것으로 알려지고 있다.
수중의 2,3,7,8-TCDD는 90%이상이 침전물 및 생물상에 흡수된 형태로 존재하고 있다고 시사하고 있다.(Matumura 등,1983) Rappe 등(1985)은 PCB의 화재시 수중의 매연 및 분진 현탁물을 조사 연구한 결과에 의하면, 현탁물에는 각종 PCDFs가 100ng/ml 농도를 함유하고 있지만 매연이 접촉하였을 시에는 수중에서의 농도는 검출한계 이하의 PCDF류가 존재하고 (각 이성체에 대하여 0.1ng/ml) 대부분의 PCDDs /DFs류가 침적물 또는 현탁 입자에 부착한다고 설명하고 있다.
미국 Arkansa주 Jacksonville에서는 제초제 공장내의 오염된 작은 하천에서 2,3,7,8-TCDD의 량을 산출한 결과를 보면 년간 평균치로서 0.89g/년으로 하천에 퇴적된 것으로 추정하고 있으며 최고치는 년간 2.1g/년으로 추정하고 있다(Thibodeaux, 1983).
이러한 연구결과에서 알 수 있듯이 다이옥신류가 수계로의 이동은 입자에 부착하여 대기 중으로부터 침강하든지 침식토양에 의해 이동되며, 수중에서는 그 상태 그대로 보존되는 것으로 설명되고 있다. 또한, 수중으로 이동한 다이옥신류는 난용해성의 다른 물질과 마찬가지로 현탁 입자와 용존하는 휴민질과 같은 유기물로 분배된다.
수중에 있는 다이옥신류의 70%에서 90%가 현탁물에서 물에 용해된 것이며, 그중에서 2,3,7,8-TCDF와 OCDD가 2%미만이며, 1,3,6,8-TCDD가 10-15%수준이라고 알려지고 있다(Muir 등, 1992; Servos 등, 1992). 수계로부터의 제거 메커니즘은 저질화(Sedimentation)로 설명되고 있다. 다시 재현탁화되는 과정은 장소에 따라 달라지며 수중에서의 반감기는 1,3,6,8-TCDD에서 2.6일, OCDD는 4일로 보고 있다(Servos 등, 1992). 발트해에서 저질과 표층수는 연구결과에 따라 차이는 있지만 년간 전체 강하되는 량의 약1%가 표면 혼합층에 존재하고 다시 재순환은 거의 없는 것으로 보고되고 있다(Broman 등, 1992). 마찬가지로 미국의 5대호에서도 PCD, PAHs 에 관하여 이와 유사한 결과가 보고되고 있다(Baker 등, 1991). 물로부터의 증발에 의한 소실의 반감기는 2,3,7,8-TCDD의 경우 하천수 중에서 15일, 습지 및 호수 중에서 32일로 보고되고 있다(Podoll등.,1986).
하천에서 생물계로의 다이옥신 이동은 저서생물이 다이옥신류를 흡수하고 이것이 먹이의 첫 발단이 되고 있는 것으로 알려지고 있다.(Muir 등, 1992)
4. 3 토양 및 침적물에서의 거동
토양중의 2,3,7,8-TCDD 및 Dichloro-dioxin의 이동성에 관한 Helling 등(1973)의 연구결과에서는 두 화학물질 모두가 토양의 표면 침식과정에서 표면이동의 가능성을 가지는 것으로 설명하고 있다.
미국공군은 1962년부터 1964년 사이에 제초제(오렌지제)를 대량 살포한 플로리다주 북서지역을 조사하였다.(Young, 1975) 이 제초제 혼합물은 TCDD에 오염된 상태였으며, 7.8ha의 시험구역에서는 1962년부터 1964년 사이에 대량의 2,4,5-T가 살포되었다. 1974년에 15cm의 토양 코아 시료를 채취하여 분석한 결과 TCDD의 농도는 10-710ng/Kg을 나타내었다. 이 연구는 최종 제초제 살포로부터 10년 후에 잔류 TCDD가 상당한 농도로 존재하고 있는 것으로 알려져 있다.
또한, Young(1983)은 토양시료 중에 2,3,7,8-TCDD농도를 측정한 결과 1974년에 채취된 시료에서 2,3,7,8-TCDD의 대부분이 15cm이내에 존재하는 것을 밝혀었다. 그 결과를 표 2-5에 나타내었다.
세베소 사고 1년 후의 토양 분석 결과 2,3,7,8-TCDD 최고농도의 빈도는 토양의 0.5cm 표면층이 아닌 제 2층인 0.5-1.0cm, 또는 제 3층인 1.0-1.5cm층에서 많이 나타
표 2-5. 토양시료의 층별 2,3,7,8-TCDD의 농도(출전; Young, 1983)
심 도(cm)
2,3,7,8-TCDD(ng/Kg)
0 - 2.5
150
2.5 - 5.0
160
5.0 - 10
700
10 - 15
44
15 - 90
nd
나고 있으며, 가장 윗부분의 표면층에서 일부의 2,3,7,8-TCDD가 휘발 또는 수직이동을 한 것으로 Didomenico 등(1980)도 설명하고 있다.
그러므로 토양으로부터의 휘발 및 지하수로의 침투가 토양의 조건과 강우의 강도 등에 따라 토양에서 다이옥신류 이동의 원인이 되고 있으며, 토양중의 2,3,7,8-TCDD반감기가 10-12년으로 보고하고 있다(Young, 1983).
하지만, 주요 문헌조사의 결과 보고에 의하면 지표하에서의 2,3,7,8-TCDD의 반감기는 25-100년이며, 지표(top 0.1cm)에서는 9-15년으로 설명하고 있고, 지표유실이 토양흡착 다이옥신류의 주요한 표면이동 메커니즘으로서 간주하고 있다(Paustenbach 등, 1992).
토양에서의 휘발에 관한 연구결과의 예를 보면 미국 Arkansas주 Jacksonville의 제초제 공장으로부터의 2,3,7,8-TCDD의 휘발을 산정하고 있다. 휘발은 토양표면, 매립지역, 연못의 표면으로부터 일어나며, 표 2-6에는 이들로부터 년간 배출율을 나타내었다(Thibodeaux, 1983).
표 2-6. 2,3,7,8-TCDD의 지표 발생원 영역 및 배출
기 원
영역(㎡)
배출(g/y)
배출영역, 휘발
753
120-1200
배출영역,증발
753
28-37
록키목장 소하천, 용해
0.89-2.1
Reasor-Hill폐기물 하치장
1129
0.1-1.9
록키목장 소하천, 침적물
0.094-0.22
냉각수 저장조
15050
0.015-0.016
합 계
150-1240
(출전;Thiodeaux. 1983)
토양과 관련하여 다이옥신류의 환경 중 거동을 매체 및 형태별로 보면 다음과 같이 정리할 수 있다.
(1) 공기중에 오염된 분진입자에 의해 침적과 비산
(2) 토양에 의하여 지표수로의 이동
(3) 침투에 의하여 지하수로의 이행
(4) 기화작용에 의하여 대기중으로 다시 재이동 등의 형태를 취하고 있으며, 다이옥신류를 흡수․흡착하여 수용의 형태와 침투 및 기화에 의하여 환경에서의 이동메커니즘을 가지는 것으로 설명할 수 있다.
4. 4 다이옥신류의 소실과 변환
다이옥신류는 화학적으로 대단히 안정하며, 일반 환경조건에서 변환을 명확히 확인할 수 있는 수준의 급격한 분해는 어려운 것으로 알려지고 있다. 환경중 소실과 분해를 보면 광분해, 산화 및 가수분해와 같은 비생물적 소실변환과 미생물에 의한 생물적 변환소실을 생각할 수 있으며, 이들에 대하여 간략히 언급해 두기로 한다.
4. 4. 1 다이옥신류의 광분해
Young 등(1983)의 연구결과에서 토양중의 다이옥신은 광분해에 의하여 반감기가 10-12년 정도로 보고되고 있지만, 실험실 조건에서 광분해의 연구결과를 보면 메탄올 용액에서 다이옥신은 대단히 쉽게 광분해를 받는 것으로 알려지고 있다(Crosby 등, 1971). 또한 TCDD의 존재량이 확인되고 있는 2,4,5-T농약을 사용하여 나뭇잎 표면과 토양을 유리판 위에서 자연광에 폭로시킨 연구결과에 의하면 TCDD의 대부분이 하루만에 소실된다는 보고도 있다.(Crosby & Wong, 1977) 이에 대한 부가적인 설명을 보면 메탄올 또는 2,4,5-T 에스테르와 같은 수소 공여체가 광화학적 탈염소화를 촉진한다고 설명하고 있다(Akermark, 1978).
공기중의 분진입자에 포함된 TCDD의 분해 실험을 Gebefugi등(1977)이 실리카겔에 흡착시켜 연구한 결과 빠른 속도로 광화학적 분해가 일어난다는 것을 시사했다.
그리고 염소치환의 정도, 즉 염소수가 많으면 많을수록 광분해 속도는 저하되는 것으로 보고되고 있으며, Crosby등(1971)은 2,3,7,8-TCDD를 메탄올 용액 중에서 24시간 UV를 쪼여준 결과 완전히 분해되는 것을 확인하고 있으나, OCDD는 메탄올 용액 중에서 동일한 조건하에서 실험을 실시한 결과 80%이상이 미반응의 상태로 존재하고 있는 것을 확인하고 있다.
광분해 정도는 염소화의 정도에 따라 달라질 수 있으며, 염소화 치환의 형태도 중요한 요소로서 작용하고 있음을 알 수 있으며, 이와 관련하여 2,3,7,8위치에 염소 치환된 PCDD류는 2,3,7,8위치로부터의 염소의 우선적 탈리가 일어나는 것으로 설명하고 있다.(Buser & Rappe, 1978)
그러므로 2,3,7,8위치에 염소가 치환된 PCDDs는 이들의 위치에 치환되지 않은 화합물보다 빠른 속도로 광화학적 분해가 일어나는 것으로 지적되고 있다. 따라서, 1,2,3,7,8-PeCDD의 광분해 반감기는 n-Hexadecane 중에서 태양광 램프를 쪼여줌으로서 7-8시간에 분해되는 것으로 추산되고 있다.(Nestrick 등, 1980) 마찬가지로, 1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,6,7,9 및 1,2,4,6,7,9-HxCDD를 핵산용액 중에서 태양광을 쪼였을 때의 광분해 반감기는 각각 5.4, 17 및 47시간으로 추정되고 있다.(Dobles & Grant, 1979)
하지만 PCDDs의 광분해로부터 이들 화합물의 수소 공여체 유무에 관계없이 자연 수계중에서의 광분해 종점을 예측하는 것은 곤란한 것으로 판단되며, 특히 환경에서 지표수중 PCDDs의 대부분이 용액상태보다도 미립자 또는 침적물 중에 흡착된 상태 또는 현탁된 상태를 고려한다면 더욱더 복잡한 상태가 된다고 볼 수 있다.
이러한 연구결과들에서 알 수 있는 것은 다이옥신류의 광분해는 적당한 수소 공여체가 존재하면 전형적인 1차 반응이 진행되고, 이것을 환경조건으로 확장하면 반감기는 몇 시간에서 몇 일의 단위가 되어 주요 광분해 생성물은 저염소화 된 다이옥신류의 생성을 가져갈 수도 있어 광분해의 가능성에 따른 활용도의 모색에 대한 연구들이 수행되기도 한다.
4. 4. 2 산화분해 및 가수분해
다이옥신류가 OH라디칼과의 반응에 의한 산화분해되는 가능성이 보고되고 있으며, Podall 등(1986)은 2,3,7,8- TCDD의 반감기는 8.3일, 또는 대기 중에서의 OH라디칼 반응에 의한 반감기는 약 3일로 보고하고 있다.
한편 환경중에서 가수분해에 의한 다이옥신분해는 적절한 증거가 확보되지 않은 것으로 알려지고 있다.
4. 4. 3 생물적 변환과 분해
2,3,7,8-TCDD이성체는 생물적 분해에는 대단히 저항성이 있다. 잔류농약을 분해할 수 있는 능력을 소유한 100여종의 미생물 중 약 5종정도가 2,3,7,8- TCDD를 분해할 수 있는 것으로 알려지고 있다.(Mastumura & Benezet,1973)
Ward & Matsumura(1978)은 미국 위스콘신주의 호소수 및 침적물중 14-C 표식의 2,3,7,8-TCDD 생물분해의 반감기는 550～590일로 측정되었다. 호소수만의 경우에 있어서는 2,3,7,8-TCDD의 약 70%가 589일 후에도 존재하는 것이 확인되었다. 또한 옥외 연못을 수계 생태계 모델로 하여 14-C표식 2,3,7,8- TCDD를 첨가한 실험에서 Mastumura 등(1983)은 2,3,7,8-TCDD의 반감기를 1년으로 추정하고 있다. 생물적 분해는 분해의 일부를 나타내고 있지만 이 실험으로부터 수중 생태계중의 2,3,7,8-TCDD 생물학적 분해 반감기를 추산하는 것은 어려운 것으로 알려지고 있다.
농약공장의 폭발사고에 의하여 광범위한 다이옥신오염을 유발한 세베소의 토양에서 분리한 박테리아를 이용한 14C-2,3,7,8-TCDD의 분해 실험결과 대사 산물로서 1-hydroxyl-2,3,7,8-TCDD를 검출하고 있다.(Philippi 등, 1982).
또한 14-C표식화한 DDT, PCB, 2,3,7,8-TCDD 등을 미생물 분해한 결과 CO2의 생성을 확인하고 있고, 이들의 연구결과에 의하면 60일간의 실험에서 4%가 무기화되고 있는 것을 확인하고 있다.(Bumpus 등, 1985,1987)
이러한 연구결과에서 알 수 있듯이 미생물에 의한 다이옥신류의 분해작용은 대단히 늦지만 분해의 가능성을 시사하고 있는 것이라고 할 수 있다. 생물공학적 응용기술로서의 미생물 분해는 환경중에서 분해속도는 느리지만 자연적인 정화매체의 가능성이 존재하는 것으로 다이옥신 문제해결의 한 방법으로 자연환경과 부합된 생태복원 환경기술개발의 접목이 필요한 부문이라고도 볼 수 있다.
4. 4. 4 다이옥신의 장거리 이동확산
최근 남극지방의 Fur Seal Blubber 지방조직중의 PCDDs, PCDFs를 분석한결과 2,3,7,8-TCDD 환산량으로 2ppt가 검출된다고 보고하고 있다. 북극의 분석결과와 비교하여 보면 북극농도의 1/5-1/10정도 수준이고, PCB의 농도레벨도 북극의 1/5정도 이였으나 동족체의 분포 형태는 유사하게 나타나는 것으로 보고하고 있다.(Oehme 등)
또한 Mastumura 등(1995)은 북태평양 쿠로시오 외측 2개소의 표층수중에서 PCDDs/DFs를 분석한 결과 T4CDDs-O8CDDs의 농도는 14～340fg/ℓ이였음을 보고하고 있다.
남극대륙 McMurdo기지에서의 환경 대기중 PCDDs 및 PCDFs의 분석결과 Black Island의 풍상측과 원거리 위치에서는 다이옥신류가 검출되지 않았지만 기지의 풍하측 500m지점에서는 PCDDs가 0.27～1.80pg/m3, PCDFs가 0.1～2.77pg/m3의 농도로 검출되었다고 보고하고 있다.(Rugar 등, 1993)
최근 이와 같은 연구결과들을 종합하여 볼 때 다이옥신류를 비롯한 잔류성 유기오염물질(POPs, Persistent Organic Pollutants)이 장거리 이동 확산에 의하여 지구 규모적인 오염형태를 나타내고 있는 것으로 풀이되고 있으며, 다이옥신류를 비롯한 유기오염물질의 메뚜기효과, 즉 Grasshopping의 양상을 띄어 그림 2-5에 나타낸 것처럼 지구적인 확산 이동이 설명되고 있다.
그림 2-5. 난분해성 유기오염물질의 지구규모적인 오염확대 메커니즘
5. 다이옥신류의 독성과 평가
다이옥신류는 다수의 여러 동족체가 있으며 이들의 독성은 극히 맹독성인 것에서부터 독성을 명확히 규명하지 못한 것까지 다양한 것으로 알려져 있다. 특히 다이옥신류는 다른 화학물질과는 달리 세포내의 다이옥신 수용체와 결합하는 형태로 생물에 다종․다양한 독성발현을 하는 것으로 알려져 있다.
다이옥신류의 독성연구는 생물종, 체중, 영양상태, 폭로의 형태 등 여러 가지 영향 인자 등에 따라 광범위하고 방대하게 진행되고 있다. 현재까지 알려진 과학적인 데이터에 의하면 2,3,7,8-TCDD가 합성 화학물질 중에서 최강의 독성을 가진 것으로서 알려져 있다.
또 한편으로는 그 독성 발현의 메카니즘이 밝혀지는 과정에서 다이옥신류의 독성은 지금까지 과대평가되어 왔지 않았는가 하는 의견도 나오고 있지만, (Culliton. B. J, 1991) 현재까지의 다이옥신류의 독성에 관해 여러 가지 인자의 영향을 고려한 일반적인 자료를 정리하면 다음과 같다.
5. 1 다이옥신류의 독성발현 작용 메커니즘
다이옥신류 중에서 2,3,7,8-TCDD의 독성이 가장 강하며, 다른 화학물질과 비교하여 맹독성을 나타내는 것은 다이옥신류의 생물에 대한 작용메커니즘이 농약 등 다른 화학물질과는 근본적으로 다른 이유가 있기 때문이라고 할 수 있다.
다른 화학물질과의 차이점을 살펴보면, 인간의 생활환경에 존재하고 있는 대다수의 유해 화학물질은 생물에 대한 반응이 세포내의 효소 또는 유전자라든지 염색체에 직접 작용하여 유해성을 발휘하게 되는데, 그러기 위해서는 고농도의 화학물질이 필요하게 된다. 그러나 다이옥신류의 생물에 대한 작용은 다이옥신류 그 자체가 직접적으로 효소라든지 유전자에 작용하여 유해한 영향을 나타낸다는 것이 아니라 다이옥신 수용체와 결합하여 작용을 하게 된다.
인간의 체내에서는 대단히 미량이지만 매우 중요한 생리작용을 지배하고 건강을 유지할 수 있게 하는 역할을 수행하고 있는 호르몬과 같은 작용을 하고 있다고 여겨지는 수용체에 다이옥신이 개입하여 생물체에 반응을 하고 있다는 설명이 있다.
다이옥신의 생체작용 메카니즘은 5단계로 분류되고 있으며, 그 첫 단계(ⅰ)인 침입․결합 단계는 소화기관이라든지, 피부 등으로부터 체내로 흡수된 다이옥신류가 혈액에 의해 세포내에 침입하게 된다. 그후 세포질 내에 있는 다이옥신 수용체 즉, Ah수용체라고 하는 물질과 결합하게 된다. 그 두 번째 단계(ⅱ)는 다이옥신류와 수용체 결합물이 그후 세포핵으로 이동하게 되고 유전자와 특별한 결합을 하게 된다. 그 세 번째(ⅲ)단계로서 (ⅱ)단계의 진행을 계기로 염색체의 여러 곳에서 유전자와의 활성화가 시작되게 된다. 그 네 번째 단계(ⅳ)는 (ⅲ)단계의 결과가 체내에 있는 화학물질을 대사하는 각종 효소의 움직임이 강해지기도 하며, 한편 세포의 증식이라든지 분화에 관계하는 여러 가지 성장인자와 호르몬의 농도가 변화한다. 최종적인(ⅴ)단계로서 이상과 같은 체내변화로 축적되어 암, 기형, 면역의 이상으로 저항력의 저하, 발육의 이상 등의 현상을 초래하게 된다.
그러므로, 다이옥신류의 독성이 동족체에 따라서 큰 차이가 있는 것은 다이옥신 수용체와 결합하는 힘이 동족체에 따라서 큰 차이가 있기 때문이다.
5. 2 다이옥신류의 독성
5. 2 .1 일반독성
다이옥신류에 의한 급성독성으로서의 치사독성은 동물의 종류 및 화학물질의 이성체에 따라서 큰 차이가 있는 것으로 보고되고 있다. 다이옥신류에는 앞에서도 언급
표 2-7. 다이옥신류의 동물종에 대한 LD50.
Chlorodibenzo
dioxin
Guinea pig
Mouse
Rat
Monkey
Hamster
Rabbit
Dog
2,3,7,8-Tetra
0.6～2
114～284
22～45
～70
1157～5051
115
>300,<3,000
Unsub
>50,000
>1,000,000
2,3-Di
>1,000,000
2,7-Di
>2,000,000
>1,000,000
2,8-Di
>300,000
847,000,000
>5,000,000
1,3,7-Tri
>15,000,000
>5,000,000
2,3,7-Tri
29,444
>3,000
>1,000,000
1,2,3,4-Tetra
>1,000,000
1,3,6,8-Tetra
>15,000,000
>2,987,000
>10,000,000
1,2,3,7,8-Penta
3.1
337.5
1,2,4,7,8-Penta
1,125
>5,000
1,2,3,4,7,8-Hexa
72.5
825
1,2,3,6,7,8-Hexa
70～100
1250
1,2,3,7,8,9-Hexa
60～100
>1440
1,2,3,4,6,7,8-Hepta
>600
Octa
>4,000,000
Chlorodibenzo
furan
2,8-Di
>15,000,000
>15,000,000
2,4,8-Tri
>15,000,000
>5,000,000
2,3,7,8-Tetra
5～10
>6,000
>1,000
>1,000
2,3,4,7,8-Penta
<10
2,3,4,6,7,8-Hexa
120
(Kociba 등, 1985)
했었지만 210종의 이성체가 존재하며, 이성체에 따라 그 독성은 많은 차이가 있는 것을 표 2-7에서 알 수 있다. 다이옥신류 중에서 가장 독성이 강한 것은 2,3,7,8-TCDD로써 다이옥신을 1회만을 투여하여 단기간에 동물의 50%가 사망하는 량, 즉 다이옥신 급성독성의 LD50을 Mc-Connell 등의 연구결과를 보면 모르모트의 경우 2,3,7,8-TCDD의 50%치사량은 체중1㎏당 2㎍으로 대단히 적은 량인 것에 비하여 2,8-DCDD의 경우는 체중1㎏에 대하여 30만㎍으로 대단히 큰 차이가 있다. 그러므로 2,3,7,8-TCDD는 다른 이성질체에 비교하여 대단히 독성이 큰 것을 알 수 있다.
아만성 독성(독성실험 대상 동물을 90일정도 반복하여 약물을 투입하여 만성독성을 예측하며, 장기에 독성 증상이 나타나는 독성현상)의 경우에 있어 무독성량으로 나타내는 NOAEL(No Observed Adverse Effect Level)은 레트, 마우스, 몰모트에 대하여 각각 10ng/kg/day, 100ng/kg/day, 0.6ng/ kg/day으로 추정되고 있다.
그리고 만성독성의 경우 Kociba 등의 연구결과를 보면 레트의 암컷이 숫컷보다도 치사독성이라든지 간장독성에 대하여 감수성이 높은 경향을 나타내고 있으며, NOAEL을 1ng/kg/day으로 간주하고 있다.
사람에 대한 다이옥신류의 폭로사례로서는 이탈리아의 세베소 농약공장 폭발사건에 의한 오염, 월남전에서 고엽작전에 의한 퇴역군인이 보여지는 증상 등이 있으며, 사람과 실험동물에 대하여 추정되는 증상으로서 체중감소, 흉선위축, 간장의 대사장해, 심근장해, 성호르몬 및 갑상선호르몬 대사 및 피부증상으로서 염소좌창 등의 증상을 추정하고 있다.
5. 2. 2 발암성
실험동물을 사용하여 장기간에 걸친 실험에서 레트, 마우스 및 햄스터 등의 동물종의 실험관찰 결과중에서 레트를 대상으로 실험한 Kociba 등의 연구결과를 보면 간세포의 과형성결절 및 간세포암, 폐의 평판 상피암의 증가양상 등을 보고하고 있으며, NTP(National Toxicology Program)에서는 종양결절(腫瘍結節), 갑상선여포선종(甲狀腺濾胞腺腫)의 증가현상을 보고하고 있다. 발암에 있어서 영향이 없는 량(NOAEL; No Observed Adverse Effect Level) 으로서는 1ng/ kg/day 및 최소 독성량(LOAEL; Lowest Observed Adverse Effect Level)으로서 1.4ng/kg/day으로 간주하고 있다.
5. 2. 3 생식독성
생식독성의 발생과정에 있어서 1995년에 Birnbaum은 2,3,7,8-TCDD는 효소, 성장인자, 호르몬 및 이들에 대한 수용체에 대한 영향을 통하여 호르몬 균형을 변화시켜 내분비 교란인자로써 조직에서의 특이적인 면, 발생단계에서의 특이적인 면 및 시기적으로 특이적인 면을 나타내어 영향을 미치는 것으로 추정되고 있다.
생식영향의 NOAEL은 Murray(1979) 등에 의한 레트의 3세대 실험결과는 0.001㎍/kg/day로 나타났으며, Bowman(1989) 등의 붉은털 원숭이 임신 실험결과는 0.126ng/kg/day(사료5ppt)로 추정되고 있다. 또한 자궁 내막증의 경우도 0.126ng/kg/day(사료5ppt)가 LOAEL로서 추정되고 있다.
5. 2. 4 면역독성
면역독성도 만성독성의 하나이지만, 혼돈을 피하기 위해 분리하여 언급하도록 한다. Hoffman 등에 의한 역학조사 연구결과에서 다이옥신류의 인체에 대한 면역기능의 저하사실을 시사하고 있으며, 실험동물을 이용한 면역계에 대한 영향으로서는 흉선, 비장의 위축이 관찰되고 있다. 이러한 면역독성은 체액성 면역보다도 세포성 면역의 억제가 더욱 강하다는 지적이다. 그 면역억제 정도는 TCDD에 대한 폭로량과 관련이 있으며, 면역계가 발육하는 성장기의 초기 단계에서 더욱 명확하게 나타나는 것으로 알려지고 있다. TCDD의 흉선에 대한 독성은 주로 유약(幼弱)T세포에 대한 독성이라고 할 수 있지만 골수의 유약(幼弱) B세포에도 독성을 나타내는 것으로 알려지고 있다(Chastain 등).
Burleson 등(1996)의 연구결과에서는 마우스에 2,3,7,8-TCDD를 1회 경구 투여하여 홍콩 인플렌져 바이러스 감염에 의한 치사율의 증가를 보고하고 있으며, LOAEL은 0.01㎍/kg으로 제시하고 있고, NOAEL의 경우에는 0.005㎍/kg으로 제시하고 있다.
5. 2. 5 기타 주요 독성학적 견해
이상과 같은 독성학적인 견해 외에도 많은 연구결과들이 도출되고 있으며, 그 중에서 주요독성 중의 하나가 유전독성이라 할 수 있다. 유전독성이라고 하는 것은 화학물질의 유전자라든지 염색체에 대하여 유해한 작용을 의미한다.
다이옥신류에 의하여 암과 선천적 기형이 증가한다고 하는 동물실험과 역학적 연구결과에 의하여 밝혀진 사실에 의하면 다이옥신류는 유전 독성물질이며, 유전자라든지 염색체에 작용하고 있는 것으로 추정되고 있다.
Nagayama 등은 체내 평균 다이옥신농도를 1(체내 지방중의 2,3,7,8-TCDD농도를 70pg/g, ppt로 가정한 경우)로 기준하여 다이옥신 혼합액의 농도를 조절하여 인체의 임파구 배양세포에 처리한 자매염색분체교환(姉妹染色分體交換)이라고 하는 염색체 변화 연구결과에 의하면 다이옥신류 혼합액의 농도가 증가하면 할수록 염색체 변화 증가와 염색체 최대 변화를 100%로 설정한 경우 그 50%의 변화량을 나타내는 혼합용액의 농도 즉, 50%의 유효농도치는 210pg/ g(ppt)～560pg/g(ppt)의 범위가 되며, 평균치로서 385pg/g(ppt)라고 하는 대단히 저농도에서 50% 유효농도를 가지는 것으로 보고되고 있다.
5. 3 다이옥신류의 독성평가
5. 3. 1 WHO의 1일섭취 허용량(TDI : Tolerable Daily Intake)
세계보건기구(WHO) 유럽지역 사무국이 1990년에 다이옥신류에 관한 전문가회의를 개최하였다. 그때 당시까지 확인된 견해를 평가한 결과 다이옥신류중의 하나인 2,3,7,8-TCDD를 이용하여 Kociba 등(1978)이 실시된 2년간 레트에 대한 저용량(低用量) 투여시험을 확인한 결과, 체중증가억제(體重增加抑制), 간장해(肝障害) 등을 지표로하여 레트에 독성을 나타내지 않았던 투여량 1ng/kg/ day(無毒性量 - No Observed Adverse Effect Level ; NOAEL, 그 투여량까지는 독성영향이 나타나지 않는 투여량)에 불확실계수(100)을 적용하여 2,3,7,8-TCDD의 1일섭취허용량(TDI)로서 10pg/kg/day라는 수치를 제안하였다.
세계보건기구(WHO)의 TDI설정 방법을 일부 변경을 하여 채택한 국가도 있지만, 미국을 제외한 각국에서는 규제치 등의 설정시에 기본적인 방법으로서 채택되어 왔다.
그러나 미국환경청(USEPA)에서는 다이옥신류의 건강영향에 관하여 WHO와 다른 개념의 실질안전량(VSD)를 이용하여 평가를 하고 있다.
1990년 TDI설정 제시 이후 세계보건기구-유럽환경보건센터(WHO-ECHC)는 국제화학물질안전성계획(IPCS)과 협력하여 PCDDs, PCDFs 및 Co-PCBs에 관하여 건강리스크평가를 실시하고, 또한 일반주민의 환경폭로를 방지억제하기 위한 방법으로서 종합적인 프로그램을 진행시켜 왔다.
표 2-8에 각국의 다이옥신류에 대한 1일섭취허용량(TDI) 또는 실질안전량(VSD : Virtually Safe Dose)치를 나타내었다.
5.3.2 세계보건기구(WHO)의 TDI 재검토 제안내용 및 결과
1990년 TDI 10pgTEQ/kg/day치의 제시 이후에도 다이옥신류의 건강에 미치는 영향에 관하여 국제적으로 여러 가지 조사연구가 이루어져 왔다. 그 중에서 특히 신경발달과 내분비계에 대한 다이옥신류의 영향에 관하여 새로운 역학적 견해가 도출됨으로써, 다이옥신류가 건강에 미치는 리스크를 평가하기 위한 목적으로 세계보건기구(WHO) 유럽지역사무국 및 국제화학물질안전성계획(IPCS)은 1990년 이후에 도출된 새
표 2-8. 각국의 다이옥신류TDI제안치 또는 VSD제안치
국명 또는 규제기관명
TDI 또는 VSD
(pgTEQ/kg/day)
WHO 유럽지역사무국
4*(목표치 1*)
일본
4*
캐나다
10
네델란드
5(수상 승인치 1)
스웨덴
5**
독일
10(목표치 1)
영국
10
이탈리아
1
미국 EPA
0.01***
미국켈리포니아주
0.007***
미국식품의약청
0.06***
* : Co-PCB를 포함
** : 실제규제치인 35pgTEQ/kg/週를 1일치로 환산한 수치
*** : 다이옥신류를 발암물질로 간주 역치가 없다는 입장에서 설정한 수치
로운 과학적 견해에 근거하여 TDI를 재검토하였다.
기존과 비교한 주요 내용은 다이옥신류에 관한 발암성 및 비발암성의 영향, 소아에 대한 영향, 체내동태, 작용메커니즘, 다이옥신류에 의한 폭로상황 등에 관한 광범위한 분야에 대해 새로운 과학적 견해에 근거한 TDI에 Co- PCBs를 포함시켜 평가하는 것으로 합의가 이루어 졌다는 것이다.
또한, 독성시험의 결과를 사람에 적용함에 있어 투여량을 직접 사용하는 것이 아니고 체내 부하량(body burden)으로 환산하여 적용하는 방법론을 도입했으며, 1회 투여법에 의한 동물실험 결과도 평가의 대상이 되었다. 이러한 경우 사람에 대한 2,3,7,8-TCDD의 반감기는 7.5년, 흡수율은 50%로 계산하고 있다.
그렇게 함에 있어서 가장 낮은 체내 부하량에서 독성이 나타난 독성시험 결과에 근거하여 산정한 수치를 사람의 최소독성량으로 간주하고, 이 수치에 불확실계수 10을 적용하여 TDI를 1～4pgTEQ/kg/day로 제안한 것이다.
세계보건기구(WHO)의 최종적인 보고에 의하면 모유중의 다이옥신류는 감소경향을 보이고 있으며, 각국의 폭로수준은 전반적으로 낮아지고 있는 것으로 확인되고 있고, 현시점에서 선진국의 경우 폭로상황이 2～6pgTEQ/kg/day 정도의 수준으로 보고되었다.
또한, 이 폭로수준에 있어서도 미세한 영향은 발생하고 있을지도 모르지만, 현시점에서는 명확한 독성영향의 발현보고는 없으며, 관찰되고 있는 영향에 관해서도 다른 화학물질의 영향을 부정할 수 없기 때문에 1～4pgTEQ/kg/day이 현시점에서 허용 가능한 수치로서 제시하고 있다.
결론적으로 4pgTEQ/kg/day를 현시점에서의 최대 허용섭취량(maximal tolerable intake on a provisional basis)이라 할 수 있으며, 최종목표 달성을 위한 허용섭취량은 1pgTEQ/kg/day미만이 될 수 있도록 최대한의 노력이 필요한 것으로 권고(勸告)하고 있다.
5. 3. 3 WHO의 TDI산정의 기본방침과 개념
세계보건기구(WHO)의 전문가회의에서 다이옥신류에 대한 TDI산정에 있어서 다이옥신류의 체내동태, 독성메커니즘을 고려하여 다음의 4가지 요소에 근거를 두고 다음과 같은 방침을 채택하고 있다.
① 다이옥신류의 TDI 산출에는 무독성량(NOAEL) 또는 최소독성량(LOAEL)에 불확실계수를 적용하는 방법을 채택하고 유전자 상해성(傷害性)은 없다고 하는 판단.
② 다이옥신류와 같이 축적성이 높고, 독성정도에 종차(種差)가 큰 물질에 관해서는 1일당의 섭취량보다도 체내 부하량에 초점을 맞추는 것이 적당하다고 판단.
③ 시험데이터의 평가 면에서는 독성학적 의의, 용량 의존성, 시험 신뢰성과 재현성을 고려한 반응에 대하여 평가지표로 삼아 최저 레벨의 체내 부하량에서 독성반응이 인정된 시험을 TDI 산정대상으로 하고 있으며,
④ 사람에 대한 TDI를 산정할 때 감수성에 대한 사람과 동물의 종차(種差) 및 사람에 따른 개체차, 독성시험의 신뢰성과 타당성 등의 불확실한 요인이 산정치에 영향을 많이 미치므로 불확실 계수를 설정하여 불확실성에 대한 보완 수단을 도입하고 있다는 것이다.
따라서, 다이옥신류에 대한 사항은 영향의 발현에 대하여 종차 및 계통차이가 나
NOAEL/LOAEL
animal
E D I
man
T D I
man
Body Burden(NOAEL/LOAEL)
animal
Body Burden
man
․∥․ *2
*4
*3
*1
그림 2-6. 체내부하량을 이용한 다이옥신류의 TDI산정 개념도
타나는 물질의 경우에는 독성평가에 대한 불확실계수의 의의는 대단히 중요한 것으로 인식하고 있다는 것으로 그림 2-6에 체내부하량을 이용한 다이옥신류 TDI산정의 개념적 흐름을 나타내었다.
5. 3. 4 동물의 체내부하량에 의한 TDI산정 근거
TDI산정에 대한 기본적인 방침에 따라 저 레벨의 체내 부하량에 의하여 영향이 인정되는 주요 시험결과는 다음과 같은 항목을 들 수 있다.
① 효소유도를 초래하는 시험결과
레트에 대한 약물 대사효소(CYP1A1)의 유도가 0.86ng/kg의 체중부하량으로 인정되는 것이 그 한 예라 할 수 있다.
② 임파구 구성의 변화를 초래하는 시험결과
원숭이의 임파구 구성변화가 확인된 체중부하량은 9ng/kg 및 10ng/kg로 되고 있지만, 사람에게 그대로 적용하는 것은 부적당한 것으로 판단하고 있다.
③ 염소좌창을 초래하는 시험결과
④ 면역독성을 초래하는 시험결과
⑤ 수컷 생식기계 영향과 관련한 시험결과
⑥ 자궁내막증 및 학습능력의 저하에 관계된 시험결과
⑦ 암컷생식기 형태이상을 초래하는 시험결과 등에 대한 요소를 근거로 하여 동물의 체내부하량에 의해 TDI산정의 근거로 삼고 있다.
5. 4 TDI 개념에 대한 올바른 인식
TDI의 개념은 평생동안에 걸쳐 매일 섭취하여 건강에 미치는 영향에 대한 지표로서 나타낸 수치라는 것이다. 그러므로 일생동안 일시적인 섭취량이 TDI를 다소 초과하는 경우가 있다고 할지라도 장기간 동안의 평균 섭취량이 TDI이내라고 한다면 건강에 대한 손상은 없다고 하는 의미를 가지고 있다.
또한, 다이옥신류의 독성시험에 있어 가장 감수성이 높다고 생각되는 태아기의 폭로에 대한 영향을 지표로 한 것이라는 점에서 인간의 집단 전체에 대한 평가로서는 더욱더 안전한 입장에서 설정한 견해라는 것이며, 앞에서 언급했듯이 독성시험의 결과에 불확실 계수를 적용하여 사람과 동물과의 감수성 차와 개인차등을 개입하여 제시하고 있다.
5. 5 다이옥신류의 독성등가 환산계수
다이옥신류는 이성체에 따라 독성발현에서 차이가 있다는 사실을 알 수 있다. 현재는 다이옥신 중에서 2,3,7,8-TCDD에 대한 독성 정도를 설정하여 환산계수를 사용함으로서 모든 다이옥신을 2,3,7,8-TCDD에 환산하는 방법이 일반적이다. 그러나 향후 충분한 근거확보가 이루어진다면 현재 사용하고 있는 계수는 앞으로도 수 차례 바뀔 소지는 가지고 있다고 볼 수 있다.
기존의 다이옥신류의 분석결과에 대한 평가는 연구자 또는 국가별 및 지역적으로 차이를 가지고 있었지만 다이옥신에 대한 평가가 그 중에서도 "International"의 계수가 가장 많이 사용되어 왔다.
이 환산계수를 "2,3,7,8-TCDD 독성계수(Toxic Equivalent Factors, TEF약칭)"라 하며, 그 환산치를 "2,3,7,8-TCDD독성 등가량(Toxic Equivalents, TEQ라 약칭)"이라 하고 있다. 표 2-9에는 최근 세계보건기구에서 제안되어 국제적으로 통용되며 앞으로 국내의 경우도 적용될 것으로 예상된다.
기존의 International 계수와의 차이점은 5염소화 PCDD의 계수가 0.5에서 1로 강화되었으며, 또한 8염화물의 OCDD/DF의 계수가 0.001에서 0.0001로 낮아 진 것을 볼 수 있다. 앞에서도 설명한 것과 마찬가지로 Co-PCB가 평가적용 대상으로 추가되었다는
표 2-9. 독성평가 대상의 다이옥신류 이성체와 독성등가계수(WHO, 1997)
화 합 물
TEF
화 합 물
TEF
화 합 물
TEF
PCDD
1,2,3,4,7,8-HxCDF
0.1
Mono-Co-PCB
2,3,7,8-TCDD
1
1,2,3,6,7,8-HxCDF
0.1
2,3,3',4,4'-PeCB
0.0001
1,2,3,7,8-PeCDD
1
1,2,3,7,8,9-HxCDF
0.1
2,3,4,4',5-PeCB
0.0005
1,2,3,4,7,8-HxCDD
0.1
2,3,4,6,7,8-HxCDF
0.1
2,3',4,4',5-PeCB
0.0001
1,2,3,6,7,8-HxCDD
0.1
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF
0.01
2,3',4,4',5-PeCB
0.0001
1,2,3,7,8,9-HxCDD
0.1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF
0.01
2,3,3',4,4',5-HxCB
0.0005
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD
0.01
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDF
0.0001
2,3,3',4,4',5'-HxCB
0.0005
1,2,3,4,6,7,8,9-OCDD
0.0001
Non-Co-PCB
2,3',4,4',5,5'-HxCB
0.00001
PCDF
3,4,4',5-TCB
0.0001
2,3,3',4,4',5,5'-HpCB
0.0001
2,3,7,8-TCDF
0.1
3,3',4,4'-TCB
0.0001
1,2,3,7,8-PeCDF
0.05
3,3',4,4',5-PeCB
0.1
2,3,4,7,8-PeCDF
0.5
3,3',4,4',5,5'-HxCB
0.01
점이다.
따라서, 향후 기존의 다이옥신류에 대한 분석결과에 대한 재평가가 필요한 부분이라고 할 수 있다. 이렇게 재평가됨으로써 영향이 증가됨과 동시에 배출원에서 보다 엄격한 배출억제를 위한 기술적 대응이 필요하고 다이옥신문제와 결부된 모든 분야에서의 노력이 더욱 요망된다고 할 수 있다. 그리고, 독성등가 환산계수는 독성영향의 연구결과가 향후 더욱 명백해 지면 질수록 수정보완의 가능성은 높아짐과 동시에 더욱 강화될 수밖에 없을 것으로 판단된다.
제 3 장 국가별 규제기준 및 관리동향
1. 다이옥신 규제의 역사적 배경
독일의 화학자가 연구 목적으로 1872년 다이옥신을 합성한 이후, 다른 목적과 용도로 농약 등 염소계 화합물의 생산공정으로부터 비의도적으로 다이옥신이 생성․배출되어, 이와 관련한 역사적인 다이옥신의 사건‧사고 등이 구미와 일본 등지에서 다양하게 발생하였다. 그 중에서 대표적인 몇 가지 사례를 언급해 보면, 1957년 미국 동부 및 중서부에서 병아리의 대량 치사사건이 발생하였는데 원인물질로는 Pentachlorophenol(PCP)과 2,4,5-T 외에 다이옥신류가 함유되어 있었다는 사실이 판명되었다.
또한, 베트남 전쟁에서 사용된 고엽제 농약 2,4,5-T와 2,4-D의 불순물로 함유되어 있던 다이옥신류에 의한 유산과 기형의 발생도 대표적인 예라 할 수 있다. 그리고 이탈리아의 세베소 2,4,5-T 농약공장 폭발사고에 의한 주변 일대 환경오염과 동식물의 피해를 비롯한 인체영향 등은 합성 화학물질의 불순물 중 다이옥신류가 주원인 물질로서 규명되었다.
생활폐기물 소각과 관련한 다이옥신 문제의 발단은 1977년 네덜란드 암스테르담대학의 Olie와 Hutzinger 등이 도시생활폐기물 소각 Fly ash에서 다이옥신류를 검출하면서 부터라 할 수 있다. 그 후 미국, 캐나다, 유럽 등에서 조사를 실시하여 도시생활폐기물 소각시설 이외의 각종 연소시설에서 배출량은 차이가 있지만 다이옥신류가 배출되고 있다는 것이 규명되기에 이르렀다.
일본의 경우는 1983년 에히메 대학의 Tachigawa교수가 도시생활폐기물 소각시설의 Fly ash에서 2,3,7,8-TCDD를 비롯한 다이옥신류를 검출하여 일반에 알려짐으로서 급격히 관심이 고조되었다. 그 후 1986년 요코하마 국립대학의 Katou교수와 Hanai 등의 연구그룹에 의하여 전기집진기에서 재합성 및 저온 집진을 위한 백필터 이론의 연구결과가 학회를 비롯한 일반에 공개되었다. 이러한 과정에서 일본 후생성은 다이옥신 전문가회의를 소집하여 실태조사와 대응방안의 수립을 착수하게 되었다.
스웨덴에서는 1984년에 생활폐기물의 소각시설 및 에너지 회수시설이 24개소가 있었으며, 국제 다이옥신학회를 중심으로 이들 시설이 다이옥신의 주요 발생원으로 밝혀짐으로서 대책을 검토하기 위하여 처리시설의 신설을 일시 중단하고 연소기술의
표 3-1. 구미의 다이옥신 문제의 배경 및 사건
년도별
배경 및 사건
1949
미국, 몬산토사 : 농약(2,4,5-T)공장 사고
1953
서독, BASF사 : 농약(2,4,5-T)공장 사고
1957
미국 : 동부 및 중서부에서 병아리 대량사 발생, 10년 후 2,4,5-T의 불순물 가운데 다이옥신 확인
1962～1972
베트남전쟁 : 미국의 고엽제(Agent Orange, 2,4,5-Trichlorophenoxy acetic acid)의 살포에 의한 오염(30ppm 2,3,7,8-TCDD)
1973
베트남 : 고엽제에 의한 간장암, 유산, 출산결함 등 보고
1976
이탈리아, 세베소 : 2,4,5 Pentachlorophenol 제조회사 폭발사고(거주지역에 120kg의 다이옥신류 비산)
1977
미국, 과학아케데미의 음료수 건겅위원회 : 2,3,7,8-TCDD의 허용섭취량 설정(0.1ng/kg/day)
1977
미국, 캐나다, 네델란드, 이탈리아 : 도시폐기물 소각시설의 Fly ash 에서 다이옥신 검출 확인
1978
스웨덴 : 목재방부제로 사용하는 PCP 사용금지
1979
미국, EPA : 2,4,5-T 다이옥신류가 출산결함, 태아사망을 일으키는 가능성을 인정
1978～1980
미국, 러브커넬 : 화학계 폐기물에 의한 오염(1500개 매립지)
1983
미국, 타임스비치 : 농약공장 폐액살포에 의한 토양오염(29kg TCDD)
1985
미국 : 다이옥신 위해성평가 시작, 다이옥신 발암물질 가능성 제시
스웨덴 : 도시폐기물 소각시설 건설 일시 중지 또는 연기(익년 다이옥신 배출규제치 0.1ng-TEQ/Nm3가 결정)
1988
미국 : 다이옥신 위해성평가서 초안 작성
1990
미국 : 발암물질의 가능성 합의
1991
미국 : 다이옥신의 위해성평가 재조사
1992
미국 : 건강 및 노출평가 초안 검토, 인간에 미치는 영향 재검토
1993
미국 : 수생 및 야생생물에 미치는 다이옥신 위해성평가 중간보고
1995
미국 : 다이옥신 제어 시작
1998
세계보건기구(WHO) TDI 재검토로 1～4pg-TEQ/day/kg제안및 독성평가계수조정 및 Co-PCB독성환산 적용제시
표 3-2. 일본의 다이옥신 문제의 배경 및 사건
년도별
배경 및 사건
1979
도시폐기물 소각시설의 Fly ash에서 다이옥신 검출보고(캐나다에서 분석)
1980
제초제 CNP에서 다이옥신 검출
1983
도시폐기물 소각시설의 Fly ash에서 다이옥신 검출(에히매 대학, 다치카와 등 : 아사히신문 보도)
1983～1984
후생성, 폐기물처리에 관한 다이옥신 전문가회의 및 실태조사
1984～1986
문무성, 환경과학 특별연구검사반 설치 : 다이옥신 정량의 표준화
1984～
후생성, 환경청, 지자체 등에서 검사위원회 설치, 측정분석법 등의 확립 및 조사)
1985
환경청, PCB 소각에 관하여 최초 시험 개시
1986
도시폐기물소각시설 다이옥신의 전기집진기 재합성 원인과 저온집진 대책 발표(요코하마국립대학, 카토교수/하나이 연구그룹)
제6회 다이옥신 국제회의 개최(후쿠오카)
1987
환경청 : 대기, 어류, 토양 중의 다이옥신류 분석결과 공표
1990
소각재 중의 다이옥신류 열분해 무해화 실증플랜트 발표(요코하마국립대학(카토교수 연구그룹).
토사시미즈시, 폐기물 소각시설 배출가스에서 다이옥신 대량검출(TCDD 1,580ppm)
가와노에강(제지공장) 어류에서 고농도의 다이옥신 검출(에히매대학) 및 신후지 제지공장 방류수 다이옥신 검출(요코하마국립대)
후생성, 폐기물 소각시설 다이옥신류 제어 가이드라인 공표(신설로 0.5ng- TEQ/Nm3이하)
환경청, 종이, 펄프공장의 다이옥신 대책 추진
1991
문무성, 다이옥신 정량의 표준화에 관한 검사반 재 설치
통산성, 다이옥신류의 분석방법 JIS화 검토추진
1994
제14회 다이옥신 국제회의 개최(쿄토)
1995
후생성, 다이옥신 위해성평가 연구반 설치
1996
환경청, 다이옥신 검토회 설치
후생성, 다이옥신 삭감대책검토회 설치
후생성, 폐기물 소각시설의 다이옥신 배출실태 총 점검조사
PCB에 관한 국제세미나 개최(동경)
후생성, 1일 허용일섭취량 제안(10pg-TEQ/day/kg)
1997
후생성, 폐기물 소각시설 다이옥신류 신 가이드라인 공표(신설로 개량과0.1ng-TEQ/Nm3이하)
대기오염방지법 시행령 및 폐기물처리법 일부 개정(다이옥신을 지정물질로 지정)
1999
1일허용섭취량(TDI)으로서 WHO의 1～4pg-TEQ/day/kg수용 및 다이옥신 특별법 제정 공표
개량과 배출가스처리의 대응책을 수립하였다. 그후 1986년 6월에 신설정지 결정을 해제함과 동시에 배출농도에 새로운 허용한계치를 설정하여 기존에 설치되어 있는 소각로(기설로)에 대해서는 0.5～2.0ng-TEQ /Nm3으로 제시했으며, 신설의 경우에는 0.1ng-TEQ/ Nm3으로 국제사회에서 가장 먼저 소각시설의 다이옥신 관리기준을 제시하게 되었다. 이러한 수치는 위해성의 문제가 아니라 소각시설에서의 기술적 대응에 의한 접근 가능성으로 결정되었으며, 현재는 많은 나라가 대부분 다이옥신 배출기준을 이러한 수준에서 정하여 규제하고 있다.
또한 독일 등 유럽의 여러 국가들이 다이옥신류에 의한 환경오염실태, 우유 및 모유 중 다이옥신류의 오염이 밝혀지면서 그 관리대책이 적극적으로 추진되어 오고 있다. 1990년대에 들어와 선진 각국은 사회적 이슈가 된 다이옥신 문제해결을 위하여 과학적, 기술적 연구가 활발히 진행되었으며, 관계법의 개정 및 제정을 통하여 다이옥신류에 대한 배출기준 또는 가이드라인을 수립하고 적극적인 대책을 추진하여 오고 있다.
표 3-1과 3-2는 구미와 일본 등 각국의 다이옥신 문제배경과 사건을 간략히 요약하였다.
2. 국가별 다이옥신 배출기준
2. 1 외국의 다이옥신 배출기준
국가마다 설정해 놓은 소각시설에 대한 배출가스중의 다이옥신류의 기준치를 표 3-3에 나타내었다. 표에 나타낸 바와 같이 유럽을 중심으로 한 대부분의 국가들이 신설 소각시설에 대해서는 0.1ng-TEQ/Nm3의 기준을 설정하고 있다.
한편, 최근들어 이미 설치된 소각로에 대해서도 독일과 네덜란드는 신설로와 같은 배출농도의 기준치를 설정하고 있다. 이와 같은 규제치를 설정한 국가의 경우 소각시설수가 매우적고 시설규모가 4ton/hr이상 대형시설이라는 것에 그 원인이 있다.
현재, 세계 각국의 다이옥신에 대한 규제기준은 생활폐기물 소각시설의 규제치를 적용하고 있으며, 독일의 경우가 산업폐기물의 규제치가 생활폐기물 소각시설과 동일하게 적용되고 있는 실정이다. .
그러나 일본의 경우에는 중소형 소각시설이 많이 운영되고 있어 소각시설 규모별의 배출기준을 제시하고 있는 실정이다.
표 3-3. 국가별 소각시설 배출가스 중 다이옥신 배출기준치
국 명
배 출 기 준
신설로(ng-TEQ/Nm3)
기설로(ng-TEQ/Nm3)
독 일
0.1
0.1
네 델 란 드
0.1
0.1
스 웨 덴
0.1
0.5～2
오스트리아
0.1
덴 마 크
0.1
노 르 웨 이
2
영 국
1
캐 나 다
0.14
미 국
0.3～0.9(97년11월 이전 시설)
0.3～3.6(250톤/일 미만)
0.1～0.3(97년11월 이후 시설)
일 본
0.1～5
1～10
80(긴급대책)
<자료출처 : 미야타저, 옥곤역 알기 쉬운 다이옥신오염, 1999>
2. 2 한국의 다이옥신 배출기준
우리 나라의 경우 다이옥신류에 대한 규제기준은 생활폐기물 소각시설에 대하여 1997년부터 설정하여 왔으며, 당시에는 1일 처리용량이 50톤 이상인 대형 생활폐기물 소각시설에 대하여 적용하였다.
그러나, 우리나라의 경우 일본과 마찬가지로 중소형 소각시설이 많이 설치‧ 운영되고 있고, 또한 생활폐기물 소각시설외 사업장폐기물 소각시설에서 배출되는 다이옥신에 대하여도 규제할 필요성이 제기되었다. 따라서 다이옥신 배출규제대상 소각시설을 1일 처리용량 50톤 이상 규모의 생활폐기물 소각시설에서 0.2톤이상 규모의 모든 소각시설로 확대하여 다이옥신의 관리를 더욱 엄격하게 강화시키는 것을 골자로 한 폐기물관리법 시행규칙 개정안을 입법예고 하였으며, 이는 2001년 1월부터 시행할 예정으로 소각시설의 다이옥신류의 배출기준치는 다음 표 3-4 및 표 3-5와 같다.
표 3-4 소각시설의 다이옥신 배출기준 (처리용량 2ton/hr 이상의 생활폐기물소각시설 제외)
(단위 : ng-TEQ/N㎥)
구 분
신설
시설
기존시설
2001년 1월 1일부터 2005년 12월 31일까지
2006년 1월 1일 이후
시간당 처리능력 4톤 이상
0.1
20
1
시간당 처리능력 4톤 미만
2톤 이상
1
40
5
시간당 처리능력 2톤 미만
0.2톤 이상
5
40
10
비고 1. 기존시설에 대한 배출기준은 2002년 12월 31일까지는 권고기준
2. 신설시설은 2001년 1월 1일 이후에 법 제26조 제2항의 규정에 의하여 폐기물처리시설계획서의 적합통보를 받거나 제18조 제1항 제5호의 규정에 의하여 변경허가를 받은 시설 또는 법 제30조 제2항의 규정에 의하여 설치승인을 얻거나 신고한 시설
표 3-5 처리용량 2ton/hr 이상의 생활폐기물소각시설의 다이옥신 배출기준
(단위 : ng-TEQ/N㎥)
환경부령 제27호 폐기물관리법시행규칙중 개정령의 시행일(1997년 7월 19일) 당시
공사 중이었거나 그 이후 설치된 시설
1997년 7월 19일전 설치된 시설
2003년
6월 30일까지
2003년
7월 1일이후
0.1
0.5
0.1
3. 다이옥신의 법적규제 및 정책동향
3. 1 미 국
미국환경보호청(EPA)은 MACT(Maximum Achievable Control Technology)에 의하여 달성 가능한 수준을 설정하고 다이옥신류 전체 총량기준으로서 제시하고 있다.
1990년에 개정된 대기오염방지법(CAA : The Clean Air Act)에 따르면 EPA가 대기오염물질의 배출을 단속하도록 규정하고 있다. 이들 대기오염물질의 배출을 감소시키기 위해 오염원목록(List of Source Categories)을 준수하도록 산업분야별로 허용한도(Standard)를 정할 수 있도록 하였다. CAA에서 다이옥신을 포함한 유해대기오염물질을 지정하여 정부령에 해당하는 CFR(Code of Federal Regulations)중의 NESHAP(National Emission Standards for Hazardous Air Pollutants)라고 하는 배출기준을 배출원별로 정하고 있다.
폐기물 소각시설에 관한 다이옥신의 규제는 신규시설의 경우 규모별로 기준치가 설정되어 있다. CAA의 규제대상 매체는 배출가스만을 적용대상으로 지정하고 있으며, 1997년 이후 신설의 경우에는 표 3-6에 나타낸 바와 같이 규제가 다소 강화되었을 뿐만아니라 다이옥신류를 총량으로 규제치를 설정한 것에 특징이 있으며, 총 농도로서의 다이옥신이 13ng/m3 농도를 독성환산(TEQ)하면 0.1～0.3ng-TEQ/m3이 된다.
또한, 생활폐기물 및 병원폐기물의 소각이 역사적으로 환경에 다이옥신을 배출시키는 주요 원인으로 지적됨에 따라 연방정부 및 주 정부는 CAA 규정에 따라 엄격히 관리함으로서 이들로부터 배출되는 다이옥신의 상당량을 감소시키고 있다.
생활폐기물 소각시설(1995년) 및 병원폐기물 소각시설(1997년)에 대한 EPA 규정을 발표함으로서, 이들 두 가지 다이옥신 배출 발생원로부터 95% 이상의 다이옥신 배출을 저감시키는 효과가 있었다.
CAA 및 RCRA(Resources Recovery and Conservation Act)에 근거하여 EPA는 최근 유해폐기물 소각시설로부터의 다이옥신 배출기준을 규정화 하였고, 동 규정은 유해폐기물소각시설, 시멘트소각시설 및 경량콘크리트 킬른 소각시설(Lightweight aggregate kilns)을 포함하며, 일반상용소각시설 및 생활폐기물 소각시설도 동 규정에 의해 다이옥신 배출규제를 받도록 유도하고 있다.
또한, EPA는 인간건강과 환경에 대한 다이옥신의 위해성를 규명하기 위하여 유독물질 규제조항(Toxic Sustance Control Act : TSCA)을 개발하여 32개의 할로겐화된 유기화합물의 제조 또는 수입시에 다이옥신의 존재를 확인하도록 요구하고 있다. 특히,
표 3-6. 미국의 도시생활폐기물 소각시설에 대한 규제기준
규 칙
소 각 시 설
기준․가이드라인
(ng/Nm3, O2 7%환산)
건설시기
규모
(처리능력)
40CFR
part 60
subpart Ea
98.12.20～94.9.20건설
또는
89.12.20～96.6.19 개조
>225 ton/day
○ 배출기준 : ≤ 30ng/m3
40CFR
part 60
subpart Eb
94.9.21～
>35 ton/day
○ 97.11.20까지 건설개조 최초 3년간의 배출기준 : ≤30ng/m3
○ 그 후 배출기준 : ≤13ng/m3
○ 97.11.21일 이후 건설개조 배출기준 : ≤13ng/m3
40CFR
part 60
subpart Eb
～94.9.20
>225 ton/day
○ EP를 사용하고 있는 시설 가이드라인: ≤60ng/m3
○ EP이외의 처리장치를 사용하고 있는 시설 가이드라인 : ≤30ng/m3
35<～≤225 ton/day
○ 가이드라인 : ≤125ng/m3
<자료출처 : EPA, NSPS 규제지침, Municipal Waste Combustors, Final rule, December 19, 1995>
화재시에 PCB가 다이옥신 형성의 발생물질이 되기 때문에 TSCA하에 PCB의 사용이 부분적으로 규제되고 있다. 한편, 수질보전법(CWA : Clean Water Act)에서는 다이옥신에 대한 법 적용의 경우 EPA가 1984년에 다이옥신을 수질기준 결정을 위한 판정조건(Criteria)으로 발표함으로써 정해졌으며, 수질에서의 다이옥신 배출관리는 CWA에 따라 유해성 및 기술적인 측면에서 복합적으로 관리되고 있다.
위에서 언급한 수질(Ambient Water Quality)기준결정 판정조건(Criteria)은 미국의 각 주(State)별로 수질오염 허용한도의 적용 및 설정을 위한 지침서로 활용되어지고 있으며, 각 주별 수질오염 허용한도는 지표수 총량제(Maximum Pollutant Concentration) 적용 및 NPDES(National Pollutant Discharge Elimination System)의 방류수 수질기준에 활용되어지고 있다.
EPA는 1993년 다이옥신에 대한 방류지침(Effluent Guidelines) 적용을 받는 펄프 및 제지업체를 대상으로 CWA에 의해 지정된 최상의 기술을 적용한 공장의 방류수 기준을 설정하는 종합법을 제안하였다.
염소표백공정을 수반하는 펄프 및 제지공장은 수질에 가장 많은 다이옥신을 방류하는 산업체로 구분되어 1998년에 방류지침이 공포되었으며, 그로인해 이 분야에서의 다이옥신 저감효과는 최소한 96% 이상이 될 것으로 예상하고 있다.
처리기술에 근거한 방류지침은 인간건강에 미치는 영향을 기준으로 각 주(State)별 수질오염 허용한도와 함께 NPDES 프로그램에 따라 시행되어진다. NPDES 프로그램의 적용을 받는 각 시설들은 프로그램에 명시된 성능요구사항의 엄격한 심의를 거쳐야 한다.
상수원의 수질 관리를 위해 EPA는 1992년에 최대오염 목표를 "제로" (MCLG, a non-enforceable, voluntary health goal)로 정하였고, 수도법 (SDWA : Safe Drinking Water Act)에 규정한 최대오염도는 3×10-8mg/l for TCDD로 정하고 있다. CWA 및 SDWA규정에 따라 EPA는 각 주(States)및국방기술인력단(Army Corps of Engineers)과 함께 다이옥신에 오염된 호소침전물의 처분 및 준설작업을 수행하고 있다.
또한, EPA Superfund 및 RCRA Corrective Action 프로그램은 다이옥신 오염토양의 정화가 주요업무중 하나이며, 전 국가적으로 주의대상 화학물질중의 하나인 다이옥신과 관련하여 수행되는 Superfund 현장은 10여개이다. Missouri의 Times Beach 및 New York의 Love Canal 정화사업이 이에 속하며, 향후 같은 문제의 발생을 예방하기 위해 EPA는 RCRA법에 따라 다이옥신이 함유된 폐기물을 공식적으로 구분하고 처분방법을 엄격하게 제한하는 방법을 개발하고 있다.
폐기물을 재활용하여 토지개량제 및 비료로 사용하는 경우에서도 다이옥신은 미량 발견될 수 있고, 이러한 물질들은 펄프 및 제지공장으로부터의 폐수처리 슬러지, 하수처리장에서 발생되는 슬러지 및 시멘트공장에서 발생되는 분진 등이 있다.
TSCA(Toxic Substance Control Act) 규정에 따라 EPA는 다이옥신이 함유된 펄프 및 제지공장의 슬러지 사용을 제한하는 법을 제정(1998)하여 슬러지로 인한 다이옥신 오염도를 효과적으로 낮추고 있다. 1999년에 EPA는 시멘트공장의 시멘트킬른 분진 및 공공하수처리장의 슬러지를 토양첨가제로 사용할 때 다이옥신의 성분을 제한하는 규정을 제안하였다.
한편, FIFRA(Federal Insecticide Fungicide and Rodenticide Act) 및 TSCA 규정에 따라 다이옥신 배출이 우려되는 특정 화학물질의 사용이 규제 및 금지되고 있으며, 제초제(2,4,5-T) 및 목재 방부제로 사용되고 있는 penta-chlorophenol이 이에 해당한다. 업체의 자발적인 합의로 이루어진 유독물질프로그램(Toxic Substance Program)은 Industrial Chemical Chloranil(Chloranil는 도료 및 타이어를 제조시 사용)에서 발견되는 다이옥신 농도를 제한하고 있다. 업체들의 협조로 구성된 TSCA 신화학물질 프로그램(New Chemicals Program)은 다이옥신 오염이 우려되는 신화학물질의 제조를 효과적으로 규제하고 있다.
EPA, FDA 및 소비자안전위원회(CPSC : Consumer Product Safety Commi- ssion)는 공동으로 제지 및 제지 제품으로부터 다이옥신의 위해성 검증을 위한 종합검사를 시행하여 왔으며, 커피필터․음식포장지․의약품(생리대, 수술용 거제)․1회용 기저귀 및 노트 등 다방면의 제품에 대한 시료를 채취하여 검사하였으나, 이들 제품으로부터 다이옥신의 위해성을 발견하지는 못하였다고 발표한 바 있다.
3. 2 유 럽
지난 10년간 유럽위원회(EC : European Commission)에서는 인간에게 노출되는 다이옥신 위험성 저감 및 인류보건을 위하여 환경으로 배출되는 다이옥신 발생 저감 및 제어에 목표를 둔 폭 넓은 관련 법규의 입법활동을 전개하였다.
세계보건기구(WHO)에서는 공중보건을 위하여 다이옥신 1일 허용섭취량을 10pg 2,3,7,8-TCDD/kg에서 1～4pg WHO-TEQ/kg(PCBs 포함)로 최근 저감을 권고하였다. 대부분의 유럽연합(EU) 회원국가들이 이러한 WHO 권장사항을 수용하기 위해서는 이에 대한 관련법규 제정 및 관련분야 연구 등의 적절한 대책이 필요할 것이다.
유럽위원회(EC)에서는 직‧간접적으로 환경으로의 다이옥신 배출 저감 또는 제어를 위하여 12개 지침(Directives)을 작성하였고, 여기에는 다이옥신 또는 다이옥신 동이화합물에 대한 규체치가 제시되어 있으며, 동 규제치는 다음과 같은 주요 5개군으로 분류될 수 있다. 그 세부사항은 표 3-7에 나타내었다.
○ 폐기물 소각시 배출되는 다이옥신
○ 수환경으로 배출되는 다이옥신
○ 가축사료
○ 화학물질(PCP, PCP salts 및 esters, PCBs, PCTs, PBBs 등 포함)의 Mark- eting 및 이용
○ 주요 유해물질
각 유럽연합 회원국가들은 EC 지침을 자국의 법으로 규정 하려고 하고 있다.
환경으로의 주요 다이옥신 발생원으로 폐기물 소각시설을 들 수 있으므로 유럽연합 각 회원국들은 관련법규 제정으로 도시생활폐기물 소각시설 배출가스에서 발생하는 다이옥신 제어에 중점을 두고 있다.
유럽연합 회원국별 관련법규 및 지침에 관한 자세한 현황은 표 3-8a, b에 나타내었다. 대부분의 회원국가들은 기존 또는 신규 도시생활폐기물 소각시설 및 유해폐기물 소각시설의 다이옥신 법규 또는 권장 농도로 0.1ng I-TEQ/㎥로 설정하였다.
그리스와 포르투갈은 도시생활폐기물 소각시설을 운영하고 있지 않기 때문에 소각분야의 다이옥신 규제 관련법규를 제정할 필요가 없으므로 유럽위원회 지침에 명시한 요건들만을 준수하고 있으며, 핀란드와 영국은 소각시설의 실제 배출치는 0.1ng I-TEQ/㎥에 해당되지만 기존 및 신규 페기물 소각시설의 다이옥신 규제 및 지침 농도를 1ng I-TEQ/㎥로 설정하였다.
그리고 유럽연합 회원국가들의 다이옥신 법적 규제활동은 철이나 비철금속 생산공정 및 기타 연소공정과 같은 산업현장에서 발생하는 배출가스 제어에 중점을 두고 있으므로 오스트리아, 벨기에, 프랑스, 독일, 룩셈부르크, 네덜란드 및 영국에서는 산업현장에서 발생하는 배출가스에 대한 규제 또는 권장 농도가 설정되었다.
5개 회원국에서는 유럽위원회의 기준을 초과하는 PCP 생산, 판매 및 이용을 전면 금지시키는 법규를 도입하였다. 9개 회원국은 다이옥신 1일 허용섭취량(TDI : Tolerable Daily Intake)을 설정하고 있고, 5개 회원국에서는 세계보건기구 지침 기준인 10pg 2,3,7,8-TCDD/kg 보다 더 엄격한 기준을 채택하고 있으며(영국은 PCBs의 TDI포함), 우유 및 유제품의 다이옥신 최대 허용농도와 관련한 법규 및 지침을 도입하였다.
또한 오스트리아, 핀란드, 독일, 네덜란드 및 스웨덴에서는 토지이용 등급에 따른 토양내 다이옥신농도(10ng I-TEQ/kg dry matter이하～10,000ng I-TEQ/kg dry matter이하)와 관련한 지침을 수립하였다.
유럽연합 회원국에서 수행 또는 개발중인 다이옥신 모니터링프로그램 현황은 표 3-9에 나타내었다.
대부분의 다이옥신 모니터링프로그램은 독일 등 북부유럽 회원국에서 폭넓은 분야에 걸쳐 수행되었으나, 일부 장소에서 채취된 시료수는 비교적 적었다. 반면에 그리스, 스페인 및 이태리와 같은 남부유럽 회원국에서는 다이옥신 모니터링 프로그램을 거의 수행하지 않았다.
중요한 분야인 음식물의 다이옥신 모니터링은 7개 회원국에서 수행되었고, 프랑스, 독일, 네덜란드, 포르투갈, 스웨덴 및 영국에서는 우유, 인간의 혈액 및 세포내 다이옥신 농도를 평가하는 프로그램을 개발하고 있거나 이미 수행 중에 있다.
표 3-7. 유럽위원회의 다이옥신류 관련 지침 요약
지 침
기술사항
규제치(규제사항)
시행개시
발효개시
폐기물 소각
89/429/EEC
기존 도시생활폐기물소각장
배출가스
운영조건에 명시
1990. 12. 1
1995. 12. 1
2000. 12. 1
(89/429/EEC의 동일 수준까지)
89/369/EEC
기존 도시생활폐기물소각장
배출가스
운영조건에 명시
1990. 12. 1
1990. 12. 1
94/67/EC
유해폐기물소각장
배출가스
0.1 ng I-TEQ/㎥
수질 배출
80/68/EEC 명시조항 이행
1996. 12. 31
기존처리장 :
시행 3년이내
신규처리장 :
시행시부터
제안 98/0289
(SYN)
폐기물 소각지침
배출가스
0.1 ng I-TEQ/㎥
수질 배출
0.5 ng I-TEQ/ℓ
폐기물 톤당:150ng I-TEQ
기존처리장 :
시행 5년이내
신규처리장 :
시행시부터
수질 및 수환경 배출
76/464/EEC
수환경으로 배출시 발생되는 오염
수환경으로 방류 금지된 유기성할로겐물질
일자 미명기
일자 미명기
86/280/EEC
76/464/EEC부속서 목록1의특정위험물질의 배출규제치 및 수질목표
PCP함유 수질 수치
1988. 1. 1
1988. 1. 1
80/68/EC
지하수 오염예방
지하수로 방류 금지된 유기성할로겐물질
1981. 12. 16
1981. 12. 16
가축사료 생산
98/60/EC
사료인 citrus plup pellets
(74/63/EEC로 개정)
최대 검출치 :
500 pg I-TEQ/kg
1998. 7. 31
1998. 7. 31
화학물질 Marketing 및 이용
85/467/EEC
위험물질의 Marketing 및 이용 제한(6번 개정)
PCBs 및 PCTs의 이용금지
1986. 6. 30
1986. 6. 30
91/173/EEC
특정물질의 Marketing, 이용 및 준비 제한(9번 개정)
PCP 이용제한 :
총 함유량 0.1%
1992. 7. 1
1992. 7. 1
주요 유해물질
82/501/EEC
The Seveso Directive
저장량
2,3,7,8-TCDD 저장량이 1㎏ 또는 HCDD량이 100㎏인 현장은 인가를 받아야 함.
1984. 1. 8
1984. 1. 8
96/82/EC
The Seveso Ⅱ Directive
저장량
총 다이옥신 저장량이 1㎏에 이른 현장은 주요 유해물질관리현장으로 인가 받아야 함.
1999. 2. 3
1999. 2. 3
표 3-8a 유럽회원국의 다이옥신 관리법규 및 지침
분 야
적용
기준
규제
기준치
국가
오스
트리아
벨
기
에
덴마크
핀란드
프랑스
독
일
그리스
아일
랜드
이태리
룩셈
부르크
네덜
란드
포르
투갈
스페인
스웨덴
영
국
기존 도시폐기물소각장(ng I-TEQ/㎥) ＊
배출가스
89/429/EEC
미설정
0.1
0.1
0.1
1.0
0.1
0.1
C
0.1
0.1
0.1
0.1
C
0.1
0.1
1.0
신규 도시폐기물소각장(ng I-TEQ/㎥) ＊
배출가스
89/369/EEC
미설정
0.1
0.1
0.1
1.0
0.1
0.1
C
0.1
0.1
0.1
0.1
0.1
0.1
0.1
1.0
유해폐기물소각장(ng I-TEQ/㎥) ＊
배출가스
94/67/EC
0.1
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
수질 배출
94/67/EC
미설정
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
산업현장 발생 대기오염(ng I-TEQ/㎥) ＊＊
제철 및 제련소(1)
미적용
미적용
0.1
0.5
1.0
0.1
0.1
1.0
Sintering plant
미적용
미적용
0.4
0.5
0.1
0.1
0.4
연소플랜트 배출가스(2)
미적용
미적용
0.1
0.1
0.1
0.1
0.1
제지공장
미적용
미적용
1.0
0.1
0.1
1.0
코커스 제조공장
미적용
미적용
0.1
0.1
0.1
시멘트 및 석회 생산공장
미적용
미적용
0.1
0.1
0.1
0.1
수질 및 수환경
지표수 보호
80/68/EEC
유기성할로겐
화합물 금지
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
수환경
배출
76/464/EEC
PCP 함량
유기성할로겐
화합물 금지
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
동물사료(pg I-TEQ/g)
사료용 Citrus Pulp Pellets
98/60/EC
500
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
화학물질 Marketing 및 사용
PCBs
85/467/EEC
P
C
C
C
C
C
P
C
C
C
C
C
C
C
C
C
PCP
91/173/EEC
0.1%
P
C
P
C
C
P
C
C
C
C
P
C
C
P
C
※ 기호표시: - 굵은체 : 법규기준, 얇은체 : 지침, - ＊ : O2 11%, 0℃, 101.3 kPa에서 측정, ＊＊ : O2 16%, 건가스, 0℃, 101.3 kPa에서 측정 - C : 유럽지침과 동일, P : 생산, Marking 및 사용금지, (1) : 철 및 강철플랜트 포함, (2) : 보일러 및 화장터 포함
표 3-8b. 유럽회원국의 다이옥신 관리법규 및 지침
분 야
적용
기준
규제
기준치
국가
오스
트리아
벨기에
덴마크
핀란드
프랑스
독
일
그리스
아일
랜드
이태리
룩셈
부르크
네덜
란드
포르
투갈
스페인
스웨덴
영
국
주요 유해물질
The Seveso Directive
82/501/EEC
2,3,7,8-TCDD
1kg
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
C
하수슬러지(ng I-TEQ/kg d.m.)
활용
미적용
미적용
100
100
190
퇴비화 이용
미적용
미적용
100
토양 및 지구환경(ng I-TEQ/kg d.m.)
토양 : 거주지역
미적용
미적용
500
1000
1000
10
토양 : 농업지역
미적용
미적용
500
40
1000
10
토양 : 낙농지역
미적용
미적용
10
10
어린이 놀이터
미적용
미적용
100
10
산업지역
미적용
미적용
10000
250
비료화/토양개량제
미적용
미적용
50
17
63
10
음식물(pg I-TEQ/kg fat)
지방 2%이상 함유 우유 및 유제품
미적용
미적용
5
지방 2%이하 함유 우유 및 유제품
미적용
미적용
100+
우유 및 유제품
미적용
미적용
5
5 ; 3
6
16.6
인간 노출지(pg I-TEQ/kg 혹은 day)
1일 허용섭취량
미적용
미적용
10
5＃
5＃
1
10
10
10
5＊
10＊
※ 기호표시
- 굵은체 : 법규기준, 얇은체 : 지침
- C : 유럽지침과 동일, + : pg I-TEQ/g 음식, # : pg I-TEQ/kg 혹은 day, ＊ : PCBs 포함
일반적으로 먹이사슬(Food chain)이 인간에게 가장 노출되기 쉬운 경로이고 다이옥신은 오염된 음식물을 통해 전국으로 쉽게 전이될 수 있기 때문에 음식물의 다이옥신 모니터링은 특히 중요하다.
어떤 회원국에서는 주변 대기질 지침 또는 대기 침강물에 대한 기준을 아직 설정
표 3-9. 유럽연합 회원국 수행 다이옥신 모니터링프로그램
국가명
주변대기/
퇴적물
수 질
토 양
침전물
하수
슬러지
초목(침엽수, 잔디 등)
음식물(우유, 치즈, 어류 등)
인체(모유, 혈액, 조직)
오스트리아
O
개발중
O
벨기에
O
O
덴마크
O
핀란드
O
프랑스
개발중
개발중
O
O
독 일
O
O
O
O
O
O
그리스
아일랜드
이태리
룩셈부르크
O
O
O
O
O
네덜란드
O
O
포르투갈
개발중
개발중
개발중
개발중
개발중
개발중
스페인
스웨덴
O
영 국
O
O
개발중
하지 않았지만, 현재 7개 회원국에서 주변 대기 및 대기 침강물 모니터링프로그램을 가지고 있거나 개발중에 있다.
3. 3 일 본
일본의 경우는 대기오염방지법 및 폐기물처리법의 시행령에 폐기물 소각시설 및 제강용 전기로에 대한 배출가스 중 다이옥신류 배출기준치를 제시하고 있으며, 구 가이드라인 적용로와 신 가이드라인 적용로에 대해 규제치를 차별화하고 있다. 또한 소각시설의 규모별 처리용량에 따른 배출기준치에 대해서도 차별화를 두고 있으며, 목표치 달성을 위한 유예기간도 제시되어 시행되고 있다. 이 기준은 1997년 12월 1일을 기점으로 시행되기 시작했으나, 기존소각로에 대한 긴급대책의 일환으로서 80ng-TEQ/Nm3을 제시하고 있다. 이는 소각로에서 배출되는 다이옥신이 인체에 미치는 영향에 대한 허용섭취량(1일 허용량섭취, TDI)을 10pg/kg/day로 근거하여 제시된 것이다.
또한, 기설로의 경우는 5년의 유예기간을 두어 목표달성에 접근할 수 있도록 제시하고 있다. 이러한 목표의 달성을 위하여 소각로의「구조기준」및「유지관리기준」을 강화하고, 4ton/hr 이상의 기설로에서는 2002년 12월 1일부터 1ng- TEQ/Nm3이하가 될 수 있도록 의무화하고 있다. 또한 소규모시설에 대한 규제를 강화하기 위하여 허가대상의 규모도 5ton/day에서 200kg/hr 또는 화격자 면적이 2m2이상의 시설까지 낮추어 설정했다. 그리고, 처리기준을 명확히 하기 위하여 노천소각을 금지하고 폐기물을 소각할 때 준수사항으로서 소각설비 및 소각방법등의 처리기준을 명확히 하고 있다.
이와 같은 조치를 취함으로서 규제대상 시설이 11,000개 정도가 증가되어 전국적으로 약 15,370개 시설로 적용 대상이 확대되었다. 이러한 일본정부의 다이옥신류 배출억제을 위한 법적기준의 설정과 최근 일본 정부의 다이옥신류 대책동향에 대하여 살펴 보고자 한다.
3. 3. 1 다이옥신관련 법규제 현황
일본의 다이옥신류 배출에 관한 폐기물처리법 시행령 및 시행규칙의 개정 주요내용의 개요와 소각시설 배출가스 중 다이옥신류의 배출농도 기준 및 설정배경은 다음과 같다.
가) 개 요
소각시설에 대한 다이옥신류의 배출농도는 대기오염방지법 및 폐기물처리법의 시행령(政令) 및 시행규칙(省令)을 개정하여 1997년 12월 1일부터 규제하기 시작하였다. 그 내용을 보면 표 3-10에 나타낸 바와 같이 구조기준(시행규칙 제4조) 및 유지관리기준(시행규칙 제4조의 5)을 강화하였다.
신설․기설, 연소실(로)의 규모에 따라 배출가스 중의 다이옥신 농도에 대한 기준을 설정하였다. 이러한 기준설정에 의해 각 시설은 적어도 연 1회 다이옥신농도를 측정하여, 다이옥신류 농도가 표 3-8의 기준에 적합한지를 확인하고 그 측정결과를 보고하도록 하고 있다.
이러한 조치는 일본정부가 1999년 들어 본격적으로 다이옥신대책 추진 기본지침을 준비하여 다이옥신류의 삭감대책 등을 강력히 추진하기로 하였고, 1999년 3월 30일에 개최된 다이옥신류 대책 각료회의에서 「다이옥신대책 추진 기본지침」을 책정하여 2000년 4월 이내에 전국적인 다이옥신 배출총량을 1989년과 비교하여 90% 삭감
표 3-10. 다이옥신류 농도의 기준
연소실(＊)의
처리능력
신설시설
(97년12월1일～)
기존시설
(97년12월1일～
2000년12월31일)
(2001년1월1일～
2002년11월30일)
(2002년12월1일～)
4 ton/hr 이상
0.1ng/m3
기준적용유예
80ng/m3
1ng/m3
2～4 ton/hr
1ng/m3
5ng/m3
200 kg/hr(＊＊)(＊＊＊)～
2 ton/hr 미만
5ng/m3
10ng/m3
＊ : 시설의 규모가 아니라 연소실(로)의 규모에 따라서 기준치가 설정되어 있다는 것에 주의 할 필요가 있음.
＊＊ : 대기오염방지법에 의한 적용
＊＊＊ : 다이옥신류특별조치법 시행때에 운영중이거나 공사중인 시설이 아닌 신설 시설은 50㎏/hr
하는 것으로 계획을 세우고, 1년 이내에 점검을 실시함은 물론 필요에 따라서 대책을 재검토할 수 있도록 하였다.
나) 다이옥신류 배출기준의 설정배경
(1) 기존시설에 대하여 80ng-TEQ/Nm3의 완화된 기준설정 배경은 WHO의 TDI제안치인 10pg/kg/day 수준에 접근할 수 있는 당면한 긴급조치 측면에서 제시하였다. 소각시설의 배출가스 중 80ng-TEQ/Nm3이라는 제안치는 긴급대책의 필요성을 판단하기 위한 기준치로서 제시된 수준이다. 그 당시의 접근관점은 1995년 11월의 후생성 과학연구반에서 다이옥신의 독성평가연구가 추진되어 1996년 6월에 TDI(Tolerable Daily Intake)를 10pg/kg/day으로 제안하였고, 동년 6월에 후생성의 수도환경부에「폐기물처리에 관한 다이옥신 삭감대책검토회」가 설치되어, 최근의 다이옥신 삭감 기술을 활용하여 긴급대책과 항구대책으로 분류하여 검토를 추진하였다. 그 후 구가이드라인을 개정하여 폐기물 처리에 관한 다이옥신 대책의 종합적인 추진을 도모하기 위하여 가이드라인을 「신가이드라인」이라 명하였다.
이러한 신가이드라인의 긴급대책과 더불어 항구대책으로서 기술적으로 가능한 다이옥신류의 배출을 삭감하는 것으로 하고 있다. 이와 더불어 환경청은 「다이옥신 리스크 평가검토회」를 구성하여 1996년 12월에 "건강리스크 평가지침치"로 5pg/kg/day를 제안하고 항구대책의 필요성을 강조하였다. 이후, 최근 WHO의 제안치를 감안하여 일본정부는 2000년부터 TDI치가 4pg/kg/day로 적용하여 정부적 차원에서 최대한 발생원 억제에 노력하고 있다.
(2) 소각시설의 다이옥신류 규제기준을 시설규모별로 구분하였으며, 유예기간을 적용하게 된 배경은 연속적인 처리 측면과 동시에 기술적, 경제적 측면에서의 접근 가능성을 확보하는데 주목적을 두었다.
(3) 기존의 규제는 후생성에서 폐기물처리법에 근거하여 일반폐기물의 경우 5ton/day까지 허가대상 시설로서 다이옥신을 규제하였으나 대기오염방지법에 근거하여 최근 200kg/hr이상의 시설까지 규제대상을 확대하였다.
(4) 소규모 200kg/hr미만의 시설은 규제대상에서 제외되었으나「시설의 설치, 시공 및 운영」의 면에서「운전 및 설비를 비롯한 유지관리 기준」이 제시되어, 이들 기준을 달성하기 위해서는 처리능력을 갖춘 시설만이 채택되고 있으며, 작업장 및 사업장의 경우 소각시설이 자체적으로 감소되고 있다.
(5) 또한, 긴급대책의 80ng-TEQ/Nm3을 제안한 판단기준은 폐기물 소각시설의 굴뚝에서 가스 배출시 주풍의 최대착지농도에서 70년간 계속해서 생활하고, 그 지역에서 재배한 채소를 계속하여 섭취해온 경우에 1일 체중 1kg당의 다이옥신 섭취량이 10pg/kg/day를 초과하는 경우가 없다는 수치로서 제안되고 있다. 즉, 배출가스 배출원에서 어느 정도 수준이라면 인체의 영향이 없는 TDI 이하가 되는가를 계산한 결과로서의 80ng-TEQ/Nm3을 제안한 수치였다. 이러한 관점에서 안전성을 높이기 위하여 고려된 주요 몇 가지 사항은 ①환경중에 배출된 다이옥신은 광분해 및 생분해를 받지만 분해되지 않는 조건으로 계산했으며, ②일본에서의 기상조건을 연간 풍속 및 풍향, 대기안정도 등을 일본의 전형적인 조건하에서 시뮬레이션하였을 경우 최저의 확산배율이 36만배 정도였지만, 20만배를 적용하여 계산했으며, ③일생동안 행동범위를 이동하지 않는다는 가정하에서 최고농도로 계산하였으며, ④24시간 매일 연속하여 70년간 운전을 계속한 경우로서, 발암성 등의 만성독성으로서 평가하고 있으며, ⑤호흡에 의하여 흡수된 다이옥신은 모두 체내에 흡수되는 것으로 가정하고 있으며, ⑥다이옥신대책이 강구되면 전국적으로 일반인의 섭취량이 감소되는 것이 기대되지만, 그 감소분은 고려하지 않고 있으며, ⑦일반지역의 섭취량은 낮은 것으로 추정되지만, 공업지역 및 대도시지역 등의 평균농도를 사용했으며, ⑧식품에 관해서도 일본인의 평균섭취량+표준편차와 비교적 높은 농도를 사용하였으며, ⑨농작물은 최대착지농도 지점에서 생산된 것만을 섭취한다고 가정하고 있으므로 대기로부터의 흡입에 의한 섭취량은 전체의 3%선으로 간주되고 있다. 따라서, ⑦과⑧은 대기로부터 섭취되는 양, 식물로부터 섭취되고 있는 양으로 TDI로부터 제외한 양이 많기 때문에 대단히 안전성을 고려하고 있다고 평가하고 있다.
(6) 긴급대책의 주요내용은 연소관리의 적정화, 시설의 개조, 간헐운전을 연속운전으로 변경, 시설의 휴/폐지까지를 고려한 필요대책을 실시하도록 되어 있다.
3. 3. 2 허가대상 변경에 따른 규제대상 시설의 범위
가) 폐기물처리법 시행령 및 시행규칙에 대한 변경내용의 주요골자
(1) 일정한 처리능력을 갖는 폐기물 소각시설을 설치하려는 자는 폐기물처리법에 근거하여, 사전에 지방자치단체장(보건소가 설치된 시, 중․소도시의 경우에는 시장에 의함, 이하 동일)의 허가를 받아야 한다.
(2) 이번 개정에 의해 설치허가가 필요한 시설의 처리능력은 표 3-11에 열거한 바와 같이 강화됨으로서, 1997년 12월 1일부터는 200kg/hr미만 시설을 설치하려고 하는 경우에도 허가가 필요하게 되었다.
표 3-11 설치허가가 필요한 시설의 범위
시설의 종류
기 존
개정 후
생활폐기물 소각시설
처리능력 5ton/day 이상
처리능력 200kg/hr 이상 또는
화격자면적 2m2이상
산업폐기물 소각시설
오니 소각시설
처리능력 5m3/day초과
처리능력 5m3/day 초과, 또는
처리능력 200kg/hr 이상, 또는
화격자면적 2m2이상
폐유 소각시설
처리능력 1m3/day초과
처리능력 1m3/day 초과, 또는
처리능력 200kg/hr 이상, 또는
화격자면적 2m2이상
폐플라스틱류 소각시설
처리능력 0.1ton/day초과
처리능력 200kg/hr 이상 또는
화격자면적 2m2이상
그 외의 소각시설
(폐목재 등)
처리능력 5ton/day초과
처리능력 200kg/hr 이상 또는
화격자면적 2m2이상
나) 기타 내용
(1) 법개정 후 새로이 허가대상시설에 해당하는 경우, 1997년 12월 1일 현재 설치되어 있는 소각시설에 대해서는 새로이 시설의 설치허가를 취득할 필요는 없다. 그러나, 1998년 2월 28일 까지 소정의 양식에 필요사항을 기재하여 도지사에 제출할 필요가 있다.
3. 3. 3 다이옥신류대책 특별조치법 제정 및 시행
1999년 7월 6일 일본 중의원 본회의는『다이옥신류대책특별조치법』이 가결․통과되어 동년 7월 6일 공포되어 2000년 1월 15일부터 시행되었다. 동 법에는 TDI를 4pg/kg/day 근거로 한 환경기준의 설정, 총량규제기준 및 총량감량계획에 역점을 두어 시설의 계획 변경 및 개선 명령권을 지방자치단체장에게 부여하고 있으며, 그 법률의 개요는 다음과 같다.
가) 법률제정 목적
법률제정의 목적은 다이옥신류에 의한 환경오염방지 및 제거 등을 도모함은 물론 국민 건강보호의 필요성을 감안하여, 이를 위한 시책의 기본이 되어야할 기준, 필요한 규제, 토양오염에 관한 조치 등을 내용으로 하는 새로운 제도적 체계를 갖추기 위한 것이다.
나) 다이옥신 대책특별조치법의 개요
(1) 다이옥신류에 관한 시책의 기본이 되는 기준
○ 1일허용섭취량 (TDI) : 사람의 체중1kg당 4pg이하로 정령(시행령)에서 정 하는 수치.
○ 환경기준 : 대기오염, 수질오염(수저의 저질오염을 포함), 토양오염에 관한 환경기준을 설정.
(2) 배출가스 및 배출수에 관한 규제
○ 특정시설 : 규제대상이 되는 특정시설을 정령(시행령)으로 지정
○ 배출기준 : 배출가스(대기), 배출수(수질)에 관해 총리부령으로 기술수준을 감안한 전국 일률적 기준을 정해놓고, 특별히 필요한 경우에는 지방자치단체 장이 조례로써 더욱 엄격한 기준을 설정할 수 있음.
○ 대기총량규제기준 : 지방자치단체장은 환경기준 달성이 곤란한 대기총량규 제지역에 대해서는 총량삭감계획을 작성하고, 총량규제기준을 설정할 수 있 도록 하였으며, 총량규제 지역의 설정에 관해서는 주민이 지방자치단체장(지 사)을 경유하여 정부에 의견 제출이 가능함.
○ 특정시설 설치의 신고, 계획변경명령 : 특정시설을 신설할 경우 지사에 신 고하고, 지사는 60일 이내에 계획변경을 명령할 수 있으며, 또한 기존시설에 관해서는 법률 시행 후 1개월 이내에 신고하도록 함.
○ 배출제한, 개선명령 : 배출기준, 총량규제기준의 준수의무를 부여하고, 지사 는 개선명령을 내릴 수가 있으며, 한편 기존시설에 관해서는 법률시행 1년 후부터 준수의무를 갖도록 함.
(3) 폐기물 소각로에 관계되는 분진, 소각재 등의 처리
○ 분진, 소각재중의 농도기준 : 분진, 소각재중의 다이옥신류 농도기준을 후 생성령으로 설정하고 있으며, 당해 기준은 폐기물처리법상의 처리기준을 이 용하도록 하고 있음.
○ 폐기물 최종처분장의 유지관리기준 : 폐기물 최종처분장의 유지관리기준을 총리부령, 후생성령으로 설정하고 있으며, 해당기준은 폐기물처리법상의 처 분기준을 준용하도록 하고 있음.
(4) 토양오염에 관한 조치
○ 지사는 토양환경기준을 만족하지 못하는 지역 중 특별한 대책이 필요한 지 역을 지정(지역지정의 요건은 정령으로 정함)하고 대책 계획을 책정함.
○ 토양오염에 관한 대책에는『공해방지사업비사업자부담법』(정부, 지방공공단체 가 시행하는 공해방지사업 비용을 인과관계가 명확한 오염사업자에게 부담시 킴)과『공해방지에관한사업과관계되는국가재정상의특별조치법』(지방공공단체 가 시행하는 공해방지사업에 대하여 국가의 보조금 비율을 높임)을 적용
(5) 정부의 배출삭감계획
○ 내각의 총리는 사업분야별 배출량 삭감 목표량과 이를 위한 조치, 폐기물 감량화 정책 등을 정하는 계획을 작성(공해대책회의에서 의결하여 책정)하도 록 하고 있음.
(6) 오염상황의 조사․측정의무
○ 지방자치단체장은 대기, 수질(저질 포함), 토양의 오염상황을 상시 감시하 고, 환경청장에게 보고함.
○ 정부, 지방공공단체는 오염상황을 조사․측정하고, 조사결과는 지방자치단 체장에 보고하도록 하고, 단체장은 취합 후 일괄적으로 공포하도록 하고 있 음.
○ 사업자에게 다이옥신류의 측정의무 사항이 포함되어 있으며, 배출가스, 수 질, 배출수에 관하여 매년 1회 이상 정령에서 정하는 횟수로 측정을 실시하 여, 그 결과를 지방자치단체장에 보고하여야 하며, 단체장은 취합 후 일괄적 으로 공포하도록 하고 있음.
다) 다이옥신류 대책특별조치법 시행규칙의 개요
(1) 대기, 수질 및 토양환경기준 설정
대기의 경우 0.6pg-TEQ/Nm3 이하, 수질의 경우는 1pg-TEQ/ℓ 이하, 토양의 경우는 1,000 pg-TEQ/g 이하를 일본 환경청 고시로 제시하고 있다. 또한, 대기 및 수질기준치는 연간 평균치이며, 토양중 다이옥신류가 250 pg-TEQ/g이상인 경우에는 필요한 조사를 실시하도록 되어 있다.
그리고, 폐기물 소각시설에 대하여는 폐기물처리법에 의하여 '97.12.1일부터 기준을 적용하였으며, 기존시설에 대하여는 '97.12.1부터 적용을 유예하였으나, 금번 특별법에서는 2000년(1년간)은 적용을 유예하고 2001년부터 적용하도록 되어 있다. 표 3-12은 대기배출기준을 나타내었다.
표 3-12. 일본의 다이옥신 대기배출기준 (시행규칙)
(단위 : ng-TEQ/Nm3)
종 류
시설구분
신설시설의
배출기준
기존시설의 배출기준
2000.1～2000.12
2001.1～2002.11
2002.11 ～
폐기물(＊)
소각로
4ton/hr이상
0.1
기준적용유예
80
1
2～4ton/hr
1
5
0.2(＊＊＊)～2ton/hr미만
5
10
제강용 전기로
0.5
20
5
철강업 소결시설(＊＊)
0.1
2
1
아연회수시설
1
40
10
알루미늄합금 제조시설
1
20
5
＊ : 폐기물 소각시설의 경우는 산소농도 12% 보정
＊＊ : 철강업 소결시설의 경우는 산소농도 15% 보정
＊＊＊ : 다이옥신대책특별조치법 시행된 이후의 신설시설인 경우는 50㎏/hr
(이미 대기오염방지법에 의한 신설시설의 지정물질억제기준이 적용되고 있는 시설에 대해서는 신설시설의 배출기준을 적용)
(2) 수질배출기준(시행규칙)
수질배출 기준에 대해서는 8개 특정시설을 대상으로 그 기준이 10pg-TEQ/ℓ(일부 특정시설의 기존시설에 대하여는 시행 후 3년간 20～50적용)로 제시하고 있다.
(3) 비산재의 처리기준 설정안(후생성 검토의견)
비산재의 처리기준 설정안을 보면, 비산재, 바닥재를 구분하지 않고 3pg- TEQ/g을 제시하고 있다. 소각잔재에 대한 현재의 수준은 생활 및 산업폐기물 소각시설을 모두 합쳐 비산재의 경우 0～560pg-TEQ/g(평균 8.5pg- TEQ/g), 바닥재의 경우는 0～30pg-TEQ/g(평균 0.23pg-TEQ/g)수준이다.
이러한 특별조치법은 다이옥신류 단독의 법률이고, 내용은 기본적으로 「다이옥신대책 추진기본방침」과 유사함으로서 그것에 근간을 두고 있다.
그 외에 중요한 사항이 포함된 사항은 지방자치단체장(지사)의 권한이 강화되었다는 것에 있으며, 지방자치단체장(지사)의 권한 강화내용을 정리하여 살펴보면 다음과 같다.
○ 특정시설의 배출기준에 대한 조례의 설정
○ 특정시설지역의 총량규제 및 총량삭감계획의 설정
○ 신규 신고시설에 대한 계획의 변경과 중지명령
○ 기존시설에 대한 개선 또는 시설사용 일시정지 명령
○ 오염상황의 상시 감시의무
○ 토양오염 대책지역의 지정 및 대책계획 의무화
4. 국가별 소각시설 운영 현황
국가별 도시 생활폐기물 소각시설의 수 및 소각량에 대한 일반적 현황을 표 3-13에 나타내었다. 폐기물 소각량 및 시설수가 가장 많은 국가는 일본으로 소각시설이 총 1,841개소로 년간 소각량은 3,758만톤이며, 그 다음으로 시설수는 프랑스가 260개
표 3-13 각국의 도시폐기물 소각시설의 일반현황 비교
국 명
소각폐기물량
(만톤/년)
내 역 (%)
소각시설의 수
소각시설당
소각량(만톤/년)
소각율
에너지회수율
일본
3,758
73
20～30
1,841
2.04
미국
2,890
16
15
152
19
독일
930
23
22
49
18.9
프랑스
635
40
13
260
2.44
네델란드
281
46
36
11
25.5
영국
278
40
3
33
8.42
스위스
230
80
60
48
3.12
이탈리아
200
10
4
54
3.70
스웨덴
155
55
55
22
7.04
덴마크
150
70
70
48
3.13
캐나다
110
4
4
13
8.46
노르웨이
44
13
13
50
0.88
오스트리아
30
18
18
2
15
<자료출처 : 일본통산성, 환경문제 연락회의 다이옥신대책 검토회 회의보고자료, 1997>
소로 미국 152개소보다 많으나 소각량은 미국이 일본 다음으로 년간 2,890만톤을 소각하고 있는 것으로 나타나고 있다. 그러나 소각율은 스위스가 80%로 일본 73%보다 높은 것을 알 수 있다.
제 4 장 국내소각시설 운영과 다이옥신 배출현황
1. 우리나라 폐기물 관리정책
1990년 이후, 국제적으로 다이옥신이 건강에 미치는 영향에 관하여 다양한 조사연구가 실시되어 왔다. 이 때문에 WHO를 비롯한 국제화학물질안전성계획(IPCS: International Program on Chemical Safety)은 다이옥신의 발암성 영향 등을 비롯한 인체유해성을 고려하여 일일섭취허용량(TDI)을 제시하였고, 이것이 국제적으로 공식화됨으로서 선진국에서는 안전성을 확보하기 위하여 다이옥신의 발생원에 대한 대책 강구가 이루어지는 추세에 있다.
이러한 국제적인 동향과 더불어 국내에서도 발생되는 폐기물에 대하여 소각처리시 안정적이고 원활한 중간처리를 위한 정책전환이 필요한 실정이다.
우리나라에서 생활폐기물은 시장‧ 군수‧구청장의 책임하에 처리되고 있는데전체적인 폐기물 처리 구조를 보면 매립처리 비율이 크게 낮아지고 재활용이 확대되고 있으며, 소각처리도 점점 증가하는 추세에 있다. 즉 1991년에는 생활폐기물 중 89.3%가 매립처리되고 7.4%만을 재활용하였으나, 1998년에는 폐기물 종량제 실시 및 재활용정책에 힘입어 매립처리율이 56.2%로 줄어드는 한편 재활용율이 34.9%로 증가하는 등 바람직한 폐기물 처리구조로 변화되고 있다.
우리나라의 폐기물관리 체계는 폐기물관리의 기본적 법제라고 할 수 있는 '폐기물관리법'을 비롯하여 '자원의 절약과 재활용 촉진에 관한 법률', '폐기물처리시설 설치촉진 및 주변지역 지원등에 관한 법률', 그리고 '폐기물의 국가간 이동 및 그 처리에 관한 법률'에 의해 관리되고 있다.
우리나라의 폐기물관리 방식은 첫째 원천적 발생억제, 둘째 재이용, 셋째 재활용, 넷째 에너지 회수, 그리고 소각, 매립 순으로 우선순위(발생억제에서 에너지 회수까지를 '폐기물 최소화'라 함)를 두는 것을 기본원칙으로 하고 있으며, 이런 기본원칙 하에 생산단계에서 사업장 폐기물 감량화 제도, 제품의 환경성 제고를 위한 부담금 제도 등 각종 제도를 운영하고 있다.
이러한 폐기물 정책의 궁극적인 목표는 폐기물이 환경에 주는 부하를 줄임으로써 자연환경을 보전하고 모든 국민이 쾌적한 환경 속에서 살아 갈 수 있도록 하는데 있다. 이를 위해서는 단순히 발생된 폐기물을 처리하기보다는 지속 가능한 개발이념에 기초한 자원순환형 사회로의 전환을 촉진하고, 미래세대와 공유해야 할 자원인 환경의 잠재력을 최대한 보전해 나가는 노력이 필요하다. 21세기에는 환경적 토대가 건실한 국가만이 지속적인 성장과 발전을 누릴 수 있다.
우리나라는 아직 생활폐기물의 절대량을 매립처리에 의존하고 있다. 사업장 폐기물은 재활용률이 비교적 높은 편이지만, 매립량은 생활폐기물과 비슷한 수준이다. 2001년의 우리나라 폐기물관리 실천 목표는 1996년 7월에 수정 수립된 '국가폐기물관리종합계획'에 제시되어 있으며, 목표설정은 다음의 몇가지 원칙에 기초하고 있다.
첫째, 폐기물관리의 우선 순위에 따라 재활용을 확대하고 매립을 줄이는 정책방향을 설정하였다. 둘째, 폐기물의 조성과 국내 재활용 능력 등을 고려하였다. 셋째, 재활용이 안되는 폐기물은 좁은 국토현실을 고려하여 매립보다는 소각처리에 중점을 두었으며, '국가 폐기물 관리 종합계획상의 폐기물 관리 실천목표를 2001년까지 생활폐기물 재활용율을 35%까지 높이고 소각 처리율을 20% 수준으로 끌어올려 매립되는 폐기물을 45% 수준으로 낮추기로 하였으며, 사업장폐기물의 재활용율을 68%까지 높이고 소각 처리율을 12% 수준으로 끌어올려 매립되는 폐기물을 20% 수준으로 낮추기로 하였다.
정부는 소각시설을 설치하는 지자체에 대하여는 1996년까지 시설비의 30%를 융자 지원하였으며, 1997년부터 서울시에 20%, 기타 시․도에는 30%, 도서지역의 소각시설에 대해서는 50%를 국고보조하여 소각시설 설치 사업을 추진 중이다.
소각시설은 2000년 현재 17개소가 정상가동 중이며, 20개소의 소각시설 건설공사를 추진 중이다.
2. 폐기물 소각처리 및 시설운영 현황
2. 1 폐기물 발생 및 소각처리 현황
국내폐기물 발생량은 표 4-1에서와 같이 1992년부터 1996년까지 꾸준히 증가하였으나, 이것은 생활폐기물이 감소하고 사업장폐기물은 증가하여 전체 폐기물량이 늘어난 것으로 나타난 것이며, 1997년과 1998년에 그림 4-1에서 보듯 총 폐기물이 처음으로 감소한 것은 IMF로 경제활동이 위축되어 사업장폐기물의 감소로 총 폐기물량에 영향을 준 것으로 판단된다.
또한, 생활폐기물은 그림 4-2에서 나타난 것처럼 1992년부터 감소하고 있는데 그 원인으로는 쓰레기종량제, 1회용품․과대포장억제, 음식물쓰레기 줄이기 정책등에 기인한 것으로 판단된다. 특히 국민 1인당 폐기물발생량을 보면 표 4-2에서 알 수 있듯이 1989년부터 1991년까지는 증가하는 추세를 가지고 있었으며 1993년부터는 감소추세를 나타내고 있다.
이러한 추세는 외국의 경우와 비교하여 보면 미국, 일본, 영국을 비롯한 독일의 경우는 0.9～1.3kg/일/1인의 수준으로 우리 나라에서도 1990년 중반에 이르러 선진국의 발생량과 그다지 큰 차이를 나타내지 않고 있다. 한편, 사업장폐기물 발생량은 계속적으로 증가하였으나 IMF로 인한 경제활동의 둔화로 2년동안 감소하였으나 최근 경기회복세에 따라 그림 4-4에서 나타난 것처럼 1997년도 수준 정도로 다시 증가한 것으로 추정된다.
이러한 추세는 폐기물 발생량이 일반국민의 생활수준 및 산업활동 추세와 직접적인 관계를 가지고 있는 현상으로 풀이할 수 있으며, 환경 정보의 제공과 공개가 국민의 일상생활과 폐기물 환경정책에 영향을 미치는 것으로 평가할 수 있다.
국내 폐기물 처리방법별 현황을 표 4-3에서 살펴보면 1995년에 배출된 생활 폐기물 중 72.3%가 매립에 의존하여 왔으며 재활용은 23.7%이고 소각이 차지하는 중간처리는 4%에 불과 하였다.
1997년도에 들어 생활폐기물에 대한 처리방법의 변화를 보면 매립이 63.8%로 감소하는 추세에 있으며 재활용비율이 29.1%로 증가하는 결과를 나타냄과 동시에 소각 비율도 7.1%로 증가하고 있다.
표 4-1. 폐기물 발생 현황(단위 : ton/day)
구 분
'92
'93
'94
'95
'96
'97
'98
'99
계
144,535
141,383
147,049
148,041
152,147
147,498
142,562
157,209
증가율
9.0
△0.3
4.0
0.7
2.8
△0.3
△3.35
10.27
생활
폐기물
소계
123,154
118,909
143,347
143,597
146,909
141,423
137,296
149,507
생활
75,096
62,940
58,118
47,774
49,925
47,895
44,583
45,614
증가율(%)
18.6
△16.2
△7.7
△17.8
4.5
△4.07
△6.9
2.3
사업장(A)
48,058
55,969
85.229
95,823
96,984
93,528
92,713
103,893
지정폐기물(B)
21,381
22,474
3,702
4,444
5,238
6,075
5,266
7,702
사업장폐기물(A+B)
69,439
78,443
88,931
100,267
102,222
99,603
97,979
111,595
증가율(%)
4.5
12.9
13.4
12.7
1.95
△2.56
△1.63
13.9
그림 4-1. 폐기물 총발생량
그림 4-2. 생활폐기물 발생량
표 4-2. 생활폐기물 1인당 배출량 (단위 : kg/day․1인)
구 분
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
'98
'99
생활폐기물
발생량
2.2
2.3
2.4
1.8
1.5
1.3
1.1
1.08
1.05
0.96
0.97
증가량(%)
7.0
7.6
9.9
△18.6
△16.2
△13.3
△15.4
△1.8
△2.8
△8.5
1.0
그림 4-3. 생활폐기물 1인당 배출량
사업장 일반폐기물의 경우는 1995년의 경우 매립이 차지하는 비율이 32.6%, 재활용되는 비율이 61.5%로서 생활폐기물과 비교하여 재활용되는 비율이 높았으며 소각되는 비율은 5.9%를 차지하고 있다.
하지만 1997년도에는 사업장폐기물의 매립비율이 36.1%로 증가하였고 재활용 비율은 58%로 감소하고 소각의 경우 변동비율이 나타나지 않는 현상을 보이고 있다.
이러한 측면은 환경 정책적이고 사회 환경적인 면에서 소각처리에 대한 중요성의 인식이 확산되고 있다는 것을 의미하며, 좁은 국토에 대한 효율적인 관리와 이용율의 향상을 도모하고 확보된 매립지의 수명연장을 위한 폐기물 정책의 변화가 오고 있음을 의미한다고 볼 수 있다.
소각시설의 설치에 있어서 1995년부터 1997년까지는 증가추세였지만, 1998년부터 감소하는 것으로 집계되었는데 이것은 1997년 3월 생활폐기물에 대한 소형 소각시설 설치
그림 4-4. 사업장 폐기물 발생량
표 4-3 생활쓰레기 및 사업장폐기물의 처리방법별 현황(단위 : 톤)
구분
'93
'94
'95
'96
'97
'98
'99
생활폐기물
계
62,940
58,118
47,774
49,925
47,895
44,583
45,614
매립
54,227
47,166
34,546
34,116
30,579
25,074
23,545
소각
1,480
2,025
1,922
2,725
3,409
3,943
4,675
재활용
7,233
8,927
11,306
13,084
13,907
15,566
17,394
사업장폐기물
계
55,969
85,229
95,823
96,984
93,528
92,713
103,893
매립
54,227
47,166
34,546
34,116
30,579
25,074
23,545
소각
1,045
3,912
5,691
5,655
5,427
5,367
6,338
재활용
37,351
52,208
58,929
66,586
54,368
53,955
71,888
그림 4-5 생활폐기물의 처리방법별 현황
그림 4-6 사업장폐기물의 처리방법별 현황
표 4-4. 소각시설의 규모별 설치현황(단위 : 개소)
구 분
계
200㎏/h미만
200㎏～2ton/h
2ton/h以上
계(비율%)
14,791(100)
14,345(97)
353(2.4)
93(0.6)
생 활
4,529
4,453
63
13
사업장
10,262
9,892
290
80
억제 지침시행에 의해 급감하는 결과를 가져온 것으로 파악되고 있다.
현재 파악되고 있는 소각시설 수는 표 4-4에서 보듯 14,791시설로서 생활폐기물 소각시설이 4,529개 시설이며 사업장에 설치된 소각시설이 10,262개인 것으로 확인되고 있다.용량 규모별 소각시설 수를 보면 100㎏/h미만의 소형소각시설은 전체의 95%인 14,059개로 확인되고 있으며, 폐기물관리법 개정시행으로 설치신고 후 5년까지만 사용이 가능한 25㎏/h미만의 시설수는 전체의 12.3%인 1,820개로 파악되어 200kg/h미만의 시설이 전체의 97%를 차지하고 있다.
그러나, 전체소각량(3,477,000톤/년) 중 소각시설의 용량별 처리량을 보면, 200kg/h미만의 시설에서는 573,000톤/년을 소각하여 전체 소각량의 16.5%를 차지하고, 200㎏/h～2톤/h미만의 시설에서도 13.6% 정도인 472,000톤/년의 폐기물을 소각처리하고 있다 것을 표 4-5에서 나타내었다.
전체 소각량의 약 70%는 2톤/h이상의 대형소각시설에서 소각(2,432,000톤/년)되고 있는 것으로 파악되고 있어 다이옥신류를 비롯한 유해물질의 배출억제 방안수립은 대형처리시설을 중심으로 실시할 경우 그 효과를 보다 용이하게 도모할 수 있다.
또한, 소각시설의 구분에 따른 소각 비율은 사업장 폐기물소각시설에서 전체소각량의 약 74%를 차지하는 것으로 추계되고 있으며 그중 2ton/h미만인 중소형처리시설에서 35%정도를,, 나머지 65%는 2ton/h이상의 소각시설에서 중간처리되고 있다.
표 4-5. 소각시설의 규모별 소각량 현황
(단위 : 천톤/년)
구분
계
200㎏/h미만
200㎏～2ton/h
2ton/h이상
계(비율%)
3,477(100)
573(16.5)
472(13.6)
2,432(69.9)
생 활
919
109
37
773
사업장
2,558
464
435
1,659
이 자료를 통해서 살펴보면 전체 소각대상 폐기물이 200kg/h미만의 시설에서 16.5%가 소각처리되고 있지만 시설수는 99%를 점유하고 있어, 전국적으로 산재되어 있는 사업장의 소형처리시설에서 배출되는 다이옥신을 비롯한 유해물질의 관리가 중요한 문제로 대두되고 있다.
2. 2 생활폐기물 소각시설 설치 및 운영 현황
폐기물을 소각처리함에 있어 폐기물의 성상 등에 대한 기본적인 자료는 소각시설의 적정운영을 도모하고 다이옥신 등 유해물질에 대한 대응책 수립뿐만이 아니라 처리시설의 건설에 있어서도 무엇보다 우선적으로 파악되어져 처리시설의 효율적 시공과 운전을 위하여 반드시 축적되어져야 할 사항들이라 할 수 있다.
또한, 폐기물 성상을 비롯한 기존의 소각장 설치 및 운영현황, 연소조건 등에 대해서도 현재 운영중인 소각시설의 문제점을 정확히 파악하고 보완하여 시공 및 운전 정보를 축적해 가는 것 또한 매우 중요한 사항이다.
따라서, 최근 1997년도에 수도권지역과 일부 지방자치단체에서 운영중인 대형도시생활폐기물 소각시설을 대상으로 파악된 자료 및 기타 중소형소각시설의 자료를 근간으로 현황을 정리해 보았다.
대부분 소각시설의 굴뚝에서 배출되는 오염물질은 연소실에서의 연소상황과 밀접한 관계를 갖고 있다. 소각로의 적정한 설계와 적절한 운전조건의 선정은 연소실 내에서 폐기물을 완전연소를 시켜 오염물질의 발생을 저감시키는 중요한 인자이다. 특히 다이옥신의 생성은 연소실에서의 불완전 연소와 밀접한 관계가 있음이 알려져 있다.
표 4-6에는 각 소각장들의 소재지와 설계업체, 운영업체, 시공기간 등을 나타내었다. 각 소각장은 일본, 독일, 벨기에, 덴마크, 프랑스 등의 외국 기술을 도입하여 건설이 이루어졌고 의정부를 제외하고는 1992년부터 대부분의 소각장들이 운전을 시작하였다.
표 4-7의 소각시설별 공정흐름은 다이옥신에 대한 항구대책 이행 완료시점 또는 1997년 이후에 신설된 소각시설에서의 공정흐름이다. 의정부와 용인을 제외하고 연소가스 냉각장치는 모두 폐열 보일러를 사용하고 있다. 이러한 후처리장치는 처리시설별로 배열이 조금씩 다르고 중동, 양천, 노원, 성서, 다대, 해운대, 성남, 용인, 과천소각장에는 NOx 및 다이옥신을 제거하기 위한 SCR설비가 설치되어 있다.
표4-6. 국내 도시폐기물 소각장 관련업체와 공사기간
소각장
소재지
설치업체
운영업체
시공기간
비 고
일산
경기도 고양시
삼성중공업
(Mitsubishi)
환경관리공단
1992.11
～1995.11
의정부
경기도 의정부시
롯데 (Kuboda철강)
의정부시
1983.12.6
～1984.12.28
폐쇄
평촌
경기도 안양시
동부건설
(Steinmuller)
동부건설
1991.11～
1993.12
중동
경기도 부천시
(주)대우
(Hitachi Zosen)
(주)대우
1992.12.7～
1995.5.25
양천
서울특별시 양천구
선경건설
(SEGHERS)
선경건설
1992.12～
1996.2
노원
서울특별시 노원구
현대산업개발
(BABCOCK)
한불에너지
1993.8
～1996.8
성서
대구광역시
(주)대우
(Hitachi Zosen)
환경관리공단
1990.8～
1992.11
창원
경남 창원시
한라중공업
(Volund)
한라중공업
1993.7
～1995.3.1
성남
경기도 성남시
쌍용
(미쓰이조선)
성남시(직영)
1991.3
～1993.12.1
용도변경
다대
부산 사하구
한라중공업
(Volund)
환경관리공단
1993.8.31～
1995.8.30
해운대
부산 해운대구
삼성중공업
(Stein Industry)
환경관리공단
1994.6
～1996.9
성남2차
경기도 성남시
현대중공업
(Babcock)
현대중공업
1994.12
～1998.10
성서2차
대구광역시
대우
(Hitachi Zosen)
환경관리공단
-
대전
대전광역시
LG건설
(Gawasaki)
대전시
도시개발과
1995.7
～1998.10
용인
경기도 용인시
코오롱건설
(Sanki)
코오롱건설
1995.12
～1999.2
광명
경기도 광명시
동부건설
(Steinmuler)
동부건설
1996.3
～1999.2
영통
경기도 수원시
삼성중공업
(Mitsubishi)
삼성중공업
1996.7
～1999.10
상무
광주광역시
SK건설
(SEGHERS)
SK건설
1996.6
～2000.2
강남
서울특별시 강남구
SK건설
(ABB)
SK건설
1994.12
～1999.12
울산
울산광역시
한라산업개발
(Volund)
한라산업개발
1997.6
～2000.5
과천
경기도 과천시
현대정공
(ABB)
현대정공
1996.8
～1999.10
※ 1999. 9월 현재 기준
표 4-7. 국내 도시폐기물 소각시설별 공정흐름
공 정 흐 름
일산
연소실-SNCR-폐열보일러-반건식세정기-백필터-SCR-굴뚝
평촌
연소실 SNCR-폐열보일러-반건식 세정기-백필터-굴뚝
의정부
연소실-수냉각기-전기집진기-I.D fan-굴뚝
중동
연소실-폐열보일러-전기집진기-세정탑-백필터-SCR-굴뚝
양천
연소실-폐열보일러-반건식세정기-백필터-SCR-굴뚝
노원
연소실-폐열보일러-전기집진기-세정탑-SCR-굴뚝
성서
연소실-폐열보일러-반건식반응기-백필터-SCR-굴뚝-전기집진기-세정탑-재가열기-굴뚝
창원
연소실-SNCR-폐열보일러-반건식 세정기-백필터-굴뚝
다대
연소실-폐열보일러-전기집진기-1차 세정탑-2차 세정탑-SCR-굴뚝
해운대
연소실-폐열보일러-전기집진기-세정탑-백필터-SCR-굴뚝
성남
연소실-폐열보일러-전기집진기-세정탑-SCR-굴뚝
대전
연소실-SCR-폐열보일러-반건식세정기-백필터-굴뚝
광명
연소실-SNCR-폐열보일러-반건식세정기-백필터-SCR-굴뚝
용인
연소실-냉각탑-공기예열기-반건식반응탑-백필터-SCR-굴뚝
과천
연소실-폐열보일러-반건식반응탑-백필터-SCR-굴뚝
1997년에 소각장별 다이옥신 농도가 발표된 후에 다이옥신 저감을 위한 긴급대책이 실시되었으며 이로 인하여 소각장의 배출가스 공정흐름이 단계적으로 변화되었고, 중동과 성서소각장에서는 연소가스가 연소실 화격자 후단에서 보일러로 직접 유입되는 것을 막기 위해 밀봉공기 주입 팬을 설치하으며, 대부분의 소각시설에서 집진설비 전단 또는 세정기내에 분말 활성탄을 주입하여 오염물질의 흡착이 이루어지도록 하였다.
표 4-8은 국내 소각시설별 다이옥신 저감대책시행 전‧후에 대한 비교를 나타내고 있는데 이는 최초시설 설치 후 운영 중에 사회적으로 다이옥신 문제가 발생하여 정부차원에서의 대책수립 지시에 의해 소각장별로 다이옥신을 저감시키기 위한 방안을 수립하여 시설을 개선한 것이다.
그리고 국내 도시 생활폐기물 소각장에서는 거의 스토커식 소각로를 사용하고 있고 용인수지와 공사중인 영종도 소각시설의 경우에만 유동상식 소각로를 사용하고 있다. 표 4-9에는 국내 소각장의 소각방식, 일처리용량 및 보조연료의 종류 등을 나타내었다.
표 4-8 국내 소각시설별 다이옥신 저감대책 전후 비교
소각장
소각량(톤/일)
변 경 전 공 정
변 경 후 공 정
비고
일 산
300
1기
CC-WHB-EP-SCR-WS-STACK
CC(SNCR)-WHB-SDR-BF-SCR-STACK
영통과
동일
평 촌
200
1기
CC(SNCR)-WHB-SDA-BF-STACK
CC(SNCR)-WHB-SDA-BF-STACK
중 동
200
1기
CC-WHB-EP-WS-STACK
CC-WHB-EP-WS--BF-SCR-STACK
양 천
200
2기
CC-WHB-SDA-BF(LIME/AC)-RH
-SCR-STACK
노 원
400
2기
CC-WHB-EP-WS(2STEP)-SCR
-STACK
성서
1호기
200
1기
CC-WHB-EP-WS-STACK
CC-WHB-SDA-BF(LIME/AC)-BF
-SCR-STACK
성서
2,3호기
200
2기
CC-WHB-SDA-BF(LIME/AC)-RH
-SCR-STACK
창 원
200
1기
CC-WHB-SDA-BF-STACK
다 대
200
1기
CC-WHB-EP-WS-STACK
CC-WHB-EP-1차WS-2차WS-SCR
-STACK
해운대
200
2기
CC-WHB-EP-WS-RH-SCR-STACK
CC-WHB-RH-EP-WS-RH-BF-SCR
-STACK
FBC-COOLER(WATER)-DA-BF
-STACK
성남
1호기
50
2기
용도
변경
CC-WHB-EP-WS(2STEP)-RH
-SCR-STACK
성남
2호기
300
2기
CC-COOLER(WATER)-LIME/SPRAY(IN DUCT)-EP-STACK
의정부
50
1기
폐쇄
대 전
200
1기
CC(SNCR)-WHB-SDA-BF-
-RH-STACK
광 명
200
1기
CC(SNCR)-SDA-BF-STACK
CC(ROTARY KILN)-WHB-SPRAY DRYER-BF-WS-RH-STACK
신 평
150
2기
CC-COOLER(WATER)-APH-SDA
-BF-SCR-STACK
용 인
100
1기
군 산
150
2기
CC(ROTARY KYLN)-WHB-SPRAY DRYER-BF-WS-RH-STACK
과 천
80
1기
CC-WHB-SDA-BF-SCR-STACK
※굵은 글씨는 변경후 개선된 공정을 표시
표 4-9. 국내 도시폐기물 소각시설의 소각방식현황
소각장명
방식
1기 처리량
(ton/day)
기 수(대)
보조버너
사용연료
일산
스토커식
300
1
LNG
평촌
〃
200
1
LNG
중동
〃
200
1
LNG, 경유
양천
〃
200
2
LNG
노원
〃
400
2
LNG
성서
〃
200
3
경유
창원
〃
200
2
경유
성남
〃
300
2
LNG
다대
〃
200
1
LNG
해운대
〃
200
2
경유
대전
〃
200
1
LNG
울산
〃
200
2
LNG
광명
〃
150
2
경유
용인
〃
100
1
경유
용인수지
유동상식
70
1
LNG
수원
스토커식
300
2
LNG
과천
〃
80
1
LNG
강남
〃
300
3
LNG
부천대장
〃
300
1
LNG
산성가스(SOx, HCℓ)는 가스 세정장치에서 제거되는데 그 형식에는 건식, 습식, 또는 반건식이 있다.
표 4-10은 국내 생활폐기물 소각시설에서의 가스세정장치 시설현황을 나타내고 있다. 반건식에서는 중화약품으로 Lime 또는 Lime 슬러리를 주로 사용하고 있고, 습식세정장치에서는 가성소다를 사용하여 산성가스를 제거하고 있다.
배출가스 중의 분진은 후처리 설비에서 제거되고 있으며 이러한 분진 중에는 각종 중금속이 포함되어 있어 다이옥신의 재합성에 촉매역활을 하고 있다. 그렇기 때문에 다이옥신의 재합성을 억제하기 위해서는 분진을 신속히 시설내에서 제거하여야 한다. 제거장치로는 전기집진기와 백필터가 주로 사용되고 있으며, 전기집진기의 경우에는 다이옥신 재합성 온도(250-350℃)를 피하기 위하여 입구온도를 250℃이하로 조정하여 운전하고 있는 실정이다.
표 4-10. 국내 생활폐기물 소각시설의 가스세정장치 시설현황
구 분
일산
평촌
중동
양천
노원
형식
반건식
반건식
습식
반건식
습식
배출가스량
(Nm3/hr)
66,910
32,723
39,387
39,071
33,441
구 분
성서
창원
다대
해운대
대전
형식
반건식
반건식
습식
습식
반건식
배출가스량
(Nm3/hr)
39,685
46,773
36,419
45,433
46,293
구 분
성남
광명
용인
과천
형식
습식
반건식
반건식
반건식
배출가스량
(Nm3/hr)
61,762
28,438
29,489
27,624
다대소각장의 경우 설계시 운전온도는 200℃이하이나, 실제 운전시 탈기기의 온도를 110℃정도로 낮게 유지하여 열교환기 유입수 온도를 상대적으로 낮춰 보일러에서 집진기로 유입되는 배출가스 온도를 160℃정도를 유지하여 전기집진기에서의 다이옥신 재합성 온도를 피하여 운전하고 있다.
한편 표 4-7에서 알 수 있듯이 배출가스중의 질소산화물을 제거하기 위해 SCR 설비를 갖추고 있는 소각장은 중동, 양천, 노원, 성서, 다대, 해운대, 성남, 용인, 과천소각장이며, SNCR 설비를 갖추고 있는 소각장은 일산, 평촌, 대전, 광명소각장이다.
이러한 SCR 및 SNCR은 당초 질소산화물을 제거하기 위해 설치되었고, 특히 SCR 설비는 다이옥신 제거의 유용성이 외국에서 확인‧보고됨에 따라 설치하게 되었다.
또한 SNCR은 소각로내의 온도가 약 850℃ 부근에서 요소 또는 암모니아를 분무하여 탈질시키고자 설치되었으나, 일부 연구에서 로내의 다이옥신 생성을 반감시킨다는 이론도 존재하여 어느 정도는 효과가 있는 것으로 보고되어 있다.
2. 3 중․소형 폐기물 소각시설 현황
중․소형 소각시설의 운전 상황은 폐기물 성상의 불균질과 운전조작이 가능한 인자들의 한계성으로 인해 로내 상황이 수시로 변하는 특성을 가지고 있다. 또한 소각 및 배출가스 처리장치 프로세스들이 매우 단순하며 모니터링 시스템도 거의 없는 상
표 4-11. 국내 생활폐기물 소각시설의 분진 제거장치 시설현황
구 분
일산
평촌
중동
양천
노원
장치명
백필터
백필터
전기집진기
백필터
백필터
전기집진기
배출가스량
(Nm3/hr)
66,910
32,723
39,387
39,071
33,441
구 분
성서
창원
다대
해운대
대전
장치명
백필터
백필터
전기집진기
전기집진기
백필터
백필터
배출가스량
(Nm3/hr)
39,685
46,773
36,419
45,433
46,293
구 분
성남
광명
용인
과천
장치명
전기집진기
백필터
백필터
백필터
배출가스량
(Nm3/hr)
61,762
28,438
29,489
27,624
태이고 운전상황을 예측하는 근거가 되는 인자의 종류도 제한되어 있다. 소형 소각시설의 운전조건 및 평가는 일반적으로 배출가스 측정데이터의 현장 실측치로 평가되고 있는 실정이다.
최근 들어 가동을 시작한 중․소형 소각시설에 대해 병원 내 일반폐기물 소각로 1개소, 생활폐기물 소각시설 2개소, 사업장 소각시설 1개소, 그리고 지정폐기물 소각시설 1개소를 지정하여 표 4-12에 공정흐름을 정리하였다.
중․소형 소각시설의 경우는 대부분 용량이 모두 작고, 연속운전이 아니라 배치식 운전을 하고 있다. 또한 병원 내 일반폐기물 소각시설 및 지정폐기물 처리시설인 온산 소각장을 제외한 모든 소각시설에서는 연소가스를 냉각시키지 않고 직접 대기로 배출하고 있는 현실이다.
생활 및 사업장폐기물 소각시설들은 주로 고정상식을 채택하여 사용하고 있다. 표 4-13에 중, 소형 소각시설의 소각용량 및 소각방식에 대해 나타내었다. 폐기물의 투입은 수동으로 이루어지며 투입 후에 가동이 시작되면 특별한 조작을 하지 않는 것이 대부분이다. 생활 1 소각시설은 로내의 Swirl을 이용하여 연소효율을 증대시키는 방법을
표 4-12. 일반적인 중‧소형 소각장별 공정흐름도
공정 흐름
병원
F.D Fan-연소실-폐열보일러-사이클론(적출물 소각로일때)-세정기
-백필터-I.D Fan-굴뚝
생활 1
F.D Fan-연소실-사이클론(1중 또는 이중)-(세라믹 필터)-굴뚝
생활 2
F.D Fan-연소실-사이클론-굴뚝
사업장
F.D Fan-연소실-사이클론-굴뚝
온산
F.D Fan-연소실(2차까지)-폐열보일러-건식세정기-전기집진기-I.D Fan - 굴뚝
표 4-13. 일반적으로 채택되고 있는 중‧소형소각시설의 용량 및 소각방식
용량(kg/hr)
방식
보조버너 사용연료
병원
350
다단식
경유
생활 1
50
고정상식
경유
생활 2
70
고정상식
경유
사업장
95
고정상식
경유
온산
850
(20.3ton/day)
로타리 킬른+2차연소실
폐유를 가열하여 사용/또는 경유
사용하고 있으며, 병원 내 일반폐기물 소각시설은 다단식 소각방식을 채택하고 있다. 지정폐기물 소각시설에서는 로타리킬른의 후단에 2차 연소실을 설치하여 사용하고 있다. 킬른의 회전수 0.2-2.0rpm이고 경사도는 2.5%이며, 2차연소실 온도는 440-750oC 정도를 유지하도록 설계되어 있다.
이와 같은 소각장들의 후처리 설비를 표 4-14에 나타내었다. 병원 내 일반폐기물 소각시설과 지정폐기물을 대상으로 하는 소각시설에서는 폐열보일러를 사용하여 배출가스의 온도를 떨어뜨린 후 세정기 및 EP, 백필터 등을 거치게 되어 있다. 또한, 생활 1, 2 및 사업장 소각시설의 경우에는 연소가스를 냉각하지 않고 사이클론을 이용하여 분진만을 제거한 후에 바로 대기로 배출함으로서 배출가스의 온도가 매우 높다.
병원 내 일반폐기물 소각시설에서는 반건식 세정기에서 산성가스를 60% 제거할 수 있도록 설계되어 있고, Pulse jet type 백필터에서는 분진을 80% 제거할 수 있도록 되어 있다. 적출물 소각시설에는 사이클론을 별도로 설치하고 있지만 가동은 하지 않고 있다. 지정폐기물 소각시설에서는 건식 EP를 사용하여 98%이상 분진을 제거할 수 있도록 하고 있다. EP의 설계시 운전 온도는 300℃이나 온도를 250℃ 정도로 낮추어 운전하고 있다.
표4-14. 산성가스세정시설 및 분진제거장치
배출가스 냉각장치
스팀량
(ton/hr)
산성가스제거
용량
(Nm3/min)
분진제거
장치
용량
(Nm3/min)
병원
보일러
0.95
반건식세정기
70.9
백필터
70.9
생활 1
없음
-
없음
-
사이클론
32.06
생활 2
없음
-
없음
-
사이클론
사업장
없음
-
없음
-
사이클론
21.15
지정폐기물
보일러
4
건식 세정기
21
E.P
242
2. 4 소각시설에서의 일반적인 폐기물 성상
도시생활폐기물 소각시설와 중‧소형소각시설에 투입되는 폐기물의 성상을 표4-15 및 표 4-16에 나타내었다.
소각 폐기물의 성상을 보면 도시생활폐기물 소각시설의 경우 음식물류가 가장 높은 비율을 차지하고 있으며 비닐류도 비교적 높은 비율을 나타내고 있다.
원소분석에 의한 구성을 보면 SOx를 생성할 수 있는 유황의 함량이 매우 적고 수소성분이 많아 저위 발열량의 값에 큰 영향을 끼칠 수 있다는 것을 알 수 있다.
현재 운영되고 있는 소각시설에 반입되는 폐기물에서 저위 발열량은 일산과 성서소각시설이 특별히 높은 수치를 유지하고 있으며 목동, 창원소각장도 비교적 높은 수치를 보이고 있는 실정이다.
중‧소형 소각시설의 경우 소각로에 투입되는 병원 및 생활폐기물의 대부분이 종이류였으며, 도시생활폐기물 소각시설과 달리 성상 조사를 자체적으로 실시하고 있지 않아 기본자료의 구축을 위해 향후 지속적인 성상조사가 필요한 실정이다.
표 4-15 도시 생활폐기물에서의 소각시설 폐기물 성상조사
겉보기 밀도, 물리적 성상 삼성분, 발열량, 원소분석
측정항목
단위
평균결과
측정항목
단위
평균결과
겉보기밀도
kg/m3
313
회분
%
11.07
종이류
%
23.1
고위발열량
kcal/kg
2100
나무,짚류
%
1.16
저위발열량
kcal/kg
1600
섬유류
%
5.50
C
%
49.6
비닐,고무류
%
17.1
H
%
7.21
음식물류
%
46.6
O
%
35
불연물류
%
6.58
N
%
0.96
수분
%
53.5
S
%
0.16
가연분
%
35.42
Cℓ
%
1.17
표 4-16 중, 소형 폐기물 소각시설에서의 폐기물 성상조사
분석항목
단위
대상소각로
병원
생활1
생활2
사업장
겉보기밀도
kg/m3
96.5
106
210
83.4
종이류
%
51.2
54.8
32.8
8.35
나무,짚류
%
0
27.4
7.85
0
섬유류
%
13.9
10.3
24.2
41.5
비닐,고무류
%
26.0
7.53
29.8
50.2
불연물류
%
8.87
0
5.41
0
수분
%
17.3
0.58
37.3
0
가연분
%
63.9
81.3
48.8
95.1
회분
%
18.8
18.1
14.0
4.87
고위발열량
kcal/kg
4539
4570
3511
7980
저위발열량
kcal/kg
4055
4214
3007
7435
3. 다이옥신류 배출기준 제정에 따른 효과
3. 1 생활폐기물 소각시설의 다이옥신 대책 전개과정
우리나라에서 도시폐기물 소각시설의 배출가스 에 대한 다이옥신 농도 측정은 다이옥신의 유해성 문제가 일반인에 알려지기 시작한 1995년에 서울시가 목동소각장(현 양천자원회수시설)을 대상으로 한국과학기술연구원(KIST)에 의뢰하여 실시한 것이 최초이다. 당시 KIST에는 다이옥신 분석을 위한 장비 및 인력이 미비하여 시료채취는 국내 대기시료 채취업체가 미국업체의 도움을 받아 실시하였고 다이옥신 분석은 신뢰성 확보를 위하여 미국의 다이옥신 분석 전문업체인 USA Triangle Research Park와 국내의 기초과학지원연구소에서 각각 실시하였다.
그 결과 배출 허용기준을 엄격하게 적용하고 있는 유럽 몇몇 국가의 0.1ng- TEQ /Nm3에 비해 최대 6.4ng-TEQ/Nm3이라는 분석결과가 도출되었다. 하지만, 시료채취 및 분석방법을 일관되게 적용할 수 없어 현재의 측정치와 비교할 수는 없지만 인근 주민에게 충격적인 사실로 받아 들여졌다.
이에따라, 환경부는 1995년 12월에 전문위원회를 열어 다이옥신에 관한 측정 및 분석공정시험 방법을 검토하고 그 방법을 법제화하여 공정시험방법에 근거한 자료의 획득과 관리를 위한 본격적인 대응책 모색을 1996년부터 시작하였다.
이러한 대응책 수립의 일환으로 환경부는 소각시설 배출 다이옥신에 대한 관리기준 제정을 위한 조사연구를 1996년 4월에 대표적인 일부 소각시설을 선정하여 착수하였다. 그후, 가동중인 전국 소각시설의 실태파악을 1997년 1월부터 착수하여 5월에 다이옥신의 배출현황을 발표하였다. 또한 정부는 1997년 50톤/일 이상의 도시폐기물 소각시설에 대한 적극적인 관리기준 및 대응책을 마련하고 법적 기반을 갖추어 1997년 7월 1일 시행령으로 제시하게 되었다. 그 내용을 표 4-17에 나타내었다.
표 4-17. 정부가 제시한 소각시설의 다이옥신 배출기준(1997년 기준)
구 분
기 준 치
기 간
신설로
0.1ng(기준치)
'97. 7. 1시행
기설로
0.5ng(권장치)
0.5ng(기준치)
0.1ng(기준치)
'97. 7～'99. 6
'99. 7～2003.6
2003. 7부터
표 4-18. 1995년～1998년 의무측정 이전까지의 다이옥신 배출경향
구분
다이옥신농도수준
(평균)
ng-TEQ/Nm3
대상시설수 및 수행기관
비고
1995년도
0.4～0.6(0.47)
6.4
1개시설
KIST 및 Triangle Research Park 기초과학지원센터
서울시주관
1996년도
1.20～18.1
(9.26)
3개시설
부경대 수행
환경부 주관 : 관리방안 마련의 조사연구
1997년도
0.05～36.50
(5.66)
11개시설
포항공대 등
대학․연구소합동 조사
환경부 -
환경관리공단 : 전국실태조사
1998년도 1차
0.011～5.856
(0.923)
9개시설
환경부 국립환경연구원 - 환경관리공단
환경부 : 대응책수립 후 대책효과 확인
환경부가 적극적인 대응책 수립을 위하여 조사연구를 추진함으로서 얻어진 결과들은 예상했던 대로 기존의 오래된 소각시설에서 높은 농도를 나타내었으며 건설된지 오래지 않은 소각시설은 비교적 낮은 수준으로 측정되었다.
이는 초기에 건설된 소각장은 당시에 다이옥신 배출저감을 위한 개념이 없었던 관계로 설계에 전혀 반영되지 않은 반면, 1995년 이후에 건설 가동되기 시작한 소각장은 설계에 반영되었거나 공사중 설계변경을 통하여 다이옥신 배출저감을 위한 방지시설을 설치하였기 때문으로 추정되고 있다. 표 4-18에 나타낸 것은 1998년 환경부에서는 1997년에 발표된 다이옥신 배출실태 및 저감대책의 효과를 알아보기 위하여 국립환경연구원 주관으로 환경관리공단이 전국의 도시생활폐기물 소각시설에 대하여 다이옥신 배출실태를 다시 조사한 결과하였다. 그 결과 환경부를 중심으로 한 적극적인 대응이 소각시설에서의 다이옥신 저감이라는 성과로 나타났다.
이상과 같은 진행과정을 통하여 소각시설 중 가장 오래된 의정부 소각장의 경우, 어떠한 시설 개선 방법으로도 다이옥신 저감이 불가능할 것으로 판단되어 환경부는 소각시설을 폐쇄하는 조치를 취하였다.
또한, 환경부는 기타 다른 소각시설에 대하여도 각 시설의 특성에 맞는 다이옥신 배출 저감대책을 긴급대책과 항구대책으로 구분하여 수립 시행함으로서 모든 소각장이 궁극적으로 배출농도가 0.1ng-TEQ/Nm3수준을 달성할 수 있도록 적극적인 개선조치를 취함과 동시에 주기적으로 의무적인 모니터링을 실시하도록 하였다.
한편으로 성남소각장의 경우 국내 유일의 유동상식 소각시설로서 개선 대상에 포함됐었으나 도시생활폐기물 소각시설로서의 다이옥신 개선에 어려움이 예상되어 슬러지 소각시설로 전환하였다.
표 4-19에는 소각시설별로 다이옥신 저감개선 대책를 요약하였다. 이 결과는 다이옥신 저감 대책이 시행된 이후 1년 여만에 얻어진 결과로 1997년의 평균 배출농도(5.66ng-TEQ/Nm3)에 비하여 1/6정도로 저감되었음을 알 수 있다. 이 시점에서는 대부분의 소각시설에서 많은 비용과 시간을 필요로 하는 항구대책이 완료되지 않았고 긴급대책 만이 완료된 상태였음에도 불구하고 매우 큰 저감효과를 거둘 수 있었다. 이 결과는 운전방법의 개선과 지속적인 모니터링에 의해 다이옥신의 배출 저감에 대한 기술적인 대응 가능성을 시사하고 있다.
표 4-19. 소각장별 다이옥신 저감 개선 대책
소각장명
긴급대책
항구대책
기대치
목 동
없 음
․SCR 촉매층량 증설
(4단→5단)
0.1
상 계
없 음
․SCR 촉매층량 증설
(3단→4단)
0.1
다 대
․A/C 분무시설 설치
․SCR설치 및 촉매 증량보강
․A/C 분사시설 설치
긴급 : 0.5
항구 : 0.1
해운대
․A/C 분부시설 설치
․EP 입구 온도조절
․SCR촉매 증량보강
․B/F 흡착탑 설치
긴급 : 0.5
항구 : 0.1
성 서
․A/C 분부시설 설치
․방지시설 전면 개․보수
- A/C, B/F 설치
- SCR 설치 고려
긴급 : 2～5
항구 : 0.1
평 촌
․B/F 및 케이스 전면교체
․방지시설 일부보완
- A/C, SNCR 설치
0.1
일 산
․SCR 효율개선
․연소공기등 운전조건 조절
․방지시설 전면 개․보수
- A/C, B/F 설치
- SCR 설치 위치 변경
긴급 : 0.5
항구 : 0.1
부 천
․A/C 분부시설 설치
․EP 입구온도 조절
․방지시설 전면 개․보수
- A/C, B/F 설치
- SCR 설치고려
긴급 : 2～5
항구 : 0.1
창 원
․B/F 여과포 설치
․A/C 분무시설 설치
․SCR 설치고려
0.1
3. 2 생활폐기물 소각시설의 다이옥신 의무측정 제도와 성과
폐기물관리법에 의해 도시생활폐기물 소각시설에 대하여 배출 다이옥신농도를 년 2회 의무적으로 측정하도록 하고, 시설 개․보수 이후 개선효율 확인 등을 실시한 이후 다이옥신의 발생억제 효과가 확연히 나타나기 시작하였다.
2000년에는 대덕, 광명, 수원, 용인, 과천 등에 소각장이 신설 가동되게 됨으로서 국내에 모두 17개의 대형 도시생활폐기물 소각시설이 가동되게 되었다. 이때 신설된 소각시설은 다이옥신 배출저감에 초점을 맞춘 대기오염방지시설을 충분히 갖춤으로서 다이옥신 배출농도를 매우 낮은 수준으로 유지할 수 있었으며, 기존의 소각시설도 1997년 발표된 시설보완 계획을 대부분 완료하여 다이옥신 배출농도를 크게 저감시켰다.
1999년 이후부터 2000년까지, 가동중인 17개소 소각시설 중 일부 시설이 민원 등의 이유로 일시 가동 중단되는 사례 이외에는 대부분 정상적으로 가동되고 있으며 다이옥신 배출농도 저감에 대한 지속적인 노력으로 상반기까지 측정된 결과는 표 4-20에서 알 수 있듯이 0.001ng-TEQ/Nm3 수준까지도 달성하고 있다. 또한, 대부분의 소각장이 0.05ng-TEQ/Nm3 수준 이하를 유지하고 있는 것으로 파악되고 있다.
따라서, 폐기물관리법에 의해 각 소각시설별로 자체적인 의무측정 결과를 보면 도시생활폐기물 소각시설의 경우 전반적으로 2003년 7월부터 적용될 예정인 배출허용기준치 0.1ng-TEQ/Nm3를 충분히 충족시킬 수 있는 확신을 보여주고 있다고 할 수 있다. 국내 도시생활폐기물 소각시설에 대한 다이옥신 배출농도의 측정값을 평균하여 보면 2000년의 경우 상반기만의 자료임을 감안하더라도 매년 60% 이상씩 큰 폭으로 감소하고 있어 다이옥신 배출저감 대책이 매우 효과적으로 이루어졌음을 알 수 있다. 향후에도 다이옥신 배출량이 2000년 수준 정도로 유지될 것으로 전망되어 대기중으로의 다이옥신 배출 총량 중 도시생활폐기물 소각시설의 영향은 매우 적어질 것으로 예상된다.
표4-20. 도시생활폐기물 소각시설 다이옥신 의무측정결과(단위:ng-TEQ/Nm3)
기 간
1997
1998
1999
2000 (상반기)
비 고
농도 범위 (평균농도)
0.05～36.50
(5.66)
0.014～5.237
(0.745)
0.001～9.576
(0.245)
0.001～0.80
(0.082)
저감율*
-
87%
67%
67%
* 저감율 = (전년농도 - 당해년농도)/전년농도 × 100
3. 3 사업장 폐기물 소각시설의 다이옥신
다이옥신이 사회 문제화되기 시작한 이후 사업장내 일반 또는 지정폐기물 소각시설 또한 다이옥신 배출의 예외일 수는 없을 것이다. 그러나 대부분 기업체에서는 측정분석에 대한 비용문제 또는 측정치가 높게 나왔을 때 기업이미지 문제 등을 우려하여 스스로 측정하기를 꺼려하는 분위기가 지배적이었으나 몇 몇 전향적인 기업에서는 법적 의무사항이 아님에도 불구하고 자발적으로 시설개보수를 실시하여 측정하기도 하였다.
사업장폐기물 소각시설의 다이옥신 측정이 법적으로 의무화되기 이전에 이러한 사업장에서 배출되는 다이옥신 농도수준은 0.003～7.684ng-TEQ/Nm3까지 검출되었다. 이는 기업체 스스로 다이옥신 배출저감을 위하여 노력한 결과로 측정값이 높지 않게 나왔거나 소각대상물 또는 대기오염방지시설의 종류에 따라 매우 높은 농도로 다이옥신이 배출되는 사업장이 있을 수 있기 때문으로 풀이 되고 있다.
환경부는 도시생활폐기물 소각시설에 대한 실태조사를 거쳐 다이옥신 배출저감 대책을 시행한 결과 일단 성공을 거두었다고 판단하고 다음 단계로 사업장 폐기물 소각시설에 대하여도 실태파악을 하기 위하여 1999년 8월 9일 폐기물관리법 개정을 통하여 시간당 처리능력이 2톤 이상인 모든 소각시설의 다이옥신 측정을 년 2회 이상 실시하도록 의무화하였다.
지금까지 얻어진 측정 결과에 따라서 의무측정 이전과 의무측정 첫해인 1999년 하반기의 사업장폐기물 소각시설 배출 다이옥신 농도를 비교하여 표 4-21에 나타내었다.
이상의 결과들을 보면 동종의 업종에서도 원료의 종류나 공정 또는 소각방식 등에 따라 다이옥신 배출농도 차이가 커서 업종별 유사성을 찾기가 어려우며, 또한, 대상업체에는 사업장 일반폐기물 소각시설과 지정폐기물 소각시설을 모두 포함하고 있어 같은 기업에서도 차이가 크게 나타나고 있다. 또한, 경우에 따라서는 2기 이상의 소각시설을 가동하고 있으면서 시설의 노후정도가 서로 다르거나 소각대상물질이 서로 다른 경우에도 분석 결과치의 차이를 보이고 있다. 1999년도 사업장 소각시설 결과에서와 마찬가지로 다이옥신 배출농도에 대한 업종별 유사성을 찾기 어려우며 사업장 지정폐기물을 주로 소각처리하는 폐기물처리 업체의 소각시설에서 일반적으로 높게 배출되는 경향을 가지는 것으로 풀이되고 있다.
따라서, 기업 스스로 다이옥신 배출 저감을 위한 투자 분위기를 조성할 필요성이 있으며, 기업 이미지 개선을 위한 노력, 적극적인 사회적 분위기 조성 및 다이옥신의 배출 억제를 위한 재정 등의 지원 대책수립이 필요하다고 할 수 있다.
표 4-21. 사업장 소각시설 다이옥신 의무 측정 전․후의 비교
구분
농도 범위 (평 균)
ng-TEQ/Nm3
비고
의무측정 이전
0.003～7.684(1.41)
○ 8개 시설, 23시료
1999년 8월 이후
0.004～88.488
(5.78)
○ 19개 시설, 66시료
- 0.5ng-TEQ/Nm3이하: 12시설
- 0.5이상～5ng-TEQ/Nm3미만: 11시설
- 5ng-TEQ/Nm3이상: 2시설
* 총합이 일치하지 않는 것은 시설이 계열화되어 있어 2～3개 소각로를 갖추고 있기 때문임.
2000년도
0.008～927.220
○ 33개 시설, 141시료
- 0.5ng-TEQ/Nm3이하: 15시설
- 0.5이상～5ng-TEQ/Nm3미만: 8시설
- 5ng-TEQ/Nm3이상: 24시설
* 총합이 일치하지 않는 것은 시설이 계열화되어 있어 2～3개 소각로를 갖추고 있기 때문임.
3. 4 중소형 소각시설의 다이옥신
90년대 들어 폐기물발생량 억제를 위하여 농어촌 또는 사업장에서 발생하는 생활폐기물을 발생현장에서 직접소각 처리할 수 있는 소형소각시설이 보급되기 시작한 이후 현재까지 전국에 약 15,000기의 소형소각시설이 보급되었다.
이들 소형소각시설은 연소실 후단의 대기오염방지시설이 불충분할 뿐만 아니라 가동 기술인력의 전문성 결여로 대기환경에 악영향을 미칠 수 있다는 우려가 대두되자 환경부 및 각 지자체에서는 현재, 가급적 소형소각시설의 설치를 지양하고 있는 추세이다.
중소형 소각시설에 대하여 다이옥신 배출농도를 측정한 것은 1999년 환경부 주관으로 환경관리공단에서 실시한 배출실태조사일 것이다. 이 조사는 생활폐기물 소각시설과 사업장 일반폐기물 소각시설을 소각 용량별로 0.2ton/hr미만, 0.2ton/hr～2ton/hr, 2ton/hr 이상으로 구분하여 각 용량별로 2개의 소각시설에서 측정한 것으로 소각시설의 평균농도 수준을 표 4-22에 나타내었다. 2ton/hr이상의 생활폐기물 소각시설은 도시생활폐기물 소각시설에 해당되므로, 현재 대부분의 도시생활폐기물 소각시설dl 배출허용기준치인 0.1ng-TEQ/Nm3 이하를 유지하고 있다는 점을 감안하면 평균값이 0.1ng-TEQ/Nm3 을 넘지 않을 것으로 판단된다.
표 4-22에서 보는 바와 같이 소각용량이 적을수록 다이옥신 배출농도가 높았으며 이는 규모가 작을수록 대기오염방지시설의 종류나 규모를 축소할 수밖에 없는 현실을 감안할 때 소형 소각시설의 보급을 억제해야 한다는 근래의 방침이 타당함을 보여주고 있다.
그러나, 사업장 일반폐기물 소각시설의 경우에는 소각용량이 큰 2ton/hr이상인 소각시설에서 15.8ng-TEQ/Nm3로 더 높게 측정되었으나, 이는 사업장별로 투입 폐기물의 성상이 크게 다를 수 있으므로 배출가스의 다이옥신 농도와는 상관성있는 결과를 얻기는 어렵다. 같은 폐기물일 경우에는 대기오염방지시설이 충분한 대형 소각시설이 다이옥신 배출을 더욱 효율적으로 억제할 수 있다는 것은 사실일 것이다.
따라서 비록 소형소각시설이 단위 시설당 소각량 자체는 매우 적다 하더라도 다이옥신 배출농도가 도시생활폐기물 소각시설의 수백배까지 배출되고 있음을 감안한다면, 비용측면에서 다이옥신 배출저감을 위한 방지시설 설치가 어려운 소형 소각시설의 설치는 억제될 수 있도록 유도해 가는 것이 바람직하리라 본다.
표 4-22. 중소형 소각시설 배출 다이옥신 농도
(단위 : ng-TEQ/Nm3)
구 분
0.2ton/hr미만
0.2ton/hr～2ton/hr
2ton/hr이상
생활폐기물
89.367
20.633
0.1*
사업장폐기물
84.011
7.263
15.837
* 도시생활폐기물 소각시설 다이옥신 배출기준치
4. 방지시설별 다이옥신 처리효율
소각시설의 운전과정에서 배출가스의 냉각과 열회수 과정을 거쳐 집진설비에 유입되기까지 다이옥신류의 농도 수준을 파악해 보면, 보일러 후단에서 배출되는 다이옥신 농도는 대략적으로 약 3～6ng-TEQ/N㎥ 이내로 파악되고 있다. 이러한 사전 파악은 집진등 후처리설비의 개조 및 보수의 용이성을 확보할 수 있으며, 향후 대응 방안을 수립할 수 있는 근거자료가 될 수 있다. 또한 소각로의 출구이후 및 집진시설등 각 프로세스상에서 다이옥신류 이성체 프로파일과 배출형태를 파악해 두는 것도 대책마련의 기초자료가 될 수 있다.
그림 4-7에 소각시설의 보일러후단에서 배출되는 다이옥신의 배출패턴을 이성질체(Congener)별로 나타내었다.
다이옥신류
퓨란류
다이옥신류
퓨란류
⒜ 전체평균 ⒝ 2ng-TEQ/N㎥이하인 소각장
그림 4-7. 보일러후단에서의 이성질체별 다이옥신 배출형태
⒜는 전체평균을 나타내었고, ⒝는 2ng-TEQ/N㎥이하인 소각장만 평균하여 나타내었는데, ⒜, ⒝ 모두 매우 유사한 형태를 유지하고 있어 보일러후단에서 배출되는 다이옥신의 패턴이 일정함을 알 수 있다.
이성질체별 패턴은 퓨란류가 다이옥신류보다 많고 PeCDF가 가장 많이 존재하는 것으로 파악되고 있다. 연소실 출구온도가 높을수록 배출 다이옥신 농도가 낮은 경향을 나타내었다. 이것은 온도측정장치의 설치위치가 소각장마다 다르기 때문에 절대적인 기준이 될 수 없고, 실제 연소온도의 재조사가 추가로 필요할 것이나, 운영지침을 위한 비교를 위해 도시하였다. 배출농도가 비교적 낮은 소각시설은 연소실의 운전이 상대적으로 안정하고, 배출농도가 비교적 높은 소각장은 연소방법의 개선이 필요함을 의미한다.
4. 1 공정별 다이옥신 처리효율
현재 가동 중인 소각시설 중 9개 소각시설을 선정하여 크게 3계열, 5개 공정으로 구분하여 보았다.
첫째, EP-W/S-SCR, 둘째, S/D-B/F-SCR, 셋째, EP-SCR-W/S 계열이다.
여기에서 EP는 Electrostatic Precipitator
W/S Wet Scrubber
S/D Semi - Dry Absorber
B/F Bag Filter
SCR Selective Catalystic Reduction을 약어로 표시하였다.
공정별로 묶어 평균 처리효율을 구하면 일반적 패턴에서 크게 벗어나지는 않으나, 소각장마다 운전형태, 설비구조에 따라 각각 특성을 보이고 있다.
이것은 각 소각시설별 기술적 특성에 기인하겠지만 우선적으로 각 소각시설 운영자는 최적운전조건을 도출하여 현장적용을 함으로서 보다 안정적인 운전을 꾀하는 것이 바람직하다.
4. 2 S/D-B/F-SCR 공정
S/D - B/F공정의 다이옥신 제거효율을 SCR이 있는 경우와 없는 경우를 구분하여 표 4-23 및 표 4-24에 나타내었다.
표 4-23. S/D-B/F-SCR 공정 다이옥신 처리효율 비교표
공 정 :
폐열보일러
S/D
B/F
SCR
STACK
평균치 (ng-TEQ/N㎥)
결과
S/D, B/F 효율 (%)
결과
SCR효율 (%)
결과
비 고
S/D-B/F-SCR 공정
2.894
98.9
0.033
20.8
0.026
표 4-24. S/D-B/F공정 다이옥신 처리효율 비교표
공 정 :
폐열보일러
S/D
B/F
STACK
평균치 (ng-TEQ/N㎥)
결과
효 율 (%)
결과
비 고
A
1.232
97.7
0.029
B
29.610
98.5
0.434
C
15.421
98.5
0.232
S/D와 B/F는 분리하여 효율을 측정하지는 않았고 묶어서 처리효율을 측정하였는데, 3개소 각 장의 평균처리효율은 98.5%로서 양호한 효율을 가진 것으로 판단되고 있다.
B시설의 경우 S/D-B/F효율은 양호하나, 연소실에서 배출되는 농도가 높아 최종 배출농도가 0.434ng-TEQ/N㎥이었다.
B 이외의 A 및 C 소각장의 B/F후단 평균농도가 0.031ng-TEQ/N㎥이기 때문에 B도 연소조건을 개선하면 보다 낮은 배출농도가 예상된다.
4. 3 EP-W/S-SCR 공정
일반적으로 EP의 운전온도와 다이옥신 재합성온도가 일치하여 EP는 다이옥신의 재합성이 우려되는 것으로 일반적으로 알려져 있으나, 제반 여건에 따라 차이를 보이고 있으며 그 결과를 표 4-25, 표 4-26에 나타내었다.
표 4-25. EP- W/S -SCR 공정 다이옥신 처리효율 비교
공 정 :
폐열보일러
E.P
W/S
SCR
STACK
평균치(ng-TEQ/N㎥)
결과
EP효율(%)
결과
W/S효율(%)
결과
SCR효율(%)
결과
비 고
D
1.183
-113.3
2.524
-31.8
3.326
89.2
0.359
1 차
2.413
76.3
0.573
-83.7
1.052
94.5
0.058
E.P 전단
E
2 차
0.106
3.1
0.103
19.4
0.083
에 A/C
3 차
1.370
52.4
0.652
74.9
0.163
분사
평 균
1.892
64.3
0.444
0.9
0.439
84.0
0.070
F
5.732
85.7
0.819
-47.9
1.211
92.7
0.088
평 균
2.675
65.0
0.935
-25.2
1.171
87.4
0.147
※ E사업소의 경우 EP의 인입가스온도가 200℃이하로 운전되고, D.F의 경우는 230℃ 전후로 운전되고 있는 것으로 조사되었다.
표 4-26. EP - W/S 공정 다이옥신 처리효율 비교
공 정 :
폐열보일러
E.P
W/S
STACK
평균치(ng-TEQ/N㎥)
결과
EP효율(%)
결과
W/S효율(%)
결과
비 고
G
1.701
95.4
0.078
-5711.6
4.548
EP전단에 A/C분사
(4.5 Kg/Hr)
H
4.713
71.4
1.346
-44.3
1.942
EP전단에 A/C분사
(5 Kg/Hr)
평 균
3.207
77.8
0.712
-355.8
3.245
표 4-27. EP - SCR - W/S 공정 다이옥신 처리효율
공 정 :
폐열보일러
E.P
SCR
W/S
STACK
평균치 (ng-TEQ/N㎥)
결과
EP효율(%)
결과
SCR효율(%)
결과
W/S효율(%)
결과
비 고
I
2.771
-44.0
3.991
88.5
0.459
-78.6
0.820
표 4-27의 경우에는 EP와 W/S에서 모두 다이옥신이 증가되었고 SCR에서는 처리효율이 88.5%이었다.
위의 결과들을 살펴보면 연소가스가 S/D-B/F를 거친 경우 모두 다이옥신 농도가 기준치 이내로 처리가 되었고 SCR을 거치면 더욱 저감되었다. 결국 최적연소조건을 도출하여 현장에 적극 적용하면 SCR없이도 0.1ng-TEQ /Nm3이하의 다이옥신 배출농도 유지가 가능함을 알 수 있었다. EP는 일반적으로 운전온도에 따라 재합성에 의해 다이옥신 농도가 증가하는 것으로 알려져 있으나, 전기집진기의 낮은 운전온도, 활성탄의 적용 등으로 전기집진기에서도 다이옥신의 제거가 가능한 것으로 조사되고 있다. 표 4-28에는 G소각장을 대상으로 W/S 순환수 교체에 따른 W/S의 다이옥신 처리효율을 비교하였다.
이러한 현상을 습식 스크러버(W/S)의 효율면에서 보면 세정수내에 축적되는 미세 입자들과 비 수용성인 다이옥신이 응축수내에 많이 축적되었다가 후단설비로 이동되는 현상으로 추정될 수 있다. 비록 다이옥신이 물에는 잘 녹지 않지만 긴 체류시간을 가지고 머무르게 되면 세정수내에도 많은 양의 다이옥신이 함유되는 것을 알 수 있다.
표 4-28. G소각장 W/S 순환수 교체에 따른 W/S의 다이옥신 처리효율
공 정 :
E.P
W/S
STACK
평균치 (ng-TEQ/N㎥)
결과
W/S 효율 (%)
결과
비 고
G
0.013
-2946.9
0.386
제 5 장 다이옥신 저감을 위한 생성억제 및 방지대책
1. 폐기물 배출과 다이옥신류 문제
폐기물은 소비의 과정에서 사용되지 못하거나 사용된 후 폐기되는 과정에서 발생하는 물품으로서, 최근 폐기물 발생량의 증가와 질적인 변화가 폐기물 처리의 어려움을 초래하여 사회적 문제의 관심사 중의 하나로 클로즈업되고 있다.
폐기물 문제의 근본적인 원인은 1차적으로 공업화라고 하는 산업형태의 변화에 의한 영향으로서, 이는 생산공정에서 이용되어 온 자원의 물질적 변화가 천연물질에서 합성 화학물질으로의 변화를 가져왔기 때문이다.
이와 더불어 인구의 도시집중화 및 지속적인 증가 등이 도시의 비대화를 초래하였고 이에 따른 욕구충족을 위한 대량생산과 대량소비라고 하는 생활 문화패턴의 변화가 이루어지게 됨으로써, 대량의 합성화학물질이 생산공정에서 사용되어 소비과정에서 폐기물의 양적 증가와 집중화를 가져왔다.
이러한 폐기물의 급격한 변화는 자연의 자정능력 상실을 초래하게 되었으며, 이에 따라 처리 방법론적 측면에서 고도의 처리기술에 의한 대응책을 요구하는 시점에 직면하게 되었다고 할 수 있다.
증가하는 폐기물에 대한 처리방법론적인 차원에서는 수거 및 수송, 중간처리 과정인 소각처리 시설의 확충, 최종처리시설인 매립장 부족 등의 문제가 대두되어 행정적․정책적인 대책과 이러한 시설들 적정 운영 위한 경제적․기술적인 대응이 동시에 요구되고 있는 것이다.
또한, 국민의 교육문화수준의 향상과 환경에 대한 관심의 고조 및 국제사회간 정보교환으로 인한 환경문제 전반에 대한 인식의 변화에 따라 폐기물소각과 이에 따르는 다이옥신 등을 비롯한 유해물질의 처리문제가 부각됨으로서 폐기물처리는 더욱더 어려워지고 있는 실정이다.
특히, 처리시설중 중간처리의 과정이 환경에 2차오염의 발생원으로 작용할 수 있으며, 이에 대한 효율적이고 합리적인 대안으로서 기술적인 대응능력 발휘의 필요성이 요구되고 있으며, 대량으로 발생되는 폐기물 문제의 근본적인 해결책으로서 에너지의 사용합리화 및 재활용자원 이용을 위한 법률적인 정비를 비롯한 경제적인 지원과 원인제공자 부담의 원칙이 명확히 제시되어야 할 것이다.
또한 상품생산자에 대해 제품생산과정과 유통단계까지 폐기물 처리에 대한 부분적인 책무뿐만 아니라 사후처리까지도 고려한 제품의 유통경로를 확립할 수 있도록 요구되어져야 할 것이다.
이와 더불어, 제품의 사용자인 소비자도 회수단계에서의 대응책 뿐만 아니라, 재활용 또는 자원화 단계까지의 처리에 대한 책무도 일부 부담하는 여건이 확립되어야 할 것이다. 이러한 문제를 해결하고자 할 때에는 사회적인 여건이 성숙과 경제적인 지원을 위한 재원의 확보와 함께 법률적인 재정비가 병행되어야 가능하다고 볼 수 있다.
이러한 여건을 감안한 접근 가능한 현실적인 대안으로서는 기술적 접근에 의한 문제해결 방법의 중요성을 재인식하고 적절히 대처하는 것이 바람직하다고 할 것이다.
우리나라의 경우에는 좁은 국토로 인한 매립장 확보의 어려움때문에, 폐기물 처리문제의 극복을 위한 폐기물 소각처리 공정에서의 다이옥신류를 비롯한 환경문제 발생은 불가피하게 초래될 수밖에 없는 측면이 있었다.
국내 폐기물의 발생량은 국민 1인당의 발생량은 1989년부터 1991년까지는 폐기물이 증가하는 추세를 가지고 있었으며 1993년부터는 감소추세를 나타내고 있다.
이러한 추세는 외국의 경우와 비교하여 보면 미국, 일본, 영국을 비롯한 독일의 경우는 0.9～1.3kg/일/1인의 수준으로 우리 나라에서도 1990년 중반에 이르러 선진국의 발생량과 그다지 큰 차이를 나타내지 않고 있다.
또한, 폐기물의 총발생량을 보더라도 생활폐기물의 발생량은 감소하는 추세를 가지고 있지만, 사업장에서의 폐기물 발생량은 산업활동의 증가에 따라 지속적으로 증가하는 추세를 가지고 있고, 폐기물 성상은 생산품에 대한 이용의 편리성 추구와 변질의 억제를 위한 난분해성 화학물질의 첨가로 인해 난분해 화학물질인 염소를 비롯한 할로겐 화학물질의 사용증대 등의 복합적인 원인이 다이옥신류를 비롯한 유해물질의 환경배출을 가중시킨는 결과를 가져왔다고 볼 수 있다.
따라서, 난분해성 물질의 사용과 배출을 최소화하고 중간처리과정으로 배출되는 이들 화학물질이 분리처리될 수 있도록 시설을 설치 운영하는 한편, 운영기술의 향상을 도모하고 이를 뒷받침하기 위한 정책적 기반을 조속히 조성해 나갈 필요가 있다고 할 수 있다.
2. 다이옥신 0.1ng I-TEQ/N㎥의 채택 배경
다이옥신에 대한 관심은 1970년대에 2,3,7,8-TCDD가 고농도로 함유된 제초제 2,4,5-T가 실험용 마우스에 최기형성과 태아독성을 나타내는 결과가 보고된 이후로 고조되기 시작하였다. 그후 다이옥신에 대한 연구는 독성관계뿐만이 아니라 발생원을 비롯한 환경의 전 분야에 걸쳐 확산되었다.
그 결과로써, 다이옥신류의 환경배출은 그림 5-1과 같이 1940년 이후 방향족 화합물의 생산과 사용증가와 더불어 환경 중 배출속도가 급증하고 있다는 사실이 규명되기 시작하였고 다이옥신은 특정한 배출원 주변에 국한되는 것이 아니고 대기, 수질, 토양 등의 생활환경 전반에 걸쳐 광역적으로 널리 오염되어 있다는 것이 밝혀졌으며, 농도수준은 낮지만 난분해성으로 생태계의 연쇄과정을 통하여 생체내 지방분 축적과 체외로의 배출이 어렵다는 점도 밝혀졌다.
그리고 그 발생원은 농약을 비롯한 제조공정과 폐기물 소각뿐만이 아니라 금속정련을 비롯한 비철금속의 정련과정을 포함하여 대부분의 생산 제련 열처리공정에서 환경 중으로 배출되고 있는 것으로도 알려지고 있다.
특히 소각과정에서는 1979년에 다이옥신류가 검출된 이래, 현재의 소각시설에 대하여 일반화된 0.1ng I-TEQ/N㎥의 기준을 만들어 내기까지는 많은 연구노력이 있었다. 독성등가 환산농도의 0.1ng이라고 하는 수치의 근거와 설정에 대한 충분한 이해가 필요하다.
다이옥신의 규제에 대한 가장 엄격한 기준을 최초로 채택한 나라는 스웨덴이었다. 스웨덴에서는 24개의 폐기물의 소각처리 및 에너지회수시설이 있었으며, 이들 시설이 다이옥신의 발생원 중의 하나라는 사실이 1984년에 규명되었다. 이에 따라 대책을 검토하기 위하여 처리시설의 신설 계획을 일시중단하고 연소시설의 개량과 더불어 연소 배출가스의 처리에 대한 계획이 수립됨으로서 1986년 신설 중지조치를 해제하고 배출농도에 대한 새로운 허용 한계치를 설정하기에 이르렀다.
그 결과가 TCDD 환산치로서 기설로에 대해서는 0.5～2.0ng이였으며, 신설로에 대해서는 0.1ng이라는 기준이 설정된 것이었다.
이때까지만 하더라도 국제다이옥신학회의 전문가들 사이에서도 이 설정된 기준을 만족시키기 위한 기술적 대응의 가능성 여부에 대해 많은 논란이 있었으며, 이 당시에는 문제해결을 위한 연구방향의 초점은 연소에 있었다. 그 가운데서도 생성메커니즘에 대한 연구는 실험실규모 및 파일롯트규모로 유럽을 중심으로 한 네덜란드 및 독일의 Choudhry등 Hutzinger 그룹과 캐나다 워틀루의 Karasek 그룹 및 일본 요코하마의 Katou 그룹 등에서 수행하였는데, 이러한 노력은 대부분 좁은 국토를 가진 유럽국가들과 소각시설을 많이 보유하고 생활폐기물을 주로 소각에 주로 의존하여 처리하고 있는 일본을 중심으로 이루어지고 있었다. 소각시설에 관련된 다이옥신 문
그림 5-1. 석탄소비량, 방향족화합물의 생산과 환경중 다이옥신 농도변화와의 관계
제해결을 위한 0.1ng의 배출기준을 1980년 후반에서 1992년경에 가서야 비로소 소각로에서 준수할 수 있는 자신감을 가지게 되었다.
이와 같이 기술적 대응을 할 수 있는 수치로서 인식되기까지 많은 시간과 연구가 필요하였으며 이러한 연구는 분석기술의 개발과 발전을 유도하였다. 또한, 소각시설과 같은 점오염원에서의 문제해결을 위해서는 소각로 내에서 뿐만 아니라 폐기물 연소 및 연소가스 흐름에 따른 후처리 설비등의 보완과 대책이 중요하게 인식되기에 이르렀다.
그 결과중 하나는 집진기 온도가 300℃부근에서는 다이옥신이 재합성되고, 150℃이하 냉각시에는 재합성이 억제되는 현상을 밝혀냄으로써 저온 집진에 의한 백필터 시대의 출현을 가져온 것이라 할 수 있다.
그후 흡착제의 투입 및 탈질을 위한 SCR의 다이옥신처리에 대한 응용의 유용성이 추가되는 등 여러 가지 연구가 진행되었다.
전세계적으로 소각시설에서 다이옥신 생성․배출원인의 규명과 배출가스의 다이옥신 대책을 위한 처리기술의 보급이 가능하게 됨에 따라 1990년대 초반기에 이르러 독일 및 일본 등을 중심으로한 선진국들은 다이옥신 처리기술에 대한 환경산업의 시장화에 주력하여 왔다.
이러한 기술적 대응에 의해 0.1ng 농도까지의 저감대책 가능성을 국제다이옥신학회를 중심으로 제시함으로서 비로소 0.1ng이라는 농도설정이 이루어진 것이나, 인간에 대한 위해성과 안전성에 대해 다이옥신 배출농도 기준에 대한 연구는 아직 미흡한 실정이다.
위해성과 안전성의 배경에 근거한 다이옥신의 규제치로서 생각한다면, 독성환산에 의한 것도 아니며, 또한 4～8염화다이옥신류 등에 국한하지 않고, 1～3염화다이옥신류등을 포함한 총 다이옥신류에 근간을 둔 기준이 필요할 것이다.
현재 일반적으로 사용되고 있는 인터내셔널 독성등가환산계수(I-TEF)의 적용이 이루어지기까지 연구자별, 국가별 또는 기관별의 차이가 있었고, 여러 가지 많은 계수의 변화과정을 거쳤다.
세계보건기구 WHO는 기존의 NATO에서의 I-TEQ가 제시되어 사용되어 왔지만, 1997년 6월에 5염화의 PCDD의 독성등가환산계수(TEF)가 0.5에서 1.0 으로 변경되어 2,3,7,8-TCDD의 독성등가환산치와 같은 레벨로 변경하였다.
또한, 8염화물의 OCDD/DF는 계수가 0.001에서 0.0001로 낮아졌지만, 기존에 포함되지 않았던 Co-PCBs의 일부가 포함되는 새로운 WHO-TEF가 제안됨으로서 규제목표치의 달성은 더욱 어려워질 것으로 판단된다. 더구나, 향후 독성등가환산계수의 변경은 새로이 추진될 소지가 높으며 이성체의 추가나 또는 관련 화학물질의 증가 가능성도 높을 것으로 예상된다.
3. 폐기물 소각시설과 다이옥신류 생성이론
최근 폐기물 소각에 의한 다이옥신 문제에 대한 관심의 증대는 다이옥신류 발생량의 증가에 의한 것이라고 하기보다는, 분석을 비롯한 관련된 기술의 비약적인 발전에 있다고도 할 수 있다.
즉 다이옥신류의 문제는 분석기술적 측면에서 극미량물질에 대한 분석이 가능해졌다는 것이 국제적인 연구성과의 결과이며 사회적인 측면에서 정보제공과 정보의 공개가 뒷받침된 결과라고 보아야 될 것이다.
폐기물 소각에 의한 다이옥신류의 배출을 억제하기 위하여 선진국 뿐만 아니라 국내의 경우도 정부의 적극적인 대응책이 제시되고 있는 것이 현실이며, 그러한 대책의 주요 골자는 소각시설에서의 기술적인 대응이라 할 수 있다.
더불어 소각시설의 관리 기준도 마찬가지로 다이옥신의 위해성 평가뿐만 아니라 가능한 기술적 대처 수준이 현실적인 기준으로서 자리매김하고 있는 것이 현실이라고 할 수 있다.
따라서, 본 장에서는 소각시설에서 다이옥신의 생성과 배출원은 근본적으로 어디에 있는가를 살펴보고 그 경로는 어떻게 형성되며, 배출에 이르기까지 여러 가지의 문제점과 그에 대한 대응책에서 제시하도록 한다.
먼저, 다이옥신류의 생성경로를 어디에 둘 것인가는 다이옥신이 일부 화학물질의 집합체적인 구성을 가짐으로서 화학적인 측면에서의 이해를 하는 것이 가장 과학적인 접근 방법중의 하나라고 할 수 있다.
다이옥신류의 화학적 구성 원소를 살펴보면, 탄소(C)와 수소(H)로 이루어진 벤젠(C6H6)이라는 화학물질과 산소(O), 염소(Cℓ)가 결합되어 있는 화학물질이다. 산소(O)의 결합은 산화성을 가질 가능성이 있으며, 염소(Cℓ)의 결합은 분해되기 어려운 화학적인 안정성을 가지고 있는 것으로 볼 수 있다.
또한, 이러한 구성원소들이 어디에서 왔는가를 찾기 위해서는 그 원인물질을 소각 대상물에 포커스를 맞추는 것이 합당하다고 볼 수 있으나, 폐기물의 소각에 의한 다이옥신류의 생성에 대하여서는 최근까지 많은 연구가 이루어져 왔다고 볼 수 있지만 그에 대한 생성메커니즘의 규명이 과학적으로 완결된 것이라고는 할 수 없다.
그러나, 소각 대상물로 부터 기인하는 다이옥신류의 생성은 폐기물을 구성하고 있는 유기화합물과 고분자 화합물의 열분해시 산소와의 접촉에 의한 산화과정이라고 보아야 하고 이러한 산화반응이 다이옥신 생성의 주체가 되고 있다고 생각할 수 있다.
따라서 폐기물은 소각로라는 연소반응실에서 산화반응이 주체가 되어 다이옥신류을 구성하는 벤젠이 생성되었다고 보아야 할 것이다.
다시 말해서, 연소라는 산화반응은 탄소로 구성되어 있는 화합물이 산소와 반응하여 완전히 산화반응이 일어났다면(완전연소) 이산화탄소(CO2)라는 생성물을 만들어 내어야 하지만, 다이옥신이라는 화학물질이 생성되어 있다는 사실은 다이옥신류의 화학 구조적인 면에서 벤젠(C6H6)이라는 방향족성의 탄화수소가 생성되고 있다는 것으로서 불완전연소(不完全練燒)에 의하여 벤젠핵을 가진 탄화수소(CH)류가 우선적으로 생성되었다고 보아야 할 것이다.
이런 탄화수소류가 전구물질(前驅物質)의 근간이 되고 폐기물 연소시 폐기물중의 염소화합물 등에 산소가 부여되면서 열분해를 받아, 염화수소(HCℓ)가 유리염소(Cℓ)로 전환하여 벤젠기를 가지고 있는 탄화수소류와 반응하여 다이옥신이라는 새로운 화학물질로 재합성 된다.
그리고 폐기물에 함유된 금속원소는 이들 화학물질의 분해와 합성을 촉진시키는 촉매로서 작용하게 된다.
그러한 촉매는 연소실내에 투입된 폐기물에 존재하고 있으며, 촉매생성 조건은 열분해과정에서 폐기물이 탄화되고 그 탄화물 내부 및 외부에 금속성분을 가지고 있는 미립자를 형성함으로서 금속성분의 비표면적은 더욱 넓게하여 작용이 용이하게 된다.
따라서, 반응속도론적으로 접근해 본다면 소각시설은 거대한 화학 반응장치가 되며 화학물질의 합성에 관여하는 제반 요소가 필요․충분하다고 볼 수 있다.
그 필요․충분조건을 형성하는 주요 환경 요소는 다음과 같은 것을 들 수 있다.
즉, 연소과정에 필요한「온도」, 산화반응으로 산화에 필요한「산소」, 화학물질이 반응을 할 수 있도록 하는「장소로서의 반응기」, 열분해 과정에 의해 발생되는 벤젠과 같은 방향족「열분해 화학물질」, 각 요소의 화학반응 촉진을 위한 촉매 작용을 하는 열분해 미립자중의 분진내「금속성분」등의 요소가 다이옥신류의 생성에 대한 환경요소로서 작용하고 있는 것이다.
결국 연소공정은 산화반응으로서 이러한 반응을 일으키는 소각로와 반응공학적인 분해와 재합성을 가역적으로 일으키는 후처리공정을 갖추고 있는 것으로 평가할 수 있다.
3. 1 다이옥신류 생성 이론
연소과정에서의 다이옥신류 생성 메커니즘은 대단히 복잡하다. 이러한 생성 메커니즘의 규명을 위하여 많은 과학자들이 여러 방면에서 연구를 시도해 왔다.
그 주된 이론적 배경을 보면 물리․화학적 입장의 열역학적 연구와 반응속도론적인 접근과 분석 화학적인 입장에서의 동족체와 이성체 분포에 따른 반응생성물의 해석적인 접근, 또한 처리장치의 제작에 의한 반응의 형태를 파악하기 위한 입장 등으로 분류할 수 있다.
다이옥신류의 생성과 방지에 대한 대안의 제시는 다이옥신류가 미량 유기 화학물질이라는 점에서 주로 미량 분석적 기반을 토대로 생성메커니즘과 분해메커니즘의 거동을 파악하여 다이옥신류 문제 해결을 시도해온 연구들이 주도적인 역할을 하여 왔다. 다이옥신류는 원래부터 존재하고 있었던 것이 아니며 비의도적으로 생성된 화합물로서, 그 생성에 이르기까지는 원인 제공물질인 전구물질의 존재가 대단히 중요한 의미를 부여받고 있다.
이들 전구물질은 동족체로서 다이옥신류와 구조적으로 가장 유사한 화학물질인 클로로벤젠류, 클로로페놀류, PCBs 등이 전구물질로서의 역할에 주목을 받아 이를 대상으로 열분해 및 연소실험을 실시한 결과가 많이 보고되고 있다. 또한, 합성 화학물질 중 일반적으로 널리 사용된 후 폐기되고 있는 PVC 등을 시료로서 실험한 결과 등도 다이옥신 생성의 전구물질로서의 역할에 관하여 널리 알려진 연구이다.
그림 5-2. PCBs중 Ac-1254의 열분해에 의한 PCDFs생성<Buser 등>
그림 5-2에는 시판용 PCB Aroclor1254를 이용한 Buser등의 열분해 실험결과이다. 그림에서 알 수 있듯이 PCB의 열분해 결과 PCDFs가 550℃에서 1%의 생성율을 나타내고 있으며 온도의 증가에 따른 PCB의 분해와 더불어 PCDFs 동족체의 변화경향을 알 수가 있다.
Rappe 등 연구팀은 Polychrorinated Diphenyl Ethers의 열분해로부터 다이옥신류의 생성을 확인하고 있으며, Ortho-H2와 Ortho-HCℓ를 비롯한 Cℓ2의 소실 경로인 탈수소화와 탈염화수소 및 탈염소화를 통하여 다이옥신류의 형성되는 그림 5-3과 같은 반응경로를 제시하고 있다.
그림 5-3. 열분해의 탈염소화 및 탈수소화 등의 과정에 의한 반응경로
표 5-1. PCDPEs의 가열에 의한 다이옥신류의 생성
PCDFs Formed
PCDDs Formed
Chlorination
( ㎍ / 100㎍ )
( ㎍ / 100㎍ )
3,5,4'-
4.5
-
2,3,5,4'-
4.4
-
2,3,6,3',5'-
3.5
0.1
2,3,4,2',3',4'-
1.4
0.8
2,3,4,2',3',5'-
1.0
0.3
2,3,4,2',4',5'-
0.7
0.8
2,4,5,2',4',5'-
1.3
1.3
2,3,4,5,6,2',3',4'-
3.8
0.6
또한 HxCDPE로부터 다이옥신류가 최대로 생성되는 온도범위로서는 600℃부근이라는 것을 확인하고 있으며 표 5-1에 PCDPEs의 600℃에서의 가열에 의한 다이옥신류의 생성량을 나타내었다.
다이옥신류의 생성에 대하여 유통식 반응관에 염소의 공급원으로 염화수소 또는 염소가스를 200～3,300ppm, 페놀 1,000ppm, 산소농도를 1%로 하고, 반응온도 200～800℃의 범위에서 실험을 실시한 결과 클로로페놀의 생성이 확인되고 있다(Gullett 등). 이들의 연구결과를 보면 클로로페놀의 생성은 염화수소의 농도에 비례하는 경향을 확인할 수 있으며 염화수소의 첨가보다도, 염소가스의 주입에 의한 페놀의 생성율이 월등히 높은 결과를 나타내고 있다는 것을 알 수 있다.
또 한가지 흥미로운 사실은 염화수소의 주입에 의한 페놀의 전환속도는 650℃부근에서 최대를 나타내고 있지만, 염소가스의 주입에서는 350℃부근에서 최대를 나타낸 것으로 알 수 있어 화합물의 형태보다 유리된 형태가 보다 저온에서 다이옥신류의 생성 속도가 빠르다는 사실을 추정할 수 있어 소각과정에서 후처리시설에서의 재합성 기여율을 추정할 수 있다.
그림 5-4. 온도 및 농도의존에 따른 염화수소 및 염소에 의한 페놀류 전환율
이들의 실험에서 염소가스와의 반응에 의한 다이옥신류의 생성은 확인되고 있지 않지만 이외의 염소화된 방향족 화합물의 생성은 확인되고 있다. 그러나 이들의 기상반응 실험에서는 다이옥신류의 생성이 확인되고 있지 않다는 것으로 보아 다이옥신류의 생성에 대하여 촉매역할의 물질이 필요한 것으로 추측할 수 있다. 또한, 다이옥신류의 생성에 대하여 기체상 균일 반응이라고 하기보다는 기체상과 고체상의 불균일 반응의 중요성이 예상되는 결과라고 할 수 있을 것이다.
한편, 에틸렌과 같은 라디칼에서 벤젠으로의 전환과정을 거치면서 활성산소의 작용에 의한 다이옥신류로의 생성 메커니즘을 Ballschmiter의 연구팀은 다음 그림 5-5와 같이 밝히고 있다.
그림 5-5. 유기물 염소의 각종 라디칼 생성과 축합반응의 다이옥신 생성
또한, Eklund 등도 산소와 염화수소의 존재하에서는 페놀, 프로판, 메탄 등의 탄소원으로부터 반응온도 450～950℃의 온도에서 유기염소화합물의 생성을 밝히고 있다.
그리고 Buser는 다이옥신류의 전구물질로서 앞에서 언급해온 화합물 중의 하나인 트리～펜타클로로벤젠류를 단독체 및 혼합체로서 600℃의 온도에서 5초간 가열한 결과 표 5-2과 같이 다이옥신류의 생성을 확인하고 있다.
이 실험의 결과에서 맹독성의 2,3,7,8테트라클로로 다이옥신류가 미량으로 검출되고 있다는 사실이 확인되고 있으며, 표 5-2에서 알 수 있듯이 단일체의 클로로벤젠보다도 혼합체 클로로벤젠으로부터 다이옥신류의 생성량이 많은 것을 알 수 있다.
표 5-2. 클로로벤젠류의 가열에 의한 다이옥신류의 생성
PCDFs formed (ng/200㎍)
PCDDs formed (ng/200㎍)
Chlorination
4Cℓ
5Cℓ
6Cℓ
7Cℓ
8Cℓ
4Cℓ
5Cℓ
6Cℓ
7Cℓ
8Cℓ
Trichloro-
400
1100
550
50
<5
30
20
<5
<5
<5
Tetrachloro-
<2
5
160
450
200
<2
5
140
160
30
Pentachloro-
<2
<5
<5
5
30
<2
<2
<5
<5
5
Combined
80
600
1100
600
60
50
220
220
70
5
Trichloro- = equal amounts of 1,2,3-, 1,2,4- and 1,3,5- isomers
Tetrachloro- = equal amounts of 1,2,3,4-, 1,2,3,5-, 1,2,4,5- isomers
다이옥신류 전구물질중의 또 다른 하나로서 현재 알려져 있는 클로로페놀을 이용한 다이옥신류 생성에 대해 제 3의 물질을 혼합한 실험을 수행한 Jansson 등의 연구도 중요한 의미를 부여하고 있다.
표 5-3에 나타낸 이들 연구팀의 실험에서 클로로페놀과 목재 조각을 혼합하여 파이롯트 규모의 연소실험을 500～580℃의 온도범위에서 체류시간을 1초 이하로 실시한 결과에서 비교적 많은 양의 다이옥신류의 생성을 확인하고 있다.
다이옥신류는 고온에서 체류시간이 길어지면 생성양은 감소하며 산소량을 증가시키면 생성량이 증가한다는 결과를 확인하고 있다.
이러한 사실을 비추어 볼 때 소각시설 연소과정에서 충분한 산화반응을 받을 수 있는 분해시간의 확보와 충분한 연소온도 확보가 다이옥신 생성의 중요성을 뒷받침할 수 있다는 결과는 소각시설 운전자가 알아야 할 자료 중의 하나로 볼 수 있을 것이다.
표 5-3. 클로로페놀의 연소에 의한 다이옥신류의 생성
PCDDs formed (㎍/g)
Chlorination
2Cℓ
3Cℓ
4Cℓ
5Cℓ
6Cℓ
7Cℓ
8Cℓ
2,4,6-
(580℃, 0.8sec)
5
53
230
74
9
8
6
2,3,4,6-
(510℃, 0.7sec)
-
19
140
240
360
95
<2
2,3,4,6-
(500℃, 0.7sec, Cu)
-
-
0.1
0.3
1.0
1.6
1.1
PCP
(510℃, 0.7sec)
0.1
0.2
0.2
0.2
0.4
1.5
1.7
Taucher 등은 폐유 연소로에서 다이옥신류의 배출특성을 조사하기 위하여 연소부의 산소량과 공급원료중의 Cℓ함량뿐만 아니라 공급속도의 4가지 조건을 설정하여 로타리 캡형의 연소로에 습식 벤츄리 스크러버를 장착한 상태에서 소각로와 굴뚝 배출가스중 다이옥신류의 생성변화에 관하여 검토하고 있다.
이들의 연구 결과에 의하면 굴뚝으로부터 배출되는 다이옥신류의 독성등가환산 농도는 저산소, 고염소의 함량뿐만 아니라 고속 공급조건하에서 다이옥신류의 농도는 증가하는 결과를 나타내고 있다고 보고하고 있다.
그리고 총 다이옥신류의 배출량은 소각로 내의 배출량이 굴뚝에서의 배출량 보다 낮은 결과를 보이고 있으며 7～8의 고염소화물이 주류를 이루고 있는 결과를 보고하고 있다.
이는 연소화학적인 측면에서의 중요성뿐만이 아니라 소각로 만으로는 다이옥신류의 환경배출을 억제할 수 있는 대응책이 될 수 없다는 사실을 설명한다고 할 수 있다.
따라서, 운전자는 시설의 프로세스를 전반적으로 고려한 운전과 제어대책을 모색할 필요가 있다고 할 수 있는 것이다.
이상과 같이 연소화학적인 다이옥신류의 생성반응적 측면에서 총합적으로 다이옥신류의 주요 생성 경로를 나타내어 보면 그림 5-6에 나타낸 것과 같은 de-novo 합성의 경로로서 정리될 수 있을 것이다.
그림 5-6. De-novo 합성의 경로
3. 2 다이옥신류의 생성 메커니즘
다이옥신류는 폐기물의 소각에서만 생성 배출된다고는 할 수 없으며, 자동차를 비롯한 산업공정 등의 연료 연소과정에서 환경 중으로 배출되고 있다. 또한, 펄프의 표백 등 염소를 사용하는 제조과정, 농약 등 유기염소화합물의 생산과정을 비롯한 다양한 경로에서 생성 배출되어 환경에 유입되고 있다.
다이옥신류 생성경로에는 앞에서 언급했던 연구 결과들을 보면서도 알 수 있듯이 여러 가지 가설이 제시되고 있지만 벤젠고리를 가진 유기화합물을 근간으로 한 전구물질과 염화수소를 포함한 염소와 산소가 존재하는 조건에서 다이옥신류가 생성 배출되는 것으로 알려져 있다.
이러한 전구물질에 의한 다이옥신류의 생성경로를 포함한 폐기물의 소각시설에서 생성 배출되는 원인은 다음과 같이 요약 정리할 수 있다.
ⅰ) 원재료 중에 함유되어 있던 것이 폐기물로 배출되어 소각과정에서 분해되지 않은 상태로 배출되는 경로
ⅱ) 염소치환형의 벤젠핵을 가진 다이옥신류의 전구물질이 소각로 내에서 반응하여 다이옥신류를 생성되는 경로
ⅲ) 벤젠핵을 가지지는 않지만 고온에서의 반응에 의하여 염소공여체로서 PVC, 사염화탄소, 사염화에틸렌, 클로로포름 등의 화합물이 전구물질을 형성할 가능성이 있는 유기염소화합물과 반응하여 다이옥신류를 생성하는 경로
ⅳ) 열분해 과정중에서 염소를 함유하지 않은 유기탄소화합물과 PVC 및 HCℓ 등으로부터 탈염소반응에 의해 유리된 Cℓ이 반응하여 생성하는 경로
ⅴ) 비산재의 표면에 산재되어 있는 중금속등의 촉매역할에 의하여 유기염소화합물을 함유한 염소공여체가 반응하여 다이옥신류를 생성하는 경로 등으로 간주되고 있으며, 300℃부근의 재합성 반응이 가장 중요한 사항으로 지적되고 있다.
그러나 ⅲ)과 ⅳ)의 과정에 대하여 Olie의 연구에 의하면 클로로벤젠의 생성량은 적은 것으로 알려져 있으나, 위의 ⅲ)과 ⅳ)는 동일 경로로서 취급하는 것이 일반적이며 이상의 이러한 반응경로를 앞에서 언급했던 총 합성 메커니즘의 경로를 de- novo synthesis라 한다.
이 de-novo합성은 화학 구조적으로 관련성이 희박한 화합물 합성경로로 부터의 생성을 의미하고 있다.
소각공정중 다이옥신류 생성의 de-novo합성 과정을 간략화하면 다음과 같이 정리할 수 있다.
전구물질 Ⅰ
(염화벤젠류 및 페놀류, 미연탄소를 포함한 탄화수소류와 벤젠핵화합물 등)
+
전구물질 Ⅱ
(염화수소, 염소가스, 금속염화물)
+
촉 매
(Cu, 염화동 및 염화철 등)
↓
다이옥신류
실제의 폐기물 연소에 다이옥신류의 전구물질인 핵사클로로벤젠을 1㎥당 200g을 첨가한 실험에서는 다이옥신류의 명확한 증가는 확인되지 않았다. 또한, 펜타클로로페놀(PCP)을 첨가한 목재의 유동상 연소에서도 다이옥신류 생성이 확인되었지만 현저한 증가는 나타나지 않았다고 보고하고 있다.
그리고 PVC만으로 연소한 경우에 다이옥신류의 생성은 확인되고 있지 않지만 소량의 리그닌 슬폰산과 HCℓ 및 PVC의 공존상태에서 연소 실험한 결과에 의하면 상당량의 다이옥신류가 발생한다는 것이 확인되고 있다(Olie 등).
이러한 결과는 리그닌 또는 그와 유사한 구조를 가진 물질과 염소원의 존재가 중요한 역할을 하고 있다는 사실을 설명한다고 볼 수 있다.
이러한 이유는 목재에 천연폴리머인 리그닌이 다량 포함되어 있으며, 무기계의 염소도 수십 ppb수준으로 포함되어 있기 때문에 연소과정에서 다이옥신류가 발생하는 것으로 생각할 수 있다.
또한, 목재의 방부제로서 처리되고 있는 PCP에 기인한 염소원에 의하여 다이옥신류의 발생도 확인되고 있다.
목재와 관련하여 펄프공장의 폐액과 표백재의 연소에 의하여 다이옥신류의 전구물질이 확인되고 있으며, 표백제의 잔액에서는 염소화된 리그닌이 많이 포함되어 있어 폐액 연소의 결과, 고온에서는 유기염소가 감소하여 다이옥신류의 생성에 관여하고 있는 것으로 설명되고 있다.
염소원으로서 PVC이외에 각 연소매체에는 많은 량의 무기염소가 포함되어 있다. 예를 들면, 석탄의 경우 염소햠량이 1,300ppm수준이며 종이의 경우도 300～1,600ppm정도가 함유되어 있다. 또한, 납을 함유한 가솔린의 경우에는 300ppm 정도 존재하는 것으로 알려져 있다.
따라서 이들 무기염소 반응의 역할도 무시할 수 없다는 것으로 지적되고 있다. 이러한 무기염소에 의한 염소의 생성경로를 보면,
4․NaCℓ + y SiO2 + x O2 → 2․NaNO2, ySiO2 + 2․Cℓ2 (1)
2․NaCℓ + y SiO2 + H2O → x Na2O, y SiO2 + 2 ․HCℓ (2)
4․HCℓ + O2 = 2H2O + 2Cℓ2 (3)
반응(1)은 건조공기 중에서, (1)～(3)은 습윤공기 중에서 반응이 진행된다.
또한 (2)의 반응은 수증기를 포함하는 질소가스 중에서도 일어나며, 수증기를 포함하는 조건에서는 지배적인 역할을 함으로써 온도가 높아지고 수증기가 증가함에 따라 더욱 반응속도가 증가하는 것으로 설명되고 있다.
한편, SO3와 NaCℓ 의 반응에 의하여 330℃이상의 온도에서 Cℓ2 가 생성된다는 보고도 있으며 (Choudhry 등), NaCℓ과 PVC의 존재 하에서 석탄, 목재, 과일, 화초 등의 연소결과에 의해서도 다이옥신류 생성과 무기염소원의 존재에 의하여 다이옥신류의 생성량은 증가한다는 보고도 있다.(Liberti 등, Tiernan 등)
뿐만 아니라, 다이옥신류의 염소화반응을 검토하기 위하여 액상의 지방족 탄화수소를 연료로하여 연소실험을 실시하였는데, 염화유기화합물의 형성에 대한 무기 및 유기염소의 효과를 검토한 결과, 유기염소를 첨가한 경우가 무기염소를 첨가한 경우보다 염소치환수가 많은 다이옥신류의 생성이 확인되었고, 유기탄소의 첨가량 증가는 다이옥신의 직접적인 발생량에 영향을 미치는 것이 아니라 반응을 위한 촉매가 필요한 것으로 보고되기도 하였다(Halonen 등).
하지만 순수한 식염만의 경우, 다음과 같이 연소화학적 입장에서 다이옥신류의 생성에 대하여 생각해 보면 그 기여는 그다지 크지 않을 것으로 생각되지만, 앞에서 설명했던 de-novo의 과정에서는 염화수소의 발생원으로 존재하기도 한다.
식염(NaCℓ)은 다이옥신류의 염소원이 되려면 이론적으로 염화수소(HCℓ)로의 전환이 필요하다.
▶ 식염을 이산화황(SO2), 산소, 물의 존재하에서 가열.
4NaCℓ + 2SO2 + O2 + 2H2O ――→2Na2SO4 +2HCℓ2
▶ 식염을 물, 금속산화물과 함께 가열
NaCℓ + H2O +(A) + (B) + HCℓ
여기서, (A)는 Al2O3또는 Fe2O3등과 같은 금속산화물
이와 같은 반응경로에서 염화수소의 생성이 존재하나 가스상에서의 화학반응에 의한 다이옥신류의 생성은 확인되고 있지 않지만, 연소잔존물의 고형물에는 미량 검출되는 것으로 알려지고 있다. 이는 앞에서 언급한 촉매의 역할과 기고반응의 경로로 보아야 하며 소각시설에서 생성에 대한 기여는 무시할 수준이라고 할 수 있다.
따라서, 폐기물 소각에 있어서 다이옥신류의 생성은 기고반응경로로 생각할 수 있으며, 즉 소각 배출가스 성분과 Fly ash와의 반응이 다이옥신류의 생성에 주는 영향이 크다는 것으로 인식되고 있다.
Fly ash에 의한 실제적인 다이옥신류의 생성에 관하여 다수의 연구결과가 확인되고 있다. 그 중에서 Vogg 등의 연구에서는 공기기류 중에서 120℃～600℃의 온도에서 2시간 가열한 결과 300℃의 가열온도에서 다이옥신류가 다량으로 증가하는 결과를 확인하고 있다.
또한, Ok 등의 연구결과에서는 산소의 존재시와 질소의 존재시 환원상태에서의 비교실험에 의하면 산소가 존재하는 경우에는 300℃에서 다이옥신류의 활발한 생성을 가져오는 것이 확인되었으나, 산소가 존재하지 않는 환원조건에서는 300℃의 온도에서도 탈 염소화 반응의 결과를 보고하고 있다.
다이옥신 및 그 유도체들의 생성에 있어 소각장치의 연소실 이후에서 다이옥신류의 생성은 Fly ash의 입경에 영향을 많이 받으며 미세 입자의 기여가 다이옥신류의 생성에 큰 요소로서 작용하는 것으로 보고하고 있다 (Faengmark 등). 또한, Fly ash에 펜타클로로페놀과 클로로벤젠의 첨가에 의한 다이옥신류의 생성증가도 확인되고 있다(Ross 등).
이들 연구결과들은 염소원의 기여와 미연분인 탄소입자의 역할 및 촉매 금속성분의 역할 등의 중요성을 재확인 할 수 있는 결과라고 할 수 있다. Fly ash에서 다이옥신류 생성증가는 염소원 생성기구의 중간과정을 거치는 Deacon반응의 결과로서 설명할 수 있다.
CuCℓ2 +1/2O2 → CuO + Cℓ
CuO +2HCℓ →CuCℓ2 + H2O
2HCℓ + 1/2O2 → H2O + Cℓ2
이상의 반응에서 생성된 염소에 의하여 유기염소화합물이 생성되어 Fly ash의 촉매작용으로 다이옥신류가 생성되는 것을 설명할 수 있다.
이들의 연구결과와 더불어 다이옥신류의 생성 및 분해에 관하여 모델화를 시도 접근한 연구 예를 보면, 소각로에서 다이옥신류의 생성을 기-고 반응의 관점에서 출발하여 고찰하고 있는 Altwicker 등은 그림 5-7과 같은 4가지의 반응경로를 다음과 같이 설명하고 있다.
ⅰ) 생성반응은 가스상의 전구물질과 Fly ash의 촉매작용이 Fly ash 표면에서의 다이옥신류의 생성으로 취급하고 있으며,
ⅱ) 탈착반응의 경로로서 Fly ash의 다이옥신류가 가스상의 다이옥신류로의 전향
ⅲ) 탈염소화반응의 경로로서 Fly ash에서의 다이옥신류가 저염소화 다이옥신류로의 전향, 분해반응의 경로로서 Fly ash에서의 다이옥신류에서 분해 생성물로의 반응 속도론적 해석으로 접근하고 있다.
이중에서 그 첫번째의 반응경로는 0.001～0.01초의 반응시간의 차원으로 진행되기 때문에, 배출가스 처리장치 입구에서 반응은 거의 완결되며 배출가스 처리장치 내에서는 탈착, 탈염소, 분해반응이 지배적이라는 설명이다. 4단계 모델에서는 온도에 따른 다이옥신의 생성과 반응 속도론적 고찰 결과를 나타내었다.
그림 5-7. Altwicker 등의 모델계산 결과
여기에서 시설적인 측면을 부가하여 고려하면 현행의 기존 소각시설 운영에 따른 시설 전체적인 프로세스 과정에서 일반적으로 배출되는 다이옥신류의 생성 경향은 소각로 출구에서의 다이옥신류 생성량은 적으며 보일러 등 집진기를 포함한 후처리 설비 출구에서의 농도증가를 나타내고 있다.
따라서, 이상의 연구결과들과 소각시설의 일부인 소각로의 개념만이 아닌 소각시설 프로세스적인 측면을 종합적으로 비교 평가하면 다음과 같은 이론적인 정리가 가능하다.폐기물의 연소에 의하여 발생되는 가스상과 입자상을 포함한 미연분의 다이옥신류 전구물질이 배출가스와 함께 존재하다가 Fly ash에 흡수흡착됨으로서 300℃부근의 온도범위에서 Fly ash중에 존재하는 금속성분의 촉매작용에 의한 기고반응으로 다이옥신류가 생성되는 소각시설에서 다이옥신류 생성 메커니즘의 주경로는 거의 밝혀졌다고 보아도 좋을 것이다.
한편, 연소화학적 관점에서 생성의 경로는 분해의 경로를 취할 수 있다는 점 때문에 그 제어와 제거기술의 개발 및 대책의 가능성은 기술적인 면에 경제적 지원이 수반된다면 기술로서의 해결 가능한 대응책수립은 더욱 구체화될 수 있을 것이다.
4. 다이옥신류 배출 억제를 위한 고려사항
4. 1 다이옥신 생성억제를 위한 전처리
소각에 의한 다이옥신류의 생성에 미칠 수 있는 제반 요소로서는 우선 폐기물성상, 로형식 및 구조, 로내 온도, 폐기물의 로내 체류시간 및 배출가스의 로내 체류시간, 1차 및 2차 공기주입량에 의한 산소농도, 로내에서의 폐기물의 혼합과 연소가스의 적정혼합 등이 영향을 미칠 수 있는 가장 중요한 요소로서 인식할 필요가 있다.
그러나 동일한 시설의 경우에서도 증기량, 배출가스량, 로내온도, 연소가스 체류시간, 연소효율, 산소농도(O2), SO2, HCℓ 등의 상관성이 보고되고 있다. 이러한 운전 요소의 상관성은 운전시의 중요한 관리 사항이라고 할 수 있다.
소각시설에서 배출되는 다이옥신류도 기본적으로는 일반적인 오염물질인 분진, 미연의 탄화수소, 일산화탄소 등과 같이 불완전연소에 의한 대기오염물질이라는 개념에서 출발하는 것이 바람직하다.
다시 말해서, 양호한 연소조건이 다이옥신류의 생성을 억제할 수 있는 가장 기본이 되는 수단 중의 하나이다. 따라서, 소각로 내에서의 폐기물 연소 이전에 양호한 연소조건을 만들어 줄 수 있는 여건을 조성하는 것이 매우 중요하며, 운전자에게 있어서 중요사항을 기술하면 다음과 같다.
4. 1. 1 폐기물 질 관리에 의한 제어 대책
소각시설의 운영관리에 잊어 우선하여야 할 대책으로 투입되는 폐기물의 균질화를 도모하는 일이 운전자의 첫 임무라 할 수 있다. 이는 시설에서 폐기물의 흐름과 배출가스의 흐름이 시스템의 정상적인 흐름을 좌우한다는 것을 의미하며, 시스템의 각 영역에서 부하를 최소화하고 운전의 안정성을 확보하여 안정적인 연소가 달성될 수 있도록 하는 일이라 할 수 있다.
Liberti는 소각 대상물에 의한 영향을 도시폐기물 등의 자원회수시설에 적용하여 다이옥신류의 생성을 파악하고, 그 소각대상물에 따라 다음과 같이 분류하여 평가하였다. A)인구 밀집도시의 소각로, B)농업폐기물 소각로, C)리사이클 프로세스를 통한 종이 프라스틱 자기류 등을 제거한 폐기물의 소각로, D)비료화 처리된 폐기물 소각로로 분류하여 연구를 실시한 결과, 다이옥신류의 생성량은 A>B>C>D의 순으로 나타났으며 그 조사 결과는 표 5-4과 같이 보고하고 있다.
표 5-4. PCDD and PCDF concentration(ppb) in emission of incinerators buring
wastes of different type.
Incinerator
Emission
analysed
PCDD
PCDF
n.
Cℓ=4
5
6
7
8
n.
Cℓ=7
8
A
fly ash
20
100
160
230
490
70
50
A
ash
16
20
33
90
340
25
50
A
particulated in fumes
n.e
80
180
290
510
110
60
B
fly ash
n.e
n.e
n.e
30
40
n.e
n.e
B
sludge
n.e
n.e
n.e
10
15
n.e
n.e
C
sludge
n.e
n.e
n.e
6
12
n.e
n.e
D
particulated in fumes
n.e
n.e
n.e
5
5
n.e
n.e
D
sludge
n.e
n.e
n.e
1
1
n.e
n.e
n.e.= not evaluable
이 결과에서 알 수 있는 것은 C. D에서는 고염소화의 PCDDs가 미량 검출되고 있으며, A, B에서는 앞에서 설명한 de novo synthesis에서의
ⅰ)전구물질의 발생원으로서 천연 화학물질에 기인하는 페놀류, 즉 tannin으로 생각하고 있다.
또한, A>B순으로 나타나는 이유는 B에서의 전구물질라고 할 수 있는
ⅱ)염소원 전구물질이 적기 때문으로 생각되고 있으며, C, D에서 생성량이 극히 적은 이유는 ⅰ)전구물질이 거의 없는 것에 기인하는 것으로 설명하고 있다.
이와 마찬가지로 Karasek 등도 금속류를 제거한 분별 폐기물을 유동상로에서 소각한 경우 다이옥신류의 생성은 적었으며, 이것은 금속성분의 제거가 Fly Ash 표면에서의 다이옥신류 생성의 촉매작용을 감소시켰기 때문으로 추정하고 있다.
또한, Ok 등도 폐기물을 분별처리 한 후 전구물질을 분리하여 로타리 킬른 소각로에서의 다이옥신류 배출 특성을 조사한 결과, 소량의 클로로벤젠류의 생성은 확인되었지만 연소가스뿐만이 아니라 Fly ash에서도 다이옥신류는 거의 검출되지 않은 결과를 확인하고 있다.
이상과 같은 연구결과에서 알 수 있는 것은 염소원과 촉매성분인 금속성분의 분별제거에 의해 다이옥신류의 생성원이 차단된 것으로 생각 할 수 있다.
7개소의 목재 연소시설에서 다이옥신류의 발생량을 조사한 결과 0.004～9.820ng/Nm3 I-TEQ를 나타내었으며, 그 중에서도 특히 고농도의 다이옥신류를 생성하는 경우로서는 할로겐화합물을 첨가한 경우였으며, 표준적인 첨가물의 경우로서는 열용량이 작은 경우에는 0.03～0.4μg/h I-TEQ를 나타내었고, 열용량이 큰 경우에서는 0.07～0.5μg/h I-TEQ의 발생량을 나타내었다.(Kolenda 등. 1994).
목재류 소각시에 다이옥신류 배출경향을 검토하기 위하여 목재의 종류를 분류하여 연구를 실시한 예가 있다.
실험에 사용한 목재는 natural beech wood stick, natural wood chip, uncoated chipboard chip 등을 연소한 경우 배출가스 중 다이옥신류의 농도는 낮았었지만, 폐목재 연소에 의한 배출가스 및 생활폐기물의 배출가스에서는 고농도가 검출되었다고 보고하고 있다.
또한, 음식물 조리에 사용되고 있는 목탄으로부터는 다이옥신류가 저농도로 검출되었지만, 연료 1kg에서 발생하는 다이옥신량을 기준으로 스위스에서의 년간 배출량을 환산하면 목재에서 6.9g, 연료에서는 43.8g TEQ/year가 된다고 보고하고 있다(Schatowitz 등, 1994)
실제 소각시설에서 플라스틱의 영향을 고찰한 연구결과를 보면, 플라스틱은 다이옥신류의 생성에 전구물질로서의 역할을 수행할 수 있는 물질로 간주되고 있으나 Giugliano 등은 의도적으로 폐기물 소각로에 플라스틱(PVC)를 투입하여 실시한 연구에 의하면 다이옥신류의 생성에 큰 영향이 없는 것으로 보고하고 있다. 한편, Southerland 등에 의해 각종의 연소장치에서 다이옥신류의 발생량을 조사한 미국의 예에서 보면, 구리의 2차 정련로에서 다이옥신류가 높은 배출량을 나타내는 원인으로서 플라스틱이 많이 함유되어 있는 것에 기인하는 것으로 보고하고 있다.
그리고, Christmann 등의 연구결과에 의하면 PVC의 연소에 의하여 상당량의 다이옥신류가 생성되고 있다고 보고되고 있다.
실제 도시의 고형폐기물과 개량시료를 사용하여 Kanters 등(1994)은 연소 실험을 실시하여 염화페놀의 발생량으로부터 다이옥신의 생성량을 추정하였다.
이들 실험에서는 PVC를 투입하고 습한 공기를 운반가스로 사용한 경우에 클로로페놀의 생성이 확인되고 있으며, PVC량을 감소시킴으로서 클로로페놀의 생성량이 감소한 것으로 보고하고 있다.
또한, HCℓ을 첨가한 경우에도 클로로페놀의 발생량은 증가한 것으로 확인되었다.
최근의 연구결과(Gullett 등, 1999)에 의하면 PVC함량의 증가와 CO농도의 증가에 따라서 다이옥신류 생성량은 증가하는 것을 보이고 있으며, 염화칼슘(CaCℓ2)의 투입에 의해서도 CO의 증가와 더불어 다이옥신류가 증가함으로서 다이옥신류 생성에 관련한 염소원이 PVC뿐만이 아니라 염화칼슘에서의 염소원과 CO의 발생량과도 영향을 미치는 요소로 생각할 수 있다.
염화나트륨의 첨가에 의해서도 다이옥신류의 농도변화가 관찰되고 있으며, PVC 및 염화나트륨 첨가에 의한 염소원의 제공과 더불어 일산화탄소(CO) 농도의 증가가 동시에 일어남으로서 다이옥신류의 생성배출이 높아지는 것을 보고하고 있다.
연소대상물 중 염소의 함량에 따른 다이옥신류의 발생량과의 관계를 보면 배출가스중 다이옥신류의 농도는 염소의 함량농도의 증가와 더불어 증가하는 결과를 나타내고 있는 것으로 보고하고 있다. 이 연구결과에서 납이 첨가되지 않은 가솔린의 경우와 비교하면 100～1,000배 정도의 차이를 보이고 있으며, 석탄의 경우보다 목재의 연소에서 염소의 함량이 높아 다이옥신류의 농도도 높으며, 또한 소각폐기물 중의 염소함량의 증가에 따라 다이옥신류의 농도도 목재의 경우보다 높게 나타나고 있는 것을 알 수 있다.
이상의 연구결과들에서 알 수 있는 사실은 폐기물 중의 염소함량이 동일수준인 것임에도 불구하고 다이옥신류의 배출농도가 차이를 보이고 있는 것을 알 수 있다.
이러한 사실은 염소함량만의 영향으로 볼 수 있는 것이 아니며, 염소이외의 촉매역할을 비롯한 전구물질 발생을 만들어 줄 수 있는 기타화합물의 부가적인 영향을 크게 받고 있는 것으로 설명할 수 있다.
따라서, 운전자는 반입되는 폐기물을 벙커내에서 일정부분을 반입영역, 교반영역, 투입영역으로 구획화하여 수분함량의 적정조정과 고․저 발열량 폐기물의 적절한 혼합을 유지하도록 하여 설계상의 운전조건에 부합하는 연소실의 안정 연소조건의 확보와 완전연소의 달성이 가능한 투입폐기물의 질 관리가 우선되어져야 할 것이다.
4. 1. 2 로내 투입 폐기물의 정량화
연소실의 구성은 스토커 소각로의 경우는 양호한 연소조건을 확보하기 위하여 대체적으로 건조, 연소, 후연소로 구획화된 연소영역으로 구분되어져 있다.
따라서, 연소실에 투입되는 폐기물의 정량공급은 구분된 연소영역의 역할을 원활히 수행할 수 있는 기본여건을 만드는 것이다. 정량공급이 원활히 이루어지지 못하면 로내 투입 폐기물의 브릿지 형성으로 연소대상물의 적체상태가 발생하고, 순간적인 브릿지의 붕괴로 인한 폐기물의 과다투입현상이 유발되어 연소조건의 불균형을 초래하게 된다. 이로 인하여 1차 공기의 공급불균형과 연소온도의 급격한 저하가 발생하여 일시적인 일산화탄소의 과다발생과 로내 2차 연소영역에서의 미연분 과대배출을 초래함으로써 다이옥신류 재합성의 근원인 전구물질을 많이 발생할 수 있게 된다.
따라서, 연소실내 폐기물 투입의 정량공급장치 운영의 중요성을 재인식할 필요가 있으며, 이렇게 정량투입을 함으로서 연소실내 폐기물이 건조, 연소, 후연소 구간으로 적정한 이동을 유도하고 일정한 연소층의 두께가 유지된다.
4. 1. 3 소각로의 기동과 정지에서의 관리
대형시설의 경우에는 기동과 정지의 반복적인 운전상황의 발생은 그다지 없지만 중소형시설의 경우는 반복적인 기동과 정지의 반복 운전이 빈번히 일어나고 있다.
로의 기동시 소각로의 적정 연소온도가 확보되지 않은 조건에서 폐기물을 투입하게 되면 미연분의 발생량 증가를 초래하여 다이옥신류 및 유해물질의 증가를 동반하게 된다. 또한 정지시에도 마찬가지로 완전연소 온도의 확보를 위한 발열매체가 부족함으로서 온도의 저하를 초래하여 연소가스중 미연분의 열분해 효과를 저해할 우려가 있다.
로의 기동시의 영향에 관한 연구결과를 보면 연속운전 중과 비교하여 로의 기동시에는 배출가스중의 TCDDs의 농도가 높게 배출된다는 것을 Rappe 등은 보고하고 있다. 이러한 결과는 로 운전에 있어서 온도의 영향, 즉 연소온도의 안정성에 대한 영향을 강하게 받는 것으로 설명할 수 있다.
이러한 경우, 보조연료를 사용함으로서 다이옥신류의 발생을 감소할 수 있으며, 또한 Bendixen 등 덴마크에서의 한 예를 보면 소각로의 최초 기동시 통상적인 운전시보다 2,3,7,8-TCCD가 수십 배 높은 것으로 보고하고 있다(Rappe, 1987; Bendixen, 1987).
따라서, 완전연소 및 열분해 효과의 일률적인 상태를 유지하기 위해서는 적절한 보조연료의 사용과 연속운전이 가능하도록 대책을 마련하는 것도 중요하다고 할 수 있다.
4. 2 소각로 내에서의 주요 운전인자
소각에 의하여 배출되는 다이옥신류의 생성과정은 크게 두 가지 형태로 구분된다. 그 하나가 연소과정 중 불완전 연소에 의한 생성이고, 또 따른 하나로는 집진장치 등 후처리설비의 운전과정에서 생성되는 것으로 알려져 있으며, 로내의 불안전 연소에서 생성되는 양보다도 후처리 설비에서 재합성되는 양이 더 많은 것이 기정 사실화 되어 있다.
연소과정에서 제시되고 있는 기본적인 대책은 완전연소에 있다. 즉, 폐기물 소각로 내에서는 연소상태에서의 생성배출 억제수단이라는 관점에서 연소조건인 3-T이론이 일반화되어 있다.
3-T의 효과적인 유지를 위해서는 설비의 적정한 시공만이 아닌 소각시설 운전자의 운전에 의해서 많은 영향을 줄 수 있는 요소라 할 수 있으며, 가능한 한 완전연소의 달성으로 미연분의 발생억제와 열분해의 중요성을 설명하는 사항이라 할 수 있다.
연소는 소각시설 운전에 있어 주요한 운전인자로서 앞에서 언급했었지만, 소각로에서의 3-T이론은 가장 기본적인 이론이라 할 수 있다.
연소공학적인 측면에서 연소는 산화반응으로서 그 기본 요소를 정리하면 우선, 연소의 기본적인 3-T는 ① 충분한 산화반응을 위한 고온의 연소가스 온도(Temperature) 확보, ② 충분한 열분해 즉, 산화를 위한 고온 영역에서 연소가스의 충분한 산화 반응시간으로서의 체류시간(Time), ③연료 또는 미연가스와 공기와의 충분한 혼합(Turbulence)에 의한 활성산소와의 접촉인 것이다.
따라서 이러한 근거의 이론적 배경에 대한 몇몇 연구 결과를 제시하고자 한다.
4. 2. 1 로내 연소온도의 영향과 제어의 필요성
연소 배기가스 중 다이옥신류(PCDD/DF)의 농도(폐기물 1톤에 대한 다이옥신류의 배출량)와 로내 최저 온도와의 관계를 그림 5-8a, b에 나타내었다. 이 온도는 로내 온도의 증가와 더불어 다이옥신류 농도저하 관계가 있다고 보고하고 있다. 이 온도는 평균적인 로내 온도는 아니지만, 로내 온도상승에 따라서 다이옥신류 및 염소화합물의 농도가 감소되는 관계를 가지고 있는 것을 알 수 있다. 이와 같은 연구결과는 여러 연구자들에 의하여 보고되고 있다(Bonfenti등, Ahling등, Samuelsson등).
한편 가스상과 고상과의 반응시와 같이, 불균일한 매체로서 모래를 이용하여 1,2-디클로로벤젠/헵탄을 혼합하여 인위적인 연료모델로 해석을 하였을 때, 하류 연소영역에서의 다이옥신류 생성을 검토한 결과 다이옥신류는 430～380℃의 온도영역에서만 수 초내에 1,000ng/m3농도가 생성되는 것이 확인되고 있다. 이러한 원인은 불균일한 연소에 의해 후 연소부에서 단시간내에 다이옥신이 생성되는 것으로 설명하고 있다(Altwicker 등, 1992).
이와 같은 결과에서 알 수 있는 것은 다이옥신류의 생성이 균일한 기상반응의 경로만으로는 설명하기 어려우며 모래상의 마모로 발생한 고체 표면적입자의 기여도 크게 작용한 것으로 추정되고 있다.
Olie등의 연구결과를 그림 5-9a,b에 나타내었다. 로내 온도의 상승에 의하여 Fly ash의 농도감소와 배기가스 중 다이옥신류의 증가현상을 보이고 있다. 이러한 결과는 Fly ash의 다이옥신류 농도가 온도에 의한 응축, 증발, 흡착 및 탈착의 관계를 가지고 있는 것을 알 수 있다. 로내의 온도, 즉 연소과정의 온도영향에 의하여 다이옥신류 배출경로의 형태와 다이옥신류 배출억제를 위한 적절한 운전방법뿐만 아니라 연소에 의한 다이옥신류의 거동상태를 추측할 수 있는 결과중의 하나로 평가할 수 있다.
또한, 덴마크의 가이드라인의 예이지만 그림 5-10에 나타낸 것처럼 로 출구온도에 따라 다이옥신류의 배출농도가 감소되고 있음을 제시하고 있다.
이는 다이옥신이 로내온도와 상관성이 높다는 것을 나타내고 있는 결과중의 하나로 판단할 수 있다(Bendixen).
x= minimal combustion temperature reached during each samplings(℃)
y= PCDD emitted (ln ug/ton)
그림 5-8a. 배출가스중 다이옥신류 농도와 로의 최저온도와의 관계
x= minimal combustion temperature reached during each samplings(℃)
y= PCDF emitted (ln ug/ton)
그림 5-8b. 배출가스중 다이옥신류 농도와 로의 최저온도와의 관계
그림 5-9a. 배출가스중 다이옥신류 농도와 로온도와의 관계
그림 5-9b. Fly ash중 다이옥신류 농도와 로온도와의 관계
그림 5-10. PCDD 농도와 온도의 관계 (12t/h 소각로)
이상과 같은 결과들은 앞에서 설명한 것처럼 연소온도의 안정성과 충분한 산화반응의 진행을 위한 운전온도 확보가 중요하다는 것을 나타내는 결과라고 할 수 있다.
한편, 소각로는 폐기물 연소과정에서 발생되는 연소가스중의 악취발생을 최소화할 수 있어야 한다. 악취발생 억제를 위하여 연소를 위한 최소한의 하한 온도가 결정되어야 하며, 소각로의 안정적이고 연속성을 유지하기 위한 최대한의 상한 온도설정 또한 필요하다.
소각로 운전에 있어 적정한 연소실 용적이 확보되고, 충분한 체류시간이 확보된다고 할 지라도 황화물의 악취성분과 암모니아, 시안화합물 등의 발생가능성이 있기 때문에 이러한 화합물의 열분해가 충분히 이루어질 수 있도록 적정한 운전온도와 더불어 열분해를 위한 충분한 체류시간의 동시확보가 요망되는 것이다.
하지만, 로내 온도가 너무 높으면, 벽면의 로 재질 손상과 연소물의 용융를 일으키고 보일러튜브를 비롯한 닥트등에 Dust가 부착하여 배출가스의 흐름을 방해하고 고온부식 등을 초래함으로 적정 온도유지를 위한 운전자의 시설에 대한 충분한 사전 검토와 경험이 활용되도록 하여야 할 것이다.
따라서, 로출구의 배출가스 온도를 850℃의 범위에서 운전하도록 하고 있는 것이며, 이는 다이옥신류의 열분해 온도범위를 고려한 것이라 할 수 있으며, 일반적으로 1,000℃이하의 온도에서 로의 안정성 확보를 달성될 수 있도록 하여야 한다..
4. 2. 2 O2 농도에 대한 영향
Tomisawa 등은 배기가스 중의 산소농도 증가와 더불어 PCDFs의 생성량은 변화하지 않지만, PCDDs는 상당량 감소하는 경향을 나타내었다고 보고하고 있다.
한편, 덴마크의 Manscher의 보고에 의하면 산소농도 1% 증가에 의해 PCDDs의 배출이 25% 증가한다는 보고를 하고 있다.
한편 Hanai 등의 연구결과에 의하면 냉각탑 Ash에 염산처리 한 후 진공상태에서 산소 첨가에 의하여 산소의 존재상태가 염소화 반응의 증가를 초래한다고 보고하고 있다.
소각시설의 경우 산소의 공급원은 공기이며, 로내에 공급되는 산소는 1차공기와 2차공기의 주입에 있으며, 기타 폐기물내에 포함되어 있는 함유 산소의 유입등, 3가지 유입경로를 생각할 수 있다. 하지만 폐기물내에 함유된 산소는, 폐기물의 투입과정에서 공극사이에 함유 또는 수분의 형태로 존재한다고 생각할 수도 있지만 전체적인 산소의 공급원을 생각한다면 무시할 수 있는 양일 것이다.
따라서, 폐기물 자체의 연소에 필요한 충분한 산소 공급원은 로바닥에서 주입되는 1차공기이며, 폐기물의 연소과정에서 충분히 산화되지 못한 미연분의 산화를 위해 주입되는 2차공기, 이 두가지 공급원이 로내 산소의 주 공급원이다.
앞에서 설명했듯이 연소는 산화반응이며, 산화반응의 역할 수행요소 중의 하나가 산소라고 한다면, 주입되는 공기량에 따라서 산소의 산화반응에 미치는 영향은 크다고 할 수 있을 것이다.
연소공기량에 의해 결정되는 산소량은 폐기물이 완전 열분해 되지 않고 미연분이 발생하는데 큰 영향을 미치는 요소로서 작용한다.
그러므로 운전상의 연소공기량 결정과 로내 산소농도를 측정함으로서 연소과정을 제어하고 이를 통하여 연소실의 운전지표로서 활용할 수 밖에 없는 것이다.
따라서, 운전자는 연소공기량을 소각로내에 적절히 조절하여 로내의 적정 산소농도를 지표로 삼아 연소의 특성제어에 충분히 활용할 수 있어야 한다.
또한 이것을 파악함으로서 완전연소를 위한 공기비의 조절은 이론 연소공기량에 부합한 실제 연소공기량과의 상관관계를 비교 검토하여 소각로 내의 연소상태를 제어하는 능력 확보가 이루어져야 한다
4. 2. 3 CO 농도 관계와 운전
다이옥신류 배출량과 배기가스 중의 CO농도 관계를 그림 5-11에 나타내었다(Bendixen 등). 이들은 덴마크의 3개 소각시설에서 다이옥신류와 CO와의 상관 관계를 실측하여 다이옥신류와 상관성이 있음을 지적하고 소각로 설계시 요구사항중의 하나로 선택하고 있다.
또한 그림 5-12은 다이옥신류에 관한 Quebec시 mass-burn로의 15개 운전자료와 Pittsfield의 24개 운전자료에 따른 PCDD/PCDF의 온도관계로서, 930℃까지는 정의 상관관계를 가지고 있으며 930℃이상에서는 저공기비 고온연소에 의하여 미연분(CO, PCDD /PCDF) 모두가 증가하는 경향을 나타내고 있는 것으로 제시하고 있다(Hasselriis).
그림 5-11. CO 농도와 다이옥신의 관계
그림 5-12. Quebec 시에서의 CO 농도와 다이옥신관계
4. 2. 4 HCℓ 농도의 영향
그림 5-13은 배출가스 중의 HCℓ농도와 Fly ash중의 다이옥신류 관계를 나타낸 것이다(Hanai 등). 이 연구의 결과에 의하면 HCℓ 농도 증가와 더불어 다이옥신류 농도는 증가하는 것으로 나타나고 있으며, 특히 고염소화 다이옥신류 증가는 높은 상관성을 나타내고 있다.
이 연구 결과에서 다이옥신류 증가를 전구물질 벤젠에서 페놀→o-클로로페놀→PCDDs로의 산화→염소화→축합의 반응경로로 설명하고 있다. 또한, 디벤조퓨란에 대해서는 벤젠→비페닐→PCDFs의 축합→산화→분자내 축합의 경로로서 설명하고 있다.
그리고, Ruuskanen 등은 유황을 다량 함유한 석탄과 혼합 폐플라스틱을 유동상 소각로에서 연소한 결과 굴뚝가스 중의 HCℓ과 Fly ash중의 다이옥신류 농도와는 깊은 상관성을 확인하고 있다.
또한 Fly ash의 염소와 Sn함량은 4～6염소화 퓨란의 생성에 영향을 미치는 것으로 보고하고 있다.
그림 5-13. 배출가스중 HCℓ 농도와 Fly ash중 다이옥신류와의 관계
한편, 그림 5-14는 유동상 소각로에서 Dolomite를 투입함으로서 HCℓ의 농도를 감소시킨 결과를 나타내어 HCℓ농도 감소가 결과적으로 다이옥신류의 배출을 억제하는 효과를 가져왔다고 보고하고 있다.
또한 그림 5-15는 HCℓ의 농도증가가 다이옥신류의 농도증가와 비례하는 결과를 보고하고 있다(Takeshita 등).
그림 5-14. Dolomite 투입량에 따른 HCℓ 소실과 다이옥신 관계
그림 5-15. 염화수소 농도와 다이옥신 관계
4. 2. 5 소각시설의 장․단기적 다이옥신류 농도변화
Olie 등의 연구에 의하면 4개월간 장기측정에서 Fly ash중의 다이옥신류 농도 변화는 10배 정도로 큰 차이가 있으나 1일 변화는 2배정도 수준으로 그 차이는 작아지는 결과를 나타내는 것으로 보고하고 있다.
Hiraoka 등의 연구결과에 의하면 Fly ash뿐만 아니라 배출가스의 경우에 있어서도 하루 중 3회 및 3일간 연속측정의 경우 수배에서 10배정도의 농도 변화가 있는 것으로 확인되고 있다.
De Fre의 연구보고에 의하면 벨기에 도시폐기물 소각로의 경우 장기적인 측정 결과에서 다음과 같은 경향이 있다는 것을 보고하고 있다.
①도시폐기물만의 경우에 있어서 다이옥신류 배출량은 시골폐기물만의 소각과 비교하여 2배의 농도수준을 나타내었으며, 도시폐기물이 고칼로리, 고염소원을 가진 것 때문으로 설명하고 있다.
②폐기물중의 PVC 함유율(배기가스 중의 HCℓ 농도를 가지고 산정, 3～15kg /ton)과 다이옥신류 상관성은 명확히 확인되지 않았으며
③소각시설로부터의 발생은 가을과 겨울보다도 봄과 여름이 2배정도 다이옥신류 발생량이 많은 것으로 확인되고 있다.
이러한 원인은 봄과 여름철 폐기물중 수분량이 많고 연소상태가 불량한 것과 또한 농업활동(농약)이라든지 건축(목재 방부제) 등의 영향이 있는 것으로 설명하고 있다.
4. 3 폐기물 적정 투입 및 연소관리 방안
4. 3. 1 폐기물 반입 및 투입단계
앞에서 언급을 했지만 폐기물 성상에 따른 다이옥신류 발생량의 차이를 추이 할 때 폐기물의 질 관리는 소각에 있어서 가장 근본적인 필요한 조건중의 하나로 간주 할 수 있다.
폐기물의 균질화를 추구한다는 궁극적인 목적은 연소의 안정화 달성과 유해성분의 생성 억제를 달성한다는 측면에서 대단히 중요한 사항이다.
이러한 요건의 달성을 위한 대책으로서는 우선 연소대상의 폐기물의 균질화를 위한 첫 단계로서 배출자의 측면에서 처리를 위한 수집 체계와 시설의 운전자 측면에서의 반입관리로 구별할 수 있다.
배출자의 측면에서 역할과 임무는 적정한 분리배출이 최우선의 과제이며 주어진 임무라 할 수 있다.
앞에서 다이옥신류의 생성과 배출에 미치는 제반요소에서 알 수 있었던 것처럼 연소대상물에 의한 영향을 받고 있다는 사실을 연구결과를 통하여 언급했었다. 배출자가 폐기물의 분리배출에 있어 수분의 완전한 제거보다는 시설의 운전과정에서 적정 온도의 유지와 로에서 발생하는 소각열의 일정한 유지를 위해, 어느 정도 적절한 수분의 함유는 필요한 사항이라고 할 수 있을 것이다.
시설 운영자의 측면에서 폐기물성상의 관리는 단순히 태운다는 입장을 벗어나 과학적인 입장정리가 필요하리라 생각된다. 로의 설계 차원에서 안정연소의 공기비 및 이에 따른 산소의 확보와 연소 반응속도의 결정인자중의 중요한 인자가 온도라는 개념에서 보면 충분한 산화반응의 온도 확보측면에서 폐기물성상 관리의 중요성이 제시된다고 할 수 있다.
폐기물의 질적 관리를 위한 방법은 배출원으로부터 철저한 분리수집뿐만 아니라, 반입 후 대형 폐기물의 전처리 파쇄 및 폐기물 저장 피트내에서의 크레인에 의한 충분한 혼합 교반이 필요하다고 볼 수 있다. 이것은 폐기물의 수집대상이 되는 지역 및 계절적, 기상적 요건에 따라 폐기물의 성상(저위발열량)이 크게 다르기 때문이며, 폐기물 중에 포함되는 수분함유량 및 비중의 변동과 폐기물 발열량의 균형을 유지하기 위한 전처리 단계로서 소각로내에서 정상상태의 연소를 달성할 수 있도록 하기 위함이다.
폐기물의 충분한 혼합․교반의 달성을 위해서는 운전상에서 피트내의 폐기물을 구획화하여 폐기물의 자연 숙성시간을 확보하는 것이 바람직하며, 구획화는 피트를 반입구역/교반/혼합구역/ 투입구역으로 구분함으로서 접근할 수 있다.
그 두번째의 요건은 폐기물의 정량공급의 추구라 할 수 있다. 폐기물의 정량공급이 이루어지지 못하면 저칼로리 폐기물의 혼입에 의하여 급격한 화상부하를 초래함으로서 불완전연소의 발생원인을 제공할 수 있다. 이 경우 연소대상물이 열분해를 충분히 수행하지 못하고 미연입자의 재합성 생성원인을 제공하던지 또는 저장매체(Reservoirs)의 역할을 할 수 있게 하기 때문이다.
폐기물의 균일한 공급을 달성하기 위해서는 Feeder에서의 폐기물 분량의 정량화를 위한 일정 Feeding 시스템의 확보가 필요하다.
그림 5-16. 폐기물의 송입방법
4. 3. 2 연소단계
폐기물 소각시설은 대량으로 발생하는 도시 생활폐기물을 "소각"이라고 하는 수단으로서 위생적으로 처분하여 감용시키는 것으로 최근 지구환경 보전의 측면에서 "폐기물이 보유하는 미 사용에너지의 활용"이 에너지 자원으로서 폐기물이 차지하는 그 유용성은 크다고 볼 수 있다. 이러한 개념에서 폐기물 에너지화는 지구 온난화를 방지하려는 지구적 규모(Glovalization)의 관점에서도 폐기물 관리정책이 에너지 관리정책과 같이 검토되어지는 전환의 계기를 가져오고 있다고 볼 수 있다.
이러한 관점은 폐기물 매립장에서 발생하는 메탄가스는 지구온난화의 주범으로서 우리가 알고 있는 이산화탄소보다 약 21배 이상의 온실효과를 갖고 있는 것으로 연구발표 되어지고 있으며, 매립장의 사후관리를 보다 과학적이고 체계적으로 하지 못하고 방치한다면 현재 국제적으로 규제가 추진중인 청정개발체제의 규약에 묶어서 선진국의 CDM사업 대상이 되는 경우도 있을 수 있다.
물론 매립과 소각의 장단점을 면밀히 분석하여 폐기물정책을 수립하여야 하지만, 폐기물 소각에 있어서 연소관리에 의한 다이옥신류의 방지대책 뿐만 아니라 위에서 언급한 다른 부가적인 목적의 달성을 위해서라도 소각에서의 완전연소의 개념은 대단히 중요한 위치를 차지한다고 볼 수 있다.
이는 폐기물의 불완전 연소시 발생하는 미연분에 의한 다이옥신류의 발생을 추이한 결과로 볼 수 있으며 완전산화를 달성함으로서 다이옥신류의 생성경로를 연소과정에서 부터 차단을 한다는 입장이다.
이러한 기본 개념에서 중시되고 있는 요소가 3T (Temperature, Time, Turbulence)의 개념이며, 이들 3T개념의 달성을 위해서 연소가스의 유체흐름 형상, 즉 연소실 형상의 중요성이 지적되고 있다.
종래 소각로 형식의 설계에 있어서는 건조구역에서의 연소가스와 주연소구역의 연소가스가 거의 보일러쪽으로 직접 상승하는 구조를 가지고 있었다.
이러한 구조적인 문제가 건조구역에서의 미연분과 연소지역에서 발생하는 고온의 연소가스가 충분한 혼합이 일어나지 않는 결과를 가져왔던 것이다.
또한, 이런 경우에 발생되는 문제는 미연분의 재 연소 달성이 어려우며 건조구역에서의 발생가스가 소각로 내에서 로의 천정부로 직상승 하기 때문에 체류시간을 길게 유지할 수 없는 구조를 가지는 단점을 가지고 있었다.
이러한 문제점의 극복을 위한 수단으로서 2차 연소공기의 주입위치 부근에서 노즈(nose)부를 만들어 잘록한 부위를 형성하여 건조구역에서 발생하는 미연분을 포함한 발생가스를 주 연소영역의 고온 가스와 합류시켜 혼합하는 형태를 취하게 할 수 있게 되었다.
그 결과는 건조구역에서 발생한 가스가 주 연소구역으로 들어옴으로서 로 내에서의 체류시간을 연장할 수 있다는 장점을 가지고 있다.
또한 노즈부에서 2차공기 주입 노즐이 장착됨으로서 고속으로 주입되는 공기의 흐름에 의한 혼합․교반이 이루어짐으로서 미연분을 포함한 가스의 재연소를 촉진시켜 완전연소를 달성할 수 있는 기회를 가지게 하여 완전한 산화 조건으로 유도할 수 있다.
이는 또한 보일러의 성능향상과 더불어 다이옥신을 비롯한 대기오염 방지를 위한 자동연소제어 시스템의 개발을 시도한 것에서 출발하여 로 구조의 개선이 진행되어 왔었던 것이다(Scavuzzo 등, McClanahan 등).
이러한 노즈부의 설치에 의한 완전연소를 유도한 다이옥신류의 저감대책에 대한 한 예로 로형상의 구조 및 다이옥신류의 저감결과를 그림 5-17과 5-18에 나타내었다(Hiraka).
그림 5-17. Outline of Retrofitting for Run 1.
그림 5-18. Outline of Retrofitting for Run 2.
그림 5-19. Dioxin in the Exhaust Gas(retrofitting of an existing plant)
그림 5-19에서는 로형상의 변경에 의한 결과를 나타내었다. Run0는 로형식의 변경전의 결과를, 개량후의 결과를 Run1에 나타내었으며, Run2는 로형상의 변경과 더불어 전기 집진기의 온도를 220℃로 저온상태로 운전한 결과를 나타내고 있다.
이들의 연구결과에 의하면 Run1의 경우에 평균적인 CO농도의 저하와 더불어 다이옥신류의 배출도 저하되고 있음을 나타내고 있다.
그리고 2차공기의 주입위치 및 가스 냉각수의 분사위치 등으로 CO의 저감을 달성할 수 있는 것으로 보고하고 있다.
또한 그림 5-20에서는 유동상 소각로의 경우에 있어서도 CO의 저감대책을 위하여 완만한 유동화 방식이 제시되고 있다. Hujihara 등은 가습한 신문지를 투입하고 유동화를 활발히 진행시킨 결과, 수십 초 사이에 연소가 진행되어 산소가 없는 상태 및 CO발생이 급격한 피크 상태를 보고하고 있다.
한편으로는 공탑속도를 낮추어 유동화를 완만히 하여 실험을 실시한 경우에 있어서는 가습한 신문지 투입전의 산소농도는 10%에서 5～6%정도로의 변화되어 제로상태의 산소조건은 아니었으며 피크상의 CO는 발생하지 않은 것으로 보고하고 있다.
그림 5-20. 완만한 유동화에 의한 CO 저감 (신문지)
그림 5-21. 완전한 유동화 연소로 예
그리고 그림 5-21에서는 SCFI(Swirl Combution Fluidized-bed Incinerator)의 선회연소식 유동상 소각로의 구조에 의하여 CO의 저감으로 완전연소의 달성을 보고하고 있다(Asai 등).
이 형식은 유동부, 선회부, 착류부의 3부분으로 구성되어 있으며 유동부는 종래의 유동상로의 2차연소실 구조를 하고 있으며 선회부는 원관형으로 하부가 호퍼의 구조를 하고 있다. 착류부는 유동부에서 발생하는 연소가스를 선회부의 직선방향으로 도입하기 위하여 장착된 Duct인 것이다. 2차 공기는 가스의 혼합 촉진을 위하여 착류부에서 공급된다. 유동부에서 나온 유동사는 불연물을 분리한 후 선회부를 경유하여 유동부로 되돌아온다. 그 때문에 선회부에서는 유동사의 일부가 강한 선회류에 의하여 측벽부근에서 체류함으로서 연소가 달성되게 된다.
이러한 구조의 유동상 소각로의 유동화 방식에 의하여 유동층 내부에서 열분해 가스화된 가연 가스와 고형 미연분인 Char는 착류부에서 2차 공기와 충분히 혼합되어 선회부로 도입된다.
이들의 연구 결과에 의하면 선회부에서의 체류시간은 2초 이상을 유지하고 있으며 로출구 온도가 850℃이상을 보유하여 CO농도는 제로에 가까운 결과를 보고하고 있다. 그리고 최종목표인 다이옥신류의 저감을 달성할 수 있는 것으로 보고하고 있다.
그림 5-22는 2차 공기의 주입과 온도에 따른 CO의 저감을 보고하고 있으며 2차 공기의 주입시의 가스 온도가 1000℃부근에서 CO농도가 최저가 되는 것을 확인하고 있다.
또한 그림 5-23는 산소의 농도와 CO와의 관계에 있어서 2차 공기의 주입 시 6%정도의 저 산소 상태에서 CO저감이 양호하게 나타나는 것을 보이고 있다(Sato 등, 1994).
그림 5-22. 연소온도와 CO 관계 그림 5-23. O2농도와 CO관계
이상의 연구 결과들은 연소과정에서 발생하는 CO와 다이옥신류가 상관성을 가지고 있다는 입장에서 다이옥신 제어 방식 중의 하나라고 할 수 있으며, 소각시설의 프로세스적 측면에서 연소실만이 다이옥신의 충분한 대책이라고는 할 수 없을 것이다.
이러한 전구물질 중의 하나인 클로로벤젠(CB)과 클로로페놀(CP)이 다이옥신류와 상관성이 높다는 견해에서 그림 5-24를 살펴보면 최저의 클로로벤젠+클로로페놀과 최저 CO가 나타나는 공기비와의 관계는 CB+CP가 높아지는 것을 보이고 있으며, 불완전 연소에 의하여 생성되는 CO와 유기염소계 화합물의 생성에서는 엄밀히 관계가 성립하지 않는 것으로 보고되고 있다(옥곤, Sandstrom).
그림 5-24. 클로로벤젠 및 클로로페놀과 CO와의 관계
일산화탄소와 다이옥신의 관계는 연소공학적인 입장에서 연소상태 관리를 위한 기본항목 중의 하나로서, 측정 분석적인 면에서 연속적인 감시가 용이하고 완전연소상태의 지표로서 채택된다는 기본개념으로 보는 것이 바람직하다. 이는 다이옥신류의 배출을 억제할 수 있는 연소실의 운전의 한 수단에 불과하며, 다이옥신류의 배출억제를 위한 시설의 프로세스 전반적 차원에서 충분조건으로서의 취급은 무리가 있으며 연소의 필요․충분조건에 따른 기준은 될 수 없는 것이다. 하지만 운전지표중의 하나이며, 연소개선의 주요인자라고 할 수 있다.
배치타입의 폐기물 소각시설의 운전개시 및 종료시의 배출가스 중 다이옥신류의 배출에 대하여 검토한 결과, 운전개시부터 로내 온도를 신속히 상승시킬 수 있는 버너를 사용함으로서 다이옥신류의 저감을 달성할 수 있는 것으로 보고하고 있고, 운전 종료시에는 불씨를 남겨두는 것보다는 완전히 연소시키는 방법이 다이옥신 저감효과가 높다는 결과를 제시하고 있다.
또한 다이옥신류의 총 배출량을 저감시키기 위해서는 총배출의 약 30%를 차지하고 있는 비정상 운전시에서의 배출율을 억제하는 것도 대단히 중요한 사항이라고 지적하고 있다(Tejima 등,1994).
연소시설의 기술적 대응차원에서 이상과 같은 문제점의 극복을 위하여, 시설 운전자는 시설이 가지고 있는 성능의 최대 활용과 적정운전이 요구된다고 할 수 있다.
현재 운영중인 소각로가 대부분 스토커 방식으로서 로내 폐기물 투입시에는 시설장치의 적정운전개념에서 로내 폐기물 Feeder의 운전에도 배려를 해야할 필요가 있다. 급진장치는 연소실내에 폐기물을 연속적으로 공급하는 장치로서 공급상태가 좋거나 그렇지 않음에 따라 완전연소의 달성에 지장을 초래할 수 있다.
따라서, 운전자는 완전연소를 이루기 위하여 Feeder가 원활히 운전될 수 있도록 유지관리하여야 하고 폐기물을 연속적이고 일정하게 공급하기 위해 Feeding량의 조절이 필요하다.
또한, 운전자는 압축폐기물의 분산에 의한 통기성의 확보가 될 수 있도록 수평 푸셔(pusher) 또는 피더(feeder)의 역할에 배려를 해야함과 동시에 폐기물질의 변동에 적절히 대처할 수 있는 운전능력의 발휘가 요구된다. 한편으로, 시설적인 측면에서 보면 크레인 운전원이 소각로내의 연소상태를 항시 파악할 수 있도록 로내 온도계와 연소상태를 감시하는 모니터 시설을 크레인실에 설치하여 중앙제어실의 운전정보가 수시로 크레인실까지 전송하여 제공돼주어야만 완전연소를 위한 기반을 구축하였다고 할 수 있다.
이를 위하여 환경관리공단에서 운영중인 다대소각장에서 상기 시설의 설치운영을 국내에서 가장 먼저 시작하여 요즈음의 대부분 소각시설에서는 소각로의 주요 운전 정보를 크레인실에 제공하여 주는 설비를 설치 운영하고 있다.
그 다음 연소공정 단계에서의 사항을 운전자가 숙지해야만 하는 요소가 있다. 이것은 폐기물이 로내에서 연소되기 쉬운 것부터 연소가 시작되어 그 연소영역이 확장되는 것이다. 로내에 투입되는 폐기물이 벙커에서 크레인 운전자에 의하여 최대한 혼합되었다고 하더라도 다종다양한 폐기물이 혼재되어 있기 때문에 연소로내에 투입된 폐기물의 연소속도에는 차이가 있기 마련이다.
스토커 소각로 경우는 로내의 화격자(Grate)가 구동형식의 차이는 있지만, 그 역할이 건조, 주연소 및 후연소 화격자로 구분되어 있어 각 화격자가 분담하는 역할을 달리하고 있다. 건조구역에서는 화격자의 통기구멍에 돌멩이를 비롯한 불연물에 의하여 막히는 현상이 빈번히 발생하여, 건조를 위한 150℃ 전후의 1차 공기공급의 저해현상이 발생하던지 또는 한 부분 만으로의 통기로 인하여 건조용 공기의 부적절한 분배가 일어나 균일한 건조효과를 저해하고, 일정부분에만 집중적인 건조를 일으키게 되어 그 부분에서만 자연 착화현상에 의해 미연분 발생의 원인을 가중시킬 우려가 있다.
또한, 건조부에서 건조되었다고 판단되는 폐기물이 적정하게 이송되지 못하고 폐기물끼리 뭉쳐서 순간적으로 붕괴되어 연소구역을 덮치는 현상이 유발되므로 건조지역의 기능을 저해하고, 연소영역에서의 완전연소 또는 안정연소에 지장을 초래하게 되어 미연분의 발생량이 증가하거나, 연소온도가 급격히 강하되어 전구물질의 생성을 촉진시킴으로서 연소관리에 어려움이 발생할 수 있다.
주연소 구역은 안정된 연소를 시키고 더불어 소각로의 내구성이 오래가도록 하여야 하는 운전기술이 필요하다. 따라서, 연소성능의 차원에서 균일한 이송과 적정한 교반․혼합 및 산화조건 조성을 위한 연소공기의 적정분배가 이루어져 가연물과 공기의 접촉을 증가시키고, 화상면에서 균일한 공기공급이 되어야 한다. 한쪽으로 편중된 공기공급에 의한 불균일한 연소를 막고 미연분의 발생을 억제하여 완전연소를 시킴으로서 다이옥신류의 생성억제효과를 달성하여야 한다. 동시에 후연소 부위에 미연물의 낙하를 줄이고 적절한 연소조건을 확보하여 소각로로부터 다이옥신류의 배출총량을 저감시키는 운전이 필요하다.
후연소 구역은 연소 후 발생하는 고정탄소 및 미연분의 발생을 최대한 억제하고 소각잔재물의 양을 최소화시킬 수 있도록 하여야 한다. 또한 크랭크의 발생억제와 더불어 소각재의 원활한 배출이 이루어져야 하며, 공기의 적정한 주입이 이루어짐으로서 로온도의 저하를 초래하는 것을 방지할 수 있어야한다.
이러한 기능적인 면을 충분히 고려하여 후연소 화격자에서의 다이옥신류 발생을 최소화하기 위해 공기주입에 의한 온도제어와 연소재의 원활한 배출을 위한 운전이 요구된다. 한편으로, 후 연소부의 공기주입량을 조정하여 주연소 영역과의 혼합기류 형성을 도모하여 운전할 필요가 있다.
최근, 다이옥신류의 발생억제의 수단이 아니지만, 처리용량을 증대시키기 위하여 후연소 영역의 확장을 도모하는 경우가 있다. 이때 후연소 영역을 확장시켜 소각로에서의 강열감량을 최소화하면 로내의 다이옥신류의 생성억제를 위한 방안으로도 가능하리라 사료된다.
스토커 하부에서의 1차 공기 주입은 연소화상에의 산소공급과 더불어 미연분의 휘산과도 중요한 관계를 가지므로 건조, 주연소, 후연소 구역에서 적절한 공기량 배분과 공기 분출압 조정이 필수적이다. 그리고, 미연분이 고온영역에서 완전 연소되기 위해서는 2차 연소공기의 역할도 대단히 중요하다.
2차 연소공기 공급장치 주입구의 위치 및 형상은 미연분과 고온가스가 2차 연소구역에서 충분한 혼합을 증대시킬 수 있을 뿐만이 아니라, 미연분 체류 시간의 확보에 따라 완전연소의 효과를 증대시킴으로서 분진의 발생량도 최소화시킬 수 있다. 이러한 차원에서 2차 공기 주입의 토출속도와 노즐의 배열 및 각도를 소각로의 용적과 가스발생기류의 형상과 어우러지는 형태로 설계되어야 한다.
따라서 운전자가 취할 수 있는 운전기술상의 대응은 공기주입 속도의 적절한 제어 및 화격자의 폐기물 이송속도 조절 등의 확보가 요망된다고 할 수 있다.
이러한 운전기술을 확보하기 위해서는 설계시 기술 검토되었던 유체의 유동장 해석 및 이에 따르는 데이터의 확보가 필수적이고, 운전 Case별 조건에 따른 유동장 해석을 설계자가 면밀히 검토하여 시설 시공자 및 운전자에게 제공되어져야 하나, 우리 나라에서는 대체적으로 외국으로부터 기본설계를 수입하여 단지 실시설계를 수행하는 관계로 이에 따른 기본적인 분석이 미흡한 실정이다.
그러나, 요즈음에는 국내 소각로 제작 설치자의 개념도 많이 변하여 이러한 부분까지 기술검토를 하고 있으나 단순히 기술검토에 그치지 말고 실제 운전자에게 전달되어 향후 운전조건의 변화, 즉 발열량의 상승, 폐기물질의 변화 등이 소각로의 개선 시에 활용될 수 있도록 의무제공 되어져야 할 것이다
이러한 조치와 노력만이 우리 나라의 소각로 설계기술과 운전기술 능력이 함께 발전하는 계기로 조성될 수 있을 것이며, 이와 같은 노력이 병행될 때만이 우리고유의 기술축적을 이루고 이를 바탕으로 제3국으로의 기술수출의 길이 열리는 초석이 될 것이다.
4. 4 배출가스 냉각 설비의 운전
연소가스 냉각설비는 배출가스 처리설비의 적정운전과 배출가스 처리설비의 재질 보호를 도모하기 위해 배출가스의 냉각설비가 요구되는 것이다.
보일러출구 적정운전 온도의 유지는 배출가스에 의한 설비의 고온부식과 더스트의 부착에 기인하는 저온부식을 억제할 수 있는 온도로서 일반적으로 200～300℃에서의 운전을 장려하고 있다.
하지만, 보일러 출구 적정온도가 최근 다이옥신류의 생성과 배출의 측면에서 다이옥신류의 재합성에 대한 온도범위 영역내에 있다는 사항이 설비의 설계상 운전자의 운전조건 설정에 혼선과 어려움을 가져올 수 있다.
이에 대한 극복방안의 측면에서 최선의 방책이 아닐지라도 차선책의 방안을 운전자의 측면에서 운전능력상의 고려사항을 기술하였다.
우선, 배출가스의 냉각방식에는 공기혼입식과 간접공냉방식도 있지만, 대형폐기물 소각시설의 경우 연소가스의 냉각방식이 보일러식과 수분사식이 일반적으로 널리 채용되고 있다.
4. 4. 1 보일러식 가스냉각설비의 개요와 운전시 고려사항
폐기물 소각시설에서의 보일러는 폐열 보일러를 의미하고 있다. 보일러는 기본형식과 보일러 공급수의 순환방식 및 소각로와 어떻게 조합을 이루고 있는가에 따라서 분류된다. 시설의 설계시에서는 폐기물에 따른 회수열량 및 폐열의 사용 목적에 따라서 선택되고 규모와 용량이 채택되어진다. 이렇게 채택된 폐열보일러의 형식과 고려사항에 따른 분류를 표 5-5에 나타내었다.
표 5-5 폐열보일러의 형식과 고려사항에 따른 분류
구 분
형 식
보일러 기본형식
수관식보일러, 연관식보일러
드럼수 순환방식
자연순환방식, 강제순환방식, 자연․강제순환병용방식
수열면의 형태
방사형, 접촉형
로 본체와의 배치상태
소각로와 보일러 일체형, 보일러 별도형
열 회수율의 대소
전보일러방식, 반보일러방식
보일러식 가스냉각 설비의 개요를 간단히 기술하면, 보일러의 급수는 탈기기로 유입되면서 보일러급수의 산소를 제거한 후에 보일러에 공급된다. 보일러에서 발생한 증기는 고압증기 분배기에 보내진 후 분배기에서 증기식 공기예열기 등의 소각프로세스용 증기를 비롯하여 발전 등 추가 열이용 증기로서 분배 공급되고 나서 다시 응축수로서 회수되는 것이다.
그림 5-25에 보일러식 가스냉각설비의 일반적인 프로세스를 나타내었다. 특히, 수관식 보일러를 폐기물 소각로용 가스냉각 설비로서의 많이 채택되는 장점은 연소실의 규모설정이 용이하며, 다양한 소각방식에 적용할 수 있어 고압이고 대용량의 보일러에 적합하다고 할 수 있다.
그림 5-25. 보일러식 가스냉각설비의 개략도
또한, 전열 면적당 보유수량이 비교적 작기 때문에 기동시간은 짧으므로 부하변동의 영향을 받기 쉽기 때문에 압력 및 수위 조절에 주의할 필요가 있다. 그리고, 보일러 급수 중의 불순물이 증발관내에 부착하기 쉬우므로 급수 및 보일러수의 유지관리에 주의를 할 필요가 있다.
가스의 냉각에 있어 중요한 문제는 부식이다. 폐기물 소각로용 보일러설비에 있어서는 일반적인 연료를 사용하여 스팀을 생산하는 보일러와는 큰 차이를 갖고 있다.
그것은 앞에서 기술한 배출가스에 의한 부식문제이며, 부식의 원인이 순수한 연료로서가 아닌 다종․다양한 성상의 폐기물 연소과정에서 생성 배출되는 배출가스 중에 분진을 포함한 염화수소(HCℓ) 및 황산화물(SOx)과 같은 부식성 가스가 포함되어 있다는 것이다.
소각시설에서의 부식문제는 소각에 의해 발생한 에너지의 이용에 제약 인자중의 하나로 금속의 부식에 의해 설비에 지장을 초래하고 있다는 것이다. 소각시설에서의 부식은 열이라는 요소에 의한 저온부식과 고온부식이 동시에 수반될 수 있는 소지를 가지고 있는 프로세스이며, 이러한 두 가지 부류의 영역으로 분류되고 있다.
따라서, 두 가지 부류의 부식현상과 그에 대한 용이한 대책을 운전자의 입장에서 언급해 보면, 우선 저온부식은 배출가스 중의 SO3의 함유량에 의한 산의 노점이 지배적으로 120～130℃이하에서 부식이 현저하게 일어난다. 보일러에서는 하류측 방향의 급수가열용 열교환기가 저온부식을 받을 가능성이 높으며, 보일러급수 온도를 입구에서 140℃이상이 되도록 할 필요가 있다.
고온부식의 경우에 있어서는 배출가스 중의 염화수소 등의 염소분에 의한 영향이 크며, 특히 분진과 공존하게 됨으로서 350℃이상에서 부식이 현저하게 일어나게 된다. 따라서, 보일러 수관금속의 온도를 350℃이하가 되도록 시설의 시공자는 운전자에게 제시하여야 하며, 운전자는 상기조건을 제어할 수 있어야 할 것이다.
로내 가스온도가 600℃이하되는 보일러의 하류부에 과열기를 설치함으로서 증기온도를 370～400℃범위로 운영함으로서 과열기 주변온도와 수관의 내열온도 등과의 상관성을 충분히 검토한 운전이 필요하다고 할 수 있다.
또한, 부식의 현상에 대한 대책으로서 보일러 입구의 고온영역에 대해서 시공자는 수냉벽에 분진이 부착되지 않는 구조로 보일러를 시공하는 배려가 필요하며, 그 하류측에 수관군을 설치하여 분진의 고착을 방지함과 동시에 관의 배열과 핏치를 크게 하여 분진의 퇴적에 의한 막힘을 방지할 수 있어야 한다.
이러한 배려가 분진의 제거를 위한 Soot-blower의 작동시 원활한 분진제거가 이루어지고, 보일러 수관과 분진과의 마찰에 의한 마모 손상을 최소화할 수 있어야 한다.
또한, 산화성부식 및 마모에 의한 손상 이외에 환원역의 부식형태로서 보일러에서의 직면하는 문제는 아니지만, 연소실의 수냉벽관이 마모되는 현상으로서 고온부식과는 다른 CO가스 부식을 들 수 있다.
이러한 현상은 당초의 설계조건보다 고칼로리의 폐기물에 의하여 발생하는 열부하의 증가와 통풍기의 능력부족에 의하여 발생할 소지가 있는 것으로 저공기비 운전이 원인으로 생각할 수 있다. 환원역 부식에 대한 배려를 운전자는 적정 공기비를 유지하여 연소에 의한 환원성 부식에 대한 대책이 필요하다.
보일러 수관온도와 부식속도의 관계를 그림 5-26에 나타내었다. 그림에서는 저온과 고온에서의 소각과 관련된 주된 부식영역을 표시하였고, 부식과 소각에 의한 다이옥신류의 발생을 최소화할 수 있는 동시에 적정 운전온도영역의 달성이 가능한 범위를 찾을 수 있다.
그림 5-26. 금속 부식 현상도
전기화학적 부식은 저온부식의 한계영역으로서 염화수소의 노점영역과 염화철 형성에 의한 고온부식의 최소온도 영역의 중간 점을 고려한다면, 이 온도의 범위는 다이옥신류의 재합성 영역을 최대한 회피할 수 있는 온도영역의 극한 영역으로 간주할 수 있을 것이다.
보일러를 비롯한 소각설비의 후처리공정상 축적된 분진이나 배출 분진의 다이옥신류 거동을 고찰한 결과를 그림 5-27에 나타낸 바와 같이 보일러 분진의 다이옥신류 함량의 증가는 이러한 다이옥신류의 재합성 발생원 중의 하나로서 명백히 제시되는 결과라 할 수 있다.
그림 5-27. 비산재중 다이옥신 생성수율 변화
냉각설비의 보일러에서의 다이옥신류의 재합성을 억제할 수 있는 대안을 운전자의 입장에서 해결할 수 있는 방안을 제시하면 다음과 같다.
가) Soot-blower의 역할을 최대한 활용하여 분진축적을 최소화할 것
이러한 사항은 Soot-blower가 보일러, 과열기, 열교환기 등 가스측면의 전열면에 부착하는 비산재를 증기 또는 물리적인 장치에 의하여 불어내어 제거하는 역할을 충분히 활용할 수 있도록 하는 방안이다.
일반적으로 조작횟수는 1일 3회정도로 8시간 간격으로 작동시키고 있지만, 축적 비산재가 재합성의 근원중의 하나로 간주된다면 조작횟수를 운전자가 운전경험을 바탕으로 마모의 손상을 유발하지 않는 범위 내에서 횟수의 증감을 조절함으로서 미연분의 반응시간과 흡수․흡착의 제반 요소를 최소화하고, 부식의 온도범위를 회피할 수 있는 온도영역의 설정에 따른 운전이 필요하다고 할 수 있다.
나) 재합성 온도를 고려한 폐열회수장치 운전
최근 Voger 등의 연구결과를 보면 다이옥신류의 재합성 온도에 대한 극한 온도를 230℃를 제시하고 있다. 부식이라는 측면과 냉각설비에서 다이옥신류 재합성의 관점에서 온도영역 선택에 대한 방안 모색이 필요하다는 것을 운전자는 파악할 수 있을 것이다.
하지만, 소각시설에서 폐열 회수에 의한 에너지의 재활용이 최근에 중시 됨에 따라 열병합 발전에 의한 효율 향상을 도모한다는 장점을 얻을 수 있다. 일반적으로 최근 소각시설에서 증기압력을 20～30kg/㎠G 및 온도 250～350℃의 과열증기조건을 채용하고 있는 예가 많기 때문에 이러한 온도 영역에서 볼 때 냉각설비에서 다이옥신류의 재합성이 발생할 수 있는 조건이 조성되기도 한다.
다) 에너지회수를 고려한 2T-2A 제어달성
2T-2A 제어달성의 이론적 배경은 다이옥신 재합성에 대한 반응공학적 측면에서 연소실의 연소조건 개선을 위한 3T이론을 최대한 활용하여 설계‧시공 및 운전하여야 하고 연소실 출구 이후부터는 3T이론을 초월하여, 후단설비에 대해 설계‧시공과 운전을 새로이「2T-2A」이론개념을 적극 활용하는 것이 중요하다.
이러한 이유는 연소실에서의 주반응은 산화반응이며, 다이옥신류 재합성은 온도에 의존한다는 관점에서, 재합성반응의 환경적 측면에 반응공학적인 해석을 부가하여 이해가 될 수 있도록 설명해 두고자 한다.
반응은 온도에 의하여 반응속도정수가 좌우되듯이, 연소를 위해 공급되는 공기중에는 재합성에 필요한「활성도; Activity」부여의 충분한「산소(O2)」가 존재하며, 충분한「반응온도; Reaction Temperature」와「Fly ash의 충분한 체류시간; Retention Time of Fly ash」에 의한 재합성 반응의「필요․충분조건」이 만족하는 반응환경을 형성하게 되는 것이다.
다이옥신의 생성 또는 배출을 억제하기 위한 소각로 연소실 후단설비의 공정상에서 최대의 가변용이(可變容易)한 요소는 바로 온도(Temperature)이다.
저온집진은 재합성 온도영역을 피하고자 하는 데 그 목적이 있다. 이는 재합성 반응속도는 온도에 좌우되므로「배출가스의 온도급랭; quenching Temper- ature of flue gas」과 프로세스상의「비산재 체류시간의 최소화; minimize of retention Time of fly ash」를 위한 제어에 의하여, 비산재중의 금속촉매의 재합성「반응활성 억제; inhibition Activity」와 비산재중의 「흡착․흡수능; capacity of Adsorption․Absorption」을 증가시킴으로서 고비점․고융점의 물리․화학적 특성을 가진 다이옥신류의 가스화억제에 의한 대기배출을 최소화할 수 있다는『2T제어에 의한 - 2A효과 달성』이론으로 제시되고 있다.(옥곤 등)
폐기물 소각시설의 각 단위공정은 그 설치 배경과 목적이 각각 있으며, 프로세스의 구성 및 형식 또한 그에 대한 기능발휘에 신중해야 한다. 폐열보일러 설치의 주목적은 연소실의 고온 배출가스를 냉각과정을 거치게 하여 열에너지의 회수와 배출가스의「흐름」에 따른 후단 설비의 효율적 안정성 확보를 위한 것이다.
그림 5-28. 다이옥신류의 융점 및 비점의 물리․화학적특성
이 공정에서의 연소실 온도가 800℃이상인 배출가스는 보일러 입구부분에서 500～600℃ 온도로 유입되어 출구에서 200℃범위까지 냉각되는 과정에서 300℃부근의 온도대를 지나게 되고, 이러한 배출가스 중에는 Fly ash를 비롯한 미립자뿐만 아니라 미립자 다이옥신 전구물질을 비롯한 금속 촉매성분을 함유하고 있다.
한편으로 열회수 효율의 향상과 배출가스 냉각을 촉진시키기 위한 내부 판상의 설치각도 및 형상에 따른 비산재 축적과 연소실 내부가스의 흐름이 완만한 구역에서의 비산재의 축적은 전구물질의 흡수․흡착 및 응축의 근본이 되어 충분한 재합성 체류시간을 확보하게 함으로서 「다이옥신 재합성 환경」을 구축하게 되는 것이다.
이에 대한「대책」또한「2T-2A」이론에 근간을 두어 ①분진제거장치의 역할을 증대시키고, ②접촉 전열면 확보와 비산재 체류공간의 억제를 위한 형상의 변경, ③재합성 온도대 통과시간의 단축, ④세정공급수의 순환사이클시간을 단축함으로서 최대한의 급냉효과를 달성하도록 하여야 한다. 또한 예열기 등의 경우에서도 이와 같은 다이옥신 재합성 원인발생의 소지가 있으며, 이 경우도 같은 조치를 하는 것이 당연히 바람직할 것이다.
또한, 폐기물소각에 의한 열병합 발전의 효율향상을 위하여 증기압력을 40kg/ ㎠G 및 온도영역을 400℃범위의 증기조건을 가져가는 경향도 있다.
이러한 온도영역은 고온부식을 초래할 우려도 있는 반면, 전구물질이 분진에서 흡수흡착 능력을 저하시켜 탈리 현상을 촉진함으로서 재합성을 억제할 수 있는 장점을 확보할 수도 있을 것이다.
이러한 입장에서 단위공정의 채택은 급냉설비의 도입과 산성가스 제거를 동시에 확보할 수 있는 적정한 프로세스의 구성이 검토되어야 한다.
이상과 같은 문제점을 종합적으로 검토하면 다이옥신 저감을 위한 필요․충분조건을 확보할 수 있는 운전자 입장에서의 가장 손쉬운 대응방안은 냉각설비 내에서의 분진축적 최소화 및 체류시간 최소화를 달성시키기 위해 Soot-blower를 효율적으로 이용하는 것이다.
4. 4. 2 수분사식 가스냉각설비의 개요와 운전중 고려사항
수분사식 가스냉각설비의 일반적인 프로세스를 그림 5-29에 나타내었다. 가스냉각실 하류측에 연소공기 등의 가열에 의한 가스식 공기 예열기가 설치되어, 800～900℃의 배출가스는 가스냉각실 출구에서 300～450℃로 냉각된다. 하지만 가스식 공기 예열기를 병열로 설치하는 경우에는 200～250℃까지 냉각된다.
가스냉각용 물 공급과 분사는 분사펌프와 분사노즐에 의하여 이루어져 배출가스와 물이 직접 접촉하게 됨으로서 증발이 이루어지게 되는 것이다. 물분사에 의하여 냉각함에 있어 분사되는 물의 증발열부하(가스냉각실 단위용적, 단위시간당의 증기에 사용되는 열량)은 8～15×104kcal/m3h의 범위를 채택하는 것이 일반적이다. 물분사 방식의 효율적인 냉각 포인트는 노즐에서의 분사상태가 중요한 역할을 하게 된다.
이것은 운전자가 상시 염두에 두어야 할 사항으로서 분무상태가 불량하게 되어 분진이 흡습을 하게 되는 경우에는 가스 냉각실 하단부 및 출구 배관에 회분이 고착하는 문제가 발생하게 되는 것이다.
그림 5-29. 물분사식 가스 냉각설비의 개략도
분무노즐에서 미세 분무되지 않는 경우에는 액상이 흘러내리는 현상이 발생하여 케이싱 등의 부식 발생과 미연분의 흡수․흡착에 따른 다이옥신류 재합성 및 메모리현상의 근원을 초래할 우려가 발생할 수 있다.
또한, 이 방식은 연소가스에 물을 직접 분사하여 연소가스와 혼합에 의하여 냉각되기 때문에 분사되는 물이 완전히 증발되도록 하여야 한다. 운전자가 분사되는 물의 량을 적정사용량보다 많이 사용하면 증발이 불완전하게 되면 배수처리의 부담과 동시에 기기류의 부식, 백연의 발생 등 여러 가지 문제 유발할 우려가 높아진다.
따라서, 수분사 노즐은 가스냉각에 영향을 많이 미치는 부분이므로 ①분사되는 물이 미립자상태가 되어 분무되도록 하여야 하며, ②분사되는 물량의 조절폭의 범위는 크게 취하도록 하고, ③수량조절의 변화가 있더라도 분무입자는 변하지 않도록 할 필요가 있다.
5. 배출가스 처리설비와 다이옥신 저감
5. 1 개 요
배출가스 처리설비는 기본적으로 가스처리량, 유해가스 처리기준 등을 감안하여 배출가스 처리설비의 적절한 운전을 달성하기 위한 운전온도 등의 기본적인 사항 및 운전자의 입장을 고려한 측면에서 운전 용이성과 안정적인 운전효율 달성을 확보할 수 있도록 기본적인 계획이 신중히 검토되어야 한다. 또한 설비의 적정한 시스템 구축를 위하여 계획단계에서 배출가스의 성상을 비롯한 특성 등의 다양한 자료의 사전검토가 충분히 이루어져야 할 필요가 있다.
이러한 사전검토가 충분히 이루어져야 하는 이유를 몇 가지 열거하면, 시설의 특수성에 대한 관점과 외적인 환경부하에 대한 요구사항의 측면을 만족하는 설비를 갖출 수 있는 조건이 필요하다.
전자에 대한 사항으로서는 우선
① 폐기물 소각시설은 다른 연소설비와는 달리 연소대상 물질 성상이 다양하고 불균일하여 배출가스 성상의 변동요소가 많다는 점을 들 수 있으며,
② 소각에 의한 배출물질의 생성메커니즘이 폐기물의 종류와 연소조건, 소각로형식, 설비의 운전조건 등에 따라서 변화가 크며,
후자의 환경적인 관점에서의 중요한 요구사항의 단점에서 보면
③ 배출가스의 처리보다는 발생원에서의 발생억제를 고려하고
④다이옥신류를 비롯한 환경호르몬물질 규제의 강화에 따른 배출허용 기준치이하의 저농도 배출을 요구되고 있을 뿐만 아니라, 미규제대상의 오염물질도 제거대상으로 요구되고 있다는 점이며
⑤폐기물 소각시설에서 발생하는 분진을 비롯한 질소산화물, 황산화물, 염화수소 뿐만아니라 다이옥신류와 같은 미량의 유해물질 제거 또는 억제하는등 종합적이고 컴펙트한 기술이 요구되고 있다고 할 수 있다.
배출가스 처리시스템은 소각로 출구이후 가스 냉각설비의 형식(보일러식과 수분사식)에 따른 시스템 구성에 있어 처리방식이 건식, 반건식, 습식 및 건식 및 습식의 병용 등의 복잡 다양한 처리프로세스를 채용하고 있다. 일반적으로 염화수소 및 황산화물의 처리를 위하여 채용되어 온 프로세스를 표 5-6a, b과 5-7에 나타내었다.
표 5-6a. 배출가스 처리 공정의 일반적인 구성(보일러식 가스냉각방식)
HCℓ, SOx 처리방식
처 리 흐 름
건
식
로
보일러
건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
굴뚝
로
보일러
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
보일러
GC
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
GC
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
보일러
건식
유해가스
BF
촉 매
탈질소
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식
유해가스
EP
IDF
촉 매
탈질소
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식유해가스
BF
촉 매
탈질소
IDF
굴뚝
반
건
식
로
보일러
반건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
로
보일러
반건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
반건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
반건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
표 5-6b. 배출가스 처리 공정의 일반적인 구성(보일러식 가스냉각방식)
HCℓ, SOx 처리방식
처 리 흐 름
습
식
로
보일러
EP
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
보일러
GC
EP
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
보일러
GC
BF
IDE
습식
유해가스
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
EP
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
보일러
EP
촉 매
탈질소
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
보일러
BF
촉 매
탈질소
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
보일러
EP
습식유해가스
IDF
촉 매
탈질소
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
EP
IDF
습식
유해가스
촉 매
탈질소
굴뚝
기
타
로
무촉매
탈질소
보일러
EP
이동
충진층
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식
유해가스
반건식
BF
촉매
탈질소
IDF
굴뚝
로
보일러
건식유해가스
BF
IDF
습식
유해가스
촉 매
탈질소
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식
유해가스
BF
습식
유해가스
촉매
탈질소
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식유해가스
BF
IDF
촉 매
탈질소
굴뚝
로
무촉매
탈질소
보일러
건식
유해가스
EP
촉매
탈질소
IDF
습식
유해가스
굴뚝
GC : 가스냉각실, BF : 백필터, IDF : 유인송풍기, EP : 건식전기집진기
표 5-7. 배출가스 처리 공정의 일반적인 구성(수 분사식 가스냉각방식)
HCℓ, SOx 처리방식
처 리 흐 름
건
식
로
GC
APH
건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
굴뚝
로
GC
APH
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
GC
APH
건식
유해가스
BF
촉 매
탈질소
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
건식
BF
촉해
탈질소
IDF
굴뚝
반
건
식
로
GC
APH
반건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
로
GC
APH
반건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
반건식
유해가스
EP
IDF
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
반건식
유해가스
BF
IDF
굴뚝
로
GC
APH
반건식
유해가스
BF
촉매
탈질소
IDF
굴뚝
습
식
로
GC
APH
EP
IDF
습식
유해가스
굴뚝
로
무촉매
탈질소
GC
APH
EP
IDF
습식
유해가스
굴뚝
l
기
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로
GC
APH
EP
IDF
굴뚝
로
GC
가성소다
분무
APH
EP
IDF
굴뚝
APH : 공기예열기
5. 2 집진장치의 효율증대와 저온화
연소 배출가스의 재합성 문제는 고온 배출가스내에 포함되어 있는 분진을 효율적으로 제거하기 위해 배출가스 냉각과정을 거치게 되는데, 이때 300℃부근 온도에서 다이옥신류의 de-novo합성이 이루어지는 것이다. 이는 집진기의 운전온도와 밀접한 관계를 가지고 있으며, 온도의 상승에 따라 배출가스에서의 다이옥신 배출농도가 증가하는 경향을 나타내고 있다.
이러한 이유는 배출가스 중에 존재하는 다이옥신류가 비산재에 흡착된 상태 또는 mist상태 이외에도 가스상으로 존재하고 있다는 것이다.
최근 집진 및 유해물질의 제어를 위한 장치를 선택하면서 효율적인 면을 충분히 고려하여 구분해보면 다음과 같이 분류할 수 있다.
① 배출가스 처리과정에서의 다이옥신의 배출억제를 위하여 전기집진기 운전온도의 저온화 및 재생성 억제제의 투입을 들 수 있으며, ② 고효율 집진을 위해서는 백필터 또는 습식 전기집진 벤츄리방식의 채택이 이루어지고 있으며, ③ 흡착제거의 능력 향상을 위해서는 저온 백필터화, 활성탄 또는 코오크스 투입 백필터화, ④ 촉매에 의한 분해 방식 등이 널리 채택되고 있다.
5. 2. 1 집진기의 형식 및 운전온도의 영향
Katou 등(1984)의 연구그룹은 도시 생활폐기물 소각시설에서 발생하는 다이옥신류의 생성과정에 관하여 조사한 결과 다이옥신을 비롯한 이들 염소화합물은 소각로에서의 생성이 아니라 주로 300℃부근의 전기집진기에서의 생성하는 것을 실제 플랜트에서의 조사결과로 확인하고 있다.
이들 연구그룹의 연구결과에 의하면 염소화 반응은 Fly ash 중에서 미연의 유기물과 흡수된 염소가 반응하여 진행한다는 것을 실험결과를 통해 확인하고 있으며, 이러한 염소화반응은 로의 배출가스를 급냉하여 저온인 150℃에서 집진실험을 실시한 결과 다이옥신류의 생성을 억제할 수 있는 것으로 보고하고 있다.
캐나다의 Quebec시의 도시 생활폐기물 소각로를 대상으로 한 Barton(1989) 등의 연구결과에 의하면 다이옥신류의 농도는 Dust와의 상관성이 높으며, 특히 THC와 Dust가 다이옥신류와 상관성이 큰 것으로 보고하고 있다. 그리고 전기집진기의 운전온도가 300℃에서는 다이옥신류가 증가하지만 230℃이하에서는 감소하는 경향을 보이는 것으로 보고하고 있다. 이들의 연구결과에 의하면 연소후의 가스상의 유기물과 Dust에 의하여 200～400℃의 온도범위에서 생성되는 것으로 알려지고 있다.
그림 5-30. 보일러 ash에서의 온도에 따른 다이옥신류 Profile
또한, Wunsch 등(1994)은 폐기물 소각공정에서 온도에 따라 Ash를 대상으로 다이옥신류 농도를 비교 검토하였다.
시료채취시의 온도영역은 630～220℃범위였으며, 다이옥신류의 최고농도는 300～220℃범위의 보일러 출구 후반부에서 나타내는 것을 확인하고 있다. 전기 집진기의 운전온도가 240℃이상에서는 다이옥신류가 증가하고 이하의 온도에서는 감소한다는 결과를 보고하고 있다.
전기집진기 전반부에 SDA(Spray Dryer Absorber)에 의한 처리와 백필터에 의한 SDA처리와의 비교 연구에서도 백필터의 채용이 더욱 효과적인 것으로 보고하고 있어 집진에서는 온도가 낮은 것이 다이옥신류의 대기배출 억제에 보다 더 효과적이라는 것을 설명할 수 있는 것이다.
미국에서 80년 후반까지 160개이상(171개의 도시폐기물 소각로)의 소각로가 존재하고 있었으며, 대부분의 집진설비는 전기집진이 주류를 이루고 있었고, 그 중에서도 백필터를 채용하고 있는 소각시설은 10여곳에 불과하였다. 또한, 소석회를 주입하고 있는 시설은 적었던 것으로 알려져 있었다. 다이옥신류의 대책을 위해서는 폐기물의 일정공급, 공기의 배분, 로온도와 체류시간, 혼합, Dust 비산의 최소화, 집진기에서의 온도제어를 중요한 요인으로 지적하고 있다(Bran 등, 1989).
그림 5-31. 집진기온도와 다이옥신 농도와의 관계
전연속 연소식의 중규모 소각로에서 연소온도 850℃, 4.87톤/시간의 소각로를 운전하여 다이옥신류를 조사한 결과, 보일러 배출가스중의 다이옥신류는 1/2～1/3이 입자상에 존재하고 있었으며, 스크러버 후단에서 다이옥신류 배출량은 I-TEQ로서의 농도는 5.66ng/Nm3를 나타내어 전기집진기의 온도를 저하시킴으로서 다이옥신류의 배출량은 저감할 수 있는 것을 보고하고 있다(Inoue 등, 1992).
그리고, 소형의 유동상 소각 반응기에서 발생하는 염화 방향족 화합물과 그 주변의 미세 fly ash와의 상호작용을 검토하기 위하여, 도시 생활폐기물 대신에 합성연료를 사용하여 실험을 실시한 결과 고온상태에서 배출가스를 여과하면 다이옥신류의 생성량이 증가함을 확인하고 있다. 특히, 배출가스와 Fly ash의 접촉빈도가 높을수록 형성속도는 빠른 결과를 나타내고 있으며 가스의 온도가 낮은 경우에서의 다이옥신류의 농가가 낮은 것을 확인하고 있다 (Fangmark 등, 1994).
목재연소 보일러의 고형 잔유물 중 다이옥신류의 생성경향에 대한 연구결과에서도 천연목재를 연소시킨 결과 1pg/g의 다이옥신류가 검출되었지만 350℃부근의 필터부에서 1～10ng/g의 생성농도를 확인함으로서 필터표면의 350℃온도대에서 2차 생성한 것으로 보고하고 있다 (Oehme 등, 1995).
5. 2. 2 집진기의 저온운전
우선 집진기의 저온화의 목적은 앞에서도 설명하였만 다이옥신류의 재합성을 억제하려는 목적에 있으며, 이러한 재합성이 집진과정 중 온도가 300℃전후에서 가장 활발하기 때문에 이를 제어하기 위하여 배출가스를 급냉화시켜 촉매작용의 반응온도 이하로 유지하는 것이 필요하다.
따라서, 집진기 온도의 저하는 배출가스 중의 SO3에 의한 로부식을 고려하면 180～200℃정도의 저온화가 안정적이라 할 수 있지만, 150℃정도까지 다이옥신류의 발생억제를 위한 하한 운전온도로서 간주하여 운전할 수 있다.
저온집진에 의한 제거율은 집진기의 성능과 비산재의 흡착 특성에 의존하게 된다. 이러한 결과를 그림 5-32에 집진기의 운전온도와 집진기 출구에서의 다이옥신류 농도와의 관계로 나타내었다.
그림 5-32. 집진기 입구 가스온도와 집진기 출구 가스중의
PCDDs/DFs, Co-PCB의 관계
한편, 전기집진기에서 운전온도가 낮고 수분이 많으면 전기 비저항치가 작아져 집진 성능이 저하되기 때문에 160～170℃이상의 운전이 전기집진기의 운전 효율 확보를 위하여 필요한 것으로 요구되고 있다.
하지만, 경우에 따라서는 150℃ 부근에서 운전한 실적이 있으며, 이들 운전실적을 검토해보면 충분히 저온부식을 피하며 집진기에서의 다이옥신류 재합성 억제의 달성이 가능한 것으로 나타나고 있다.(유만식 등 다대소각장 개선사례집, 1998)
이렇게 전기집진기를 저온으로 운전하면서 첨가제로서 PAC(Powdered Acti- vated Carbon)을 ESP 전단에 투입하여 ESP내에서 배출가스 내에 함유되어 있는 다이옥신 및 수은가스를 흡착 분리하여 분진으로 배출하면서 굴뚝에서의 다이옥신 및 수은가스 배출을 저감토록 다대소각장에서 충분한 실증 실험을 거쳐 국내의 다른 소각장에서도 확대 보급된 사례가 있다.
5. 2. 3 습식 전기집진 벤츄리
이 방식은 제진탑과 벤츄리 집진흡수탑, 습식 전기집진기로 구성되어 있으며, 산성가스의 고효율처리 및 제진을 동시에 할 수 있는 방식으로서 다이옥신류의 제거는 벤츄리집진기 및 습식전기집진기에서 분진 포집효율에 의하여 비산재에 흡착되는 형식으로 제거된다고 할 수 있다. 그림 5-33에 습식전기집진 벤츄리의 프로세스를 나타내었다.
그림 5-33. 습식전기집진 벤츄리(EDV) 프로세스
5. 2. 4 백필터의 저온화
일반적으로 미세한 분진일수록 공극율이 높고 비표면적이 크기 때문에 다이옥신류는 많이 흡수된다. 따라서, Bag Filter는 제진효율이 좋을 뿐만아니라 건식집진기에 비교하면 서브 미크론의 입자까지 포집이 가능하여 배출가스의 분진을 10mg/Nm3이하까지도 낮출 수 있을 뿐 아니라 다이옥신류의 효과적 제거 장치이다.
또한, 저온화 운전을 백필터에 적용으로써 다이옥신류의 물성(융점, 비점 및 증기압과 온도의 관계)의 측면에서 보면, 저온화되어 증기압이 낮아짐으로써 고상입자 또는 미스트의 형태로 되어 배출가스 중의 비산재 표면에 존속하게 될 수 있게 된다.
이것은 비산재에 미연탄소가 1～5%정도 존재하고 있기 때문이며, 미연탄소가 많을수록 그리고 저온화(140～160℃)가 될수록 흡착능력은 높아지게 된다.
5. 2. 5 백필터에서의 활성탄 주입
배출가스 중에 활성탄 또는 활성 코오크스의 미세분말을 백필터의 전단에 투입하여 다이옥신류를 포집하는 방식이 일반적이다.
활성탄은 미세 다공질의 탄소로 되어 있어 일반적으로 표면적은 활성탄 1g당 600～1,200m2정도를 가지고 있다. 또한, 세공내의 표면에는 함산소 관능기가 결합되어 있어 물리적인 특성과 화학적인 특성을 보유하고 있다.
특히, 탄소는 Vander Waals력을 가지고 있어 분자의 종류에 따라 차이는 있지만 기체나 액체분자를 끌어당기는 힘에 의하여 배출가스 중의 다이옥신류라든지 수은의 제거메커니즘을 확보한다고 보면 된다. 활성탄에 의한 제거 메커니즘은 명확히 규명되고 있지는 않지만 화학표면 율속의 과정이 아닌 물리흡착으로 평가된다.
한편 활성 코오크스는 표면적이 150～400m2으로 활성탄에 비하여 작으며, 흡착력은 떨어지나 가격이 낮기 때문에 경제성은 높다고 할 수 있다.
이들 흡착제의 투입방식은 산성가스의 제거를 위하여 소석회와 동시 투입되는 경우와 산성가스 제거 후 백필터에서 단독으로 투입되는 경우가 있다.
이 두 가지 방식은 각각에 대하여 서로의 장점이 있다고 볼 수 있으며, 소석회와 동시 투입하는 경우는 시스템의 컴팩터화가 달성될 수 있으며, 단독 투입의 경우는 활성탄의 순환사용이 가능해지는 잇점이 있다.
활성탄 투입 운전온도는 200℃에서도 흡착능력은 충분히 발휘되지만, 150～160℃에서 소석회의 1～5%정도만 투입하여도 다이옥신류가 95%이상의 제거율을 확보할 수 있으며, 그림 5-34에 활성탄 첨가시의 다이옥신류 제거성능을 나타내었다.
그림 5-34. 활성탄 첨가시의 다이옥신류 제거율.
활성 코오크스의 경우는 활성탄에 비교하여 흡착능력이 떨어지며 약 3～5%정도의 휘발성분을 포함하고 있으므로 200℃이상에서 착화가 일어날 우려가 있기 때문에 사용온도는 120～150℃정도로 운전하는 것이 필요하며, 특히 안전성을 고려하여 소석회와의 동시 투입을 장려하고 있는 것이다.
5. 2. 6 습식 가스세정기에서의 활성탄 주입
벨기에의 Sint Niklass시 폐기물 소각시설의 경우 습식세정에 의하여 HCℓ, HF, SO2를 비롯한 다이옥신류의 제거효과를 검토한 것을 보면, 소각처리 용량은 3.6톤/시간으로서 베란트형식의 2계열 소각로로 구성되어 있으며, 각 계열에 전기집진기 후단에 2단의 습식 스크러버가 설치되어 있다.
시료의 채취는 ESP 통과후의 스크러버 전․후단부에서 실시하여 평가한 결과를 보면 연소가스중의 다이옥신류가 스크러버에서 약71%의 제거율을 나타낸 실적이 보고되고 있다(Wevers 등, 1992).
그리고, 로타리킬른 타입의 소각로에서 연소온도 1000℃, 1차 연소실에서의 가스온도가 1200℃, 보일러를 경유하여 집진까지의 온도가 300℃로 운전된 상태에서 2단 전기집진기와 2단 습식 스크러버시스템으로 집진 냉각을 실시하고 다이옥신류의 저감을 위하여 Wet Scrubber 전단부에 활성탄을 투입함으로서 0.028ng/m3의 농도까지 다이옥신류를 저감할 수 있었던 사례도 보고되고 있다. 또한, PCB를 비롯한 클로로벤젠, PAH의 총농도가 240μg/m3에서 10ng/m3까지 저감할 수 있었다고 보고되고 있다. 이들은 1988년부터 1992년 사이에 기술적인 면에서 저감대책을 강구해 온 결과 점차적으로 배출농도를 줄일 수 있었으며 1992년 이후 Wet Scrubber의 전단에 활성탄 투입에 의하여 TEQ레벨에서의 0.1ng/Nm3의 달성을 보고하고 있다(Kaune 등, 1995).
또한, 환경관리공단 다대소각장에서는 일반적으로 Wet Scrubber 후단에서 다이옥신 농도가 재상승하여 배출되고 있다는 현상에 주시하여, Wet Scrubber의 세정 순환수내에 적정량(200～30,000 ppm)의 활성탄을 주입하여 시험 운전한 결과, 분말 활성탄의 주입농도에 따라 다이옥신 농도가 감소하는 현상이 실험결과로 제시되고 있다.
이는 Wet Scrubber내의 다이옥신은 수용성이 거의 없지만 미세 입자의 형태로 흡착되어 존재하고 있으므로 활성탄 입자가 장치 내에서 오랜 시간동안 재순환될 때 세정수 내에 축적되어 있는 다이옥신의 일부를 흡착 제거한 결과로 볼 수 있다. 이렇게 함으로서 재 세정순환수 내의 다이옥신은 물론 세정수 내에 용해되어 있는 수은 등 각종 중금속의 농도를 저감시켰다. 이러한 방법은 폐수처리장에서 세정수의 물리화학적처리에도 효과가 있는 것으로 파악되고 있다.(유만식 등 1998년 다대소각장 개선사례집)
5. 3 촉매에 의한 다이옥신의 고도처리 대책
촉매를 이용한 배가스처리 방식인 SCR설비 채택에 대한 정확한 인식과 평가를 위한 이해를 돕기로 한다.
국내 다이옥신 문제 발생이후 소각시설중 배출가스처리설비의 보완에 있어 SCR 설비를 많이 채택하였다. 이러한 SCR채택에 대한 평가를 단편적인 관점으로 평가를 내리는 현실에는 크나큰 무리가 있다.
그 한 예를 든다면 다음과 같은 사항이 있다.
ⅰ) 국내의 다이옥신 문제발생의 초창기에는 SCR설비가 다이옥신 대책의 만능의 시스템으로서 인식하고 평가하려는 입장이 있었고
ⅱ) 그 후 연소의 개선을 비롯한 시설운전 관리의 적정성 및 운전온도에 대한 개념의 정립으로 저온집진과 활성탄의 투입등에 따른 다이옥신 제거효율이 상승함에 따라 기대효과가 달성되기 시작하면서,
ⅲ) SCR설비는 탈질을 위한 설비이며, 다이옥신대책의 설비가 아니라는 인식과 평가를 하게되었다.
그러나 SCR 설비 채택시 올바른 판단을 위해서는 우선적으로 해결되어야 할 문제가 있다는 사실을 인식하고 다음과 같은 요소에 대한 검토를 먼저 해야 한다.
① 지금까지 앞에서 설명한 주요 기본개념에서 비롯된 연소에서의 대책과 후처리시스템에서의 대책을 정확히 인식하고
② SCR설비의 채용에 있어 시설의 적정 처리능력에 따라 달성하고자 하는 다이옥신처리 목표에 대한 설비규모의 선택과 처리효율 극대화를 위한 SCR설비에 대한 충분한 반응공학적 검토가 필요하다.
이는 시설의 운영에 있어 경제성 문제를 충분히 고려해야하기 때문에 SCR설비의 최대 수명연장과 처리효율의 극대화를 달성할 수 있어야 할 것이다.
또한, SCR설비가 개발이 되었던 배경에 근거를 두고 생각해보면, SCR은 시대적 요구에 부응하기 위한 질소산화물의 규제강화에 따라 개발되어 현장에 적용된 시설로서 널리 보급된 배경을 가지고 있을 뿐이다.
SCR의 현장 적용은 다이옥신류 규제치 목표달성을 위한 경제성과 다이옥신 제거 목표달성의 적합성 등을 고려한 다각적인 기술적 검토가 수반되어야만 효율의 극대화를 달성할 수 있을 것으로 지적되고 있다.
그림 5-35에 소각시설 배출가스 중 다이옥신의 SCR처리효율의 결과를 보면, SCR를 이용하여 다이옥신을 비롯한 질소산화물, 악취성분이 동시에 제거되고 있으며, 다이옥신류는 95%이상, 클로로벤젠류는 92%이상, 질소산화물은 90%이상, 악취성분은 80%이상의 제거율을 달성하고 있다.(OK 등, 1999)
Fabric Bag Filter와 선태적촉매환원장치(SCR)시스템을 구성한 파이롯트 플랜트에서 다이옥신류의 제거에 대하여 검토한 결과 다이옥신류의 제거효율은 백필터 시스템에서는 93.7～98.2%의 제거효율을 달성한 것으로 보고하고 있으며, SCR시스템에서는 90.5～97.4%의 제거효율로 다이옥신류의 배출 농도는 0.1 -TEQng/Nm3 이하의 결과를 보고하고 있다 (Fuji 등, 1994).
그림 5-35. SCR에 의한 소각 배출가스 중 다이옥신류의 분해율
촉매 분해법에서 이용되는 촉매의 종류는 TiO2계의 담체에 Pt, V2O5, WO3등을 함유한 것이라든지 또는 알루미나계 복합산화물을 담체로하여 촉매 활성성분을 함유시킨 것들이 있으며 이들의 촉매는 탈질용으로도 널리 사용되고 있는 것이다.
촉매에 의한 다이옥신류의 분해반응 메커니즘이 명확히 해명되어 있지는 않지만, 주반응은 산화 분해반응이며, 부반응으로서 탈염소 및 탈산소반응으로 추정되고 있다.
이들의 반응 관계를 추정하여 보면 다음과 같이 제시되고 있다.
○ 주반응의 산화분해 : Cℓ 2H8-KO2Cℓ K + O2 → CO2 + H2O + HCℓ
○ 부반응의 탈염소 : Cℓ 2H8-KO2Cℓ K + H2 → C12H9-KO2Cℓ K-1 + HCℓ
○ 부반응의 탈산소 : Cℓ 2H8-KO2CℓK → C12H8-KOCℓ K + O2
촉매 분해설비의 선정과 채택에 있어 경제성과 처리효율의 확보 및 수명등을 고려한 촉매성분, 반응온도, 용적속도치[SV치; 배출가스량(Nm3/h)/촉매량(m3)]등을 검토해야 한다.
이 중에서 처리효율을 높이고 경제성을 확보하기 위하여는 촉매의 종류도 중요하지만 적절한 운전온도와 용적속도치(SV)의 선택이 중요하다. 동일한 온도의 경우에서도 용적속도가 작으면 작을수록 다이옥신류의 분해율은 높아지게 된다.
따라서, 이러한 처리율의 차이를 보이기 때문에 고가의 촉매반응장치의 도입은 처리목표치 및 시스템의 적용 현황을 잘 파악하여 설계․시공할 것을 권유하며 반응율속 단계 등에 대한 면밀한 파악도 해둘 필요가 있다.
6. 폐기물 소각재에서의 다이옥신
6. 1 소각재의 발생량
현재 운영중인 국내의 대형 도시생활폐기물 9개 소각장에서 발생되는 소각재(바닥재 및 비산재)는 소각량의 14.7～19.5%(평균 16.2%)로서 소각재 발생량 중 95%가 바닥재이며, 나머지 5%가 비산재로 집계되고 있다.
이러한 바닥재는 소각후 습식 재추출기에 투입된 후 배출되기 때문에 25～35%정도의 많은 수분을 함유하고 있어 실재 바닥재의 량은 표 5-8에서 나타난 량보다 적을 것으로 본다. 표 5-8에 대형 도시생활폐기물 소각시설에 대한 소각재의 발생현황(1998년말 집계)을 나타내었다.
표5-8. 도시생활폐기물 소각시설의 소각재 발생현황(톤/년)
구분
소각량
소각재 발생량
비고
계
바닥재
비산재
계
674,455
109,128
106,402
2,726
9개 소각장
최근 환경부의 지침으로 소각시설에서 배출되고 있는 소각재의 관리가 프로세스별 유출경로에 따라 처리 및 관리를 구분하도록 정해졌으며, 특히 최근 매립지 반입에 있어서 문제가 발생된 것과 같이 납(Pb)등 중금속 용출문제 등을 고려하여 폐열보일러로 배출되는 Ash도 비산재와 마찬가지로 중금속의 농도에 따라 일부 지정폐기물로서 관리하도록 되어 있다.
폐기물 소각시설을 구성하는 프로세스 시스템은 시설의 입지조건, 소각대상 폐기물의 성상, 시설의 규모, 로형식, 오염물질의 배출억제 및 처리를 위한 후처리설비, 여열 이용계획 등에 따라서 많은 차이가 있다.
소각에서 배출되는 오염물질 중 다이옥신류와 같은 미량유해물질의 생성과 배출억제를 위한 최적의 프로세스도 중요하지만, 각 구성장치의 선정과 운영에 있어서도 폐기물의 성상을 비롯한 경험요소를 가미한 적정운전 기술의 중요성이 요구되고 있다.
폐기물 소각의 전체프로세스를 각각의 계통별로 보면 ①소각프로세스, ②재처리 프로세스, ③배출가스 냉각 프로세스, ④배출가스처리 프로세스, ⑤폐수처리 프로세스, ⑥여열이용 프로세스의 6가지로 크게 분류할 수 있다.
현재건설중인 시설과 특수 목적 이외의 소각시설을 제외하면 일반적인 폐기물 소각시설의 사양은 연소를 위한 폐기물의 이송방식과 연소가스의 흐름 및 폐기물 흐름의 상관관계에 따른 차이는 있지만 스토커식 소각 프로세스를 대부분 채택하고 있으며, 이는 경험적인 안정성의 확보라는 측면에서 대부분 채택되어 왔다.
스토커 및 유동상식의 일반적인 프로세스에서의 소각재 처리와 발생에 따른 프로세스를 그림 5-36에 나타내었다.
폐기물의 소각에 의해 발생하는 소각재로서는 크게 소각로에서 발생되는 바닥재(Bottom A모)와 배출가스중에 비산되어 발생하는 비산재(Fly ash) 나누어진다. 폐기물의 연소 후 배출되는 바닥재는 로내에서의 후단 낙하부를 통하여 건식, 반건식 또는 습식으로 냉각되고 있다.
일반적으로 수조에 침적시키는 습식이 주로 채용되고 있지만 가습에 의한 반건식방법도 채용되는 경우도 있다. 이렇게 냉각된 바닥재는 재 콘베이어를 통하여 재 저장조로 이송되어 처리되고 있다.
그림 5-36. 소각재처리와 발생에 따른 일반적 프로세스
6. 2 소각재 중 다이옥신류의 거동과 관리 방안
6. 2. 1 바닥재중의 다이옥신류
현재 도시 생활폐기물 소각로에서 발생하는 연소 배출가스 중에 존재하는 PCDDs/DFs는 SCR, SDR 등의 후처리 설비에 의해 제어되고 있다. 소각과정에서 부산물로 발생되는 비산재(Fly ash)는 특별관리되고 있으며, 바닥재(Bottom ash)는 배출총량으로 볼 때 다이옥신의 함유량을 무시할 수는 없을 것이다.
이들은 주로 매립처리에 의존하고 있으며, 옥곤 등(1998)의 연구검토에서는 바닥재가 함유하고 있는 PCDDs/DFs가 매립 처분될 경우의 환경적 영향을 고려하여 기존시설의 기술적인 적절한 관리방안을 제시하고 있다.
폐기물의 소각에 의하여 발생되는 바닥재에서 다이옥신류가 문제시 될 수 있는 점은 단위 무게당 농도보다 대형 폐기물 소각시설에서 발생되는 바닥재의 양이 상당함에 따라 최종 매립장으로의 반입과 환경으로의 배출이 총량적인 관점에서 무시할 수 있는 양은 아니라고 할 수 있다.
따라서, 바닥재 반출경로에서부터 다이옥신류의 배출을 최대한 억제할 수 있어야 하며, 시설의 보완과 적정운영에 대안이 필요한 것으로 지적되고 있다.
우리는 바닥재의 입경 분포에 따른 다이옥신류의 함량 거동특성을 검토하며, 다이옥신류의 환경배출 억제를 위한 대안모색의 노력이 필요하다.
6. 2. 2 바닥재 입경별 다이옥신류 농도 수준
도시 생활폐기물 소각재의 바닥재 중 각 입자가 차지하는 부피비와 다이옥신의 농도수준을 표 5-9에 나타내었다. 가장 많은 부피를 차지하는 바닥재의 입경은 stage 8(4mm<)이며, 가장 낮은 부피율의 입자 크기는 stage 2(63-125㎛)였다. 한편, PCDDs/DFs를 가장 많이 함유하고 있는 바닥재의 입경은 stage 4(250-500㎛)로 나타났다. 또한 입경에 따른 부피와 다이옥신의 농도에 관해 그림 5-37에 나타내었다.
표 5-9. 바닥재 입경별 다이옥신류의 농도분포
Size of
Bottom ash
Volume(%)
Weight(%)
Total Concentraion(pg/g)
I-TEQ Concentration(pg/g)
PCDDs
PCDFs
PCDDs
PCDFs
stage1(<63㎛)
5.28
5.01
303.87
248.51
6.73
5.11
stage2(63-125㎛)
4.71
4.09
286.61
223.81
7.38
5.21
stage3(125-250㎛)
7.59
6.6
242.05
241.82
4.5
4.87
stage4(250-500㎛)
7.69
7.08
332.92
284.84
14.57
6.56
stage5(500-1000㎛)
9.13
8.55
112.77
186.35
7.12
4.7
stage6(1-2㎜)
14.45
11.96
92.29
106.35
3.77
2.33
stage7(2-4㎜)
23.65
19.3
95.63
132.41
3.27
3.61
stage8(4㎜<)
27.5
37.4
32.07
40.9
0.37
0.83
그림 5-37. 다이옥신류(PCDDs/DFs)농도분포와 입자경의 점유율.
6. 2. 3 입경에 따른 다이옥신의 상관관계
입경별 바닥재 시료 중 함유되어 있는 각 동족체와 전체 바닥재에 대한 입경별 부피비와의 상관성을 그림 5-38에 나타내었다.
전체적으로 부피비가 증가할 수 록 다이옥신의 동족체 농도가 감소하는 경향을 나타내고 있다. 이러한 경향에서 볼 때, 전반적으로 바닥재 중 다이옥신의 농도 함유량은 미립자일 수 록 크게 나타남을 알 수 있다.
그림 5-38. 다이옥신 동족체의 농도와 입경별의 상관성
6. 2. 4 바닥재 입자크기 따른 동족체의 변화
바닥재의 입경에 따른 동족체의 변화를 그림 5-39에 나타내었다. 총농도와 TEQ 환산농도에 대해 전반적으로 각 동족체들의 증감의 형태가 유사하게 나타났으며, stage4(250 ～ 500㎛)를 중심으로 농도수율의 급격한 변화를 보이고 있다.
그러므로 stage 4를 전후로 부피비와 다이옥신의 농도 점유비를 계산하여 본 결과 바닥재 중 stage 1부터 4가 차지하는 부피비는 25.3%이며, 이들 중 함유되어있는 다이옥신의 농도는 총농도에 대해 73.4%, I-TEQ 농도에 대해 67.9%를 나타내었다.
또한 stage 5까지 고려한다면 부피비는 34.4%였으며, 총농도에 대해 다이옥신 함유율은 83.1%, I-TEQ에 대해 81.5%를 차지하는 것으로 설명되고 있다.
그림 5-39. 입경에 따른 다이옥신 동족체의 Profile
이에 대한 검토결과를 살펴보면 입경의 차이에 따른 다이옥신류의 함량 차이를 나타내고 있다는 것을 알 수 있다.
이와 같은 결과로부터 바닥재중 다이옥신류의 최대함량 입경은 250～500㎛의 크기였으며, 바닥재의 부피비율에 따른 검토와 다이옥신류의 함량에 대한 결과를 비교해 보면 1mm이하의 바닥재에서 많이 나타나고 있다는 것을 알 수 있다.
따라서, 소각장에서 배출되고 있는 바닥재 중 1mm이하의 미립자의 분리관리가 요구되며, 이렇게 하므로서 매립에 의한 바닥재 처리시 환경중 다이옥신 배출을 최대한 감소시킬 수 있는 것으로 설명되고 있다.
또한, 설비 보완의 측면에서 현재 소각시설의 바닥재가 수냉 등의 과정을 거쳐 소각재 벙커에 유입되고 있지만 다이옥신을 비롯한 유해물질 대책을 위해 기계적인 건조 및 입도분리 처리설비 보완이 필요하며, 향후 이들에 대한 대책은 열분해로 용융 등의 처리방법의 도입이 필요한 것으로 사료된다.
이러한 결과에서 제시하는 또 하나의 의미는 연소 후에 배출되는 바닥재의 강열감량 관계의 중요성을 알 수 있다. 바닥재중 250～500㎛입경은 연소과정에서 다이옥신류의 합성또는 흡수 및 흡착을 도모할 수 있는 가장 적당한 입자경으로 판단할 수 있다.
6. 3 비산재중 다이옥신류의 탈염소화에 의한 기술적 대응
연소의 과정에서 발생되는 다이옥신류 및 후처리시설의 냉각과정에서 재합성 된 일부의 다이옥신류는 배출가스 중으로 배출이 억제되더라도 최종적으로는 비산재에 농축되어 배출되므로 이에 대한 처리대책이 요구된다.
그림 5-40. 열분해처리 온도와 비산재중 다이옥신류 농도와의 관계 (출전 : Hanai등)
폐기물 소각시설 각 공정은 그 설치의 목적이 있으며 프로세스의 구축위치, 형식 및 용도에 따른 운전상황을 고려하여 냉각설비 및 집진설비의 저온화가 다이옥신대책으로 운영되고 있다.
이러한 운영조건에 따라서 비산재 중의 다이옥신류의 거동도 달라지며, 그 대책도 그에 따라 필요하게 되는 것이다. 그림 5-40에서의 주요 프로세스 상에서의 비산재중의 다이옥신 생성수율 변화 경향에 대한 예를 나타낸 것에서 알 수 있듯이 비산재 중의 다이옥신류 배출에 따른 방안 모색이 필요하다는 것을 알 수 있다. 비산재의 처리를 위하여 최근 선진국을 중심으로 제시되고 있는 기술이 용융에 의한 다이옥신류의 분해라 할 수 있다. 하지만, 많은 에너지를 필요할 뿐만 아니라 고온 유지과정에서 일부의 수은 및 비소등과 같은 미량의 유해금속성분이 휘산되어 가스화 되는 경향도 지적되고 있는 실정이다.
비산재중의 다이옥신류 탈염소화기술의 연구결과는 기초실험의 과정에서 스텐레스 용기중에 비산재를 넣어 열분해 함으로서 다이옥신류의 탈염소화 현상을 확인한 바 있다. 비산재의 열분해에 의한 탈염소화현상에 대한 다이옥신류의 분석결과를 그림 5-40에 나타내었다. 분석결과에 의하면 고염소화 다이옥신류가 탈염소화 과정을 거치면서 저염염화되고 염소가 존재하지 않은 다이옥신과 디벤조퓨랸이 되는 것을 알 수 있다.
6. 4 수열고화에 의한 다이옥신류의 무해화 및 안정화
비산재에 수산화나트륨을 첨가하여 고압하에서 온도를 가하여 열분해 함으로서 비산재 중의 다이옥신류가 저온에서 탈염소화를 이룰 수 있다.
이러한 방법에 의하여 다이옥신류 함유 비산재의 무해화 및 감용화, 안정화결과를 도출하였다. 기술적 대응의 측면에서 고 에너지의 사용없이 비산재 다이옥신류의 무해화 및 안정화를 달성함에 있어 중요한 요소는 산소의 존재여부가 효율에 주요한 작용을 하고 있다는 사실이다.
일반적으로 소각시설의 300℃의 온도개념은 다이옥신류의 재합성에 미치는 영향이 가장 큰 온도영역이며, 배출가스 중의 다이옥신류의 생성배출의 억제를 위하여 최대한 회피해야할 영역이다. 그러나 산소가 있을 때와 산소가 없는 상태에서 비교하여 보면 비산재중 다이옥신류의 분해온도에 미치는 영향이 큰 차이를 나타내고 있다.
산소가 존재하지 않는 질소조건에서의 다이옥신류의 탈염소화를 비롯한 열분해는 300℃부근에서 일어나고 있다. 이는 산소부족의 상황에서 온도 및 압력을 증가함에
그림 5-41. 비산재의 열분해에대한 PCDDs의 수량변화
(질소 : 질소조건, 산소 : 산소조건, 유량 : 100ml/min)
그림 5-42. 비산재의 열분해에 대한 클로로벤젠류의 수량변화
(질소 : 질소조건, 산소 : 산소조건, 유량 : 100ml/min, 출전 : Ok 등)
의하여 수열 고화현상의 경우는 더욱 낮은 온도에서 다이옥신류의 탈염소화 및 분해가 촉진되는 것을 알 수 있는 결과가 도출되고 있다. 그림 5-41과 5-42에 산소조건과 질소조건에서의 다이옥신류의 비산재 중 농도변화를 나타내었다.
6. 5 용융기술에 의한 소각재의 처리기술
최근 소각재 중의 다이옥신류 분해기술중의 하나로서 용융기술의 유효성이 제기되고 있다. 용융기술의 특징은 처리물을 용융온도까지 가열하여 슬러그로 만들어 내는 과정에서 다이옥신류의 대부분을 분해한다는데 있다. 그림 5-43과 5-44에 용융방식을 분류하여 나타내었다. 용융로에는 소각재 용융로와 폐기물을 직접처리하기위한 직접용융로 분류할 수 있다.
그림 5-43. 전기식 용융로
그림 5-44. 연료식 용융로
그림 5-45. 열분해
소각재 용융로는 전기를 용융열원으로서 사용하는 전기식 용융로와 등유 및
도시가스 등을 이용하여 용융하는 연료연소식으로 나눌 수 있다.
또한, 직접용융로는 폐기물 보유열량을 열분해가스라고 하는 형태로 변환시켜 용융열원으로 하는 가스화용융도 있다. 최근 일부회사에서 국내에 소개하고 있는 독일의 써모실렉트의 기술방식이 여기에 해당한다고 할 수 있으며, 가스화 연소방식은 차세대형 폐기물 소각시설로서 향후의 기술개발에 따른 전망이 기대되는 기술이라 할 수 있을 것이다.
선진국을 중심으로 한 용융의 개념이 폐기물과 다이옥신문제의 해결에 접목되기 시작했으며, 그 유용성의 미래가 점쳐지고 있다.
원래 이 기술은 에너지의 회수차원에서 더욱 무게가 실려있던 기술이였으며, 90년초 다이옥신문제의 극복을 위해 재창출된 기술중의 하나이다. 초창기에는 소각재중의 다이옥신을 비롯한 중금속의 용출을 억제하고 또한 매립물량을 줄이고자 하는 데에 주목되었다.
폐기물 처리의 입장에서 최종목적의 관점에서 볼 때, 최종처분장의 수명연장, 환경에서의 안정화, 무해화를 위한 안전성확보는 그 가치를 높이 평가해야 할 것이나, 운영과 경제성분야에 대한 지적이 적지 않게 제기되고 있다.
폐기물을 대상으로 용융처리하여 소각재와 배출가스 대책을 비롯한 에너지회수라는 측면에서 종합적으로 고려한 직접열분해 용융방식의 채택은 그 유용성이 더욱 높아질 것으로 전망된다.
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다이옥신 저감을 위한 소각설비 운전방법
다이옥신 저감을 위한 소각설비 운전방법
1. 서 론
l977년 네덜란드의 도시쓰레기 소각장에서 다이옥신(Dioxin)이 검출된 후 많은 학자들이 Dioxin생성 실태조사와 환경에 미치는 영향을 평가하고 보다 광범위한 분야에 이르기까지 연구의 방향을 제시하였으며 그 후 일본의 愛爐大學 立川 凉교수팀이 도시소각장의 Fly Ash와 연소로부터 Dioxin. Diben-zofuran 이 검출되었다는 내용을 l983년 ll월 I9 일자 각 신문지상에 발표하였고 특히 아사히신문의 제 l면 Top기사로 "맹독성 Dioxin 소각장에서 검출" 이 보도된 후 부터 세계적으로 관심의 초점이 모아 지고 있다.
우리나라는 84년 l2월에 국내 최초로 50ton/day 규모의 도시쓰레기 소각장이 의정부시에 건설된
후 86년 12월에는 서울특별시 양천구에 150ton/day 규모의 목동 자원회수시설이 건설되어 운영된 실적이 있으며 전국의 크고 작은 도시쓰레기 소각장이 건설 중이거나 건설계획 중이고 일부는 운영 중에 있다. 향후 소각시설이 급격하게 증가될 추세이며 소각 시설 운영시 Dioxin 발생이 예상되므로 발생억제를 위한 소각설비 운전방법에 대하여 서술하고자 한다.
2. Dioxin발생에 대한 기초사항
도시쓰레기 소각시설은 쓰레기 매립지 사용기간을 연장시키고 소각시 발생되는 잉여열을 난방용
및 발 전용으로 이용함으로써 에너지 절약과 쾌적한 생활 환경을 유지하는데 그 목적이 있다.
쓰레기는 분리수거를 실시한다고 하더라도 재활용 하는데는 한계가 있으며 소각 또는 매립하는
방향으로 나아가야 할 것이므로 매립지 확보가 쉽지 않은 우리나라에서는 소각처리가
합리적이라고 판단된다 소각장 건설을 위해서는 사전에 법 절차에 따라서 환경에 미치는 영향을
평가하고 문제가 되는 사항에 대해서는 대안을 제시하며 주민들의 의견을 수렴하여 반영하고
대기 및 수질환경보전법, 소음진동규제법 등 제반 환경관련법규를 이행하여야 한다.
소각시 분진, SOx, NOx 등의 산성유해가스가 발생되며 이 중에는 Dioxin도 함께 배출된다. 현재
우리나라에서는 Dioxin에 대한 배출기준을 정하지 않 고 있으나 외국의 경우에는 허용기준 내지
권장치가 정해져 있다. 우리나라도 국민들의 소득향상과 환경 에 대한 관심 고조 등을 감안할 때
소각설비를 기술 적으로 운영함으로써 발생가능한 Dioxin 량을 줄이고 방지시설을 통하여 최대한 제거할 수 있도록 하여야 할 것이다.
3. 연소상태에 따른 Dioxin발생량 및 저감방법
3.1 CO 및 O2 농도
일반적으로 Dioxin류의 발생은 연소상태와 밀접한 관계가 있으며 도시쓰레기를 완전연소시킴으로써 Dioxin 발생을 억제할 수 있다. 이것은 C0농도 측정을 통해 알 수 있다. 완전연소를 위해서 소각로의 설 계시 반영되어야 할 사항은 로의 형식, 처리용량, 로의 구조, 쓰레기 질 등이다.
연소 상태를 나타내는 중요한 자료로는 발생되는 C0농도이다. CO농도가 낮을수록 완전연소에
가까우며 CO농도는 일정한 범위의 낮은 농도로 제어되어야 한다. 일반적으로 C0의 농도는 50ppm(I2% O2) 이하로 유지하는 것이 좋다고 보고되어 있다.
쓰레기 소각시에 운전자는 급격한 부하변동을 피하고 C0의 농도가 낮은 상태 에서 일정한 범위로 관리될 수 있도록 쓰레기 투입 에서부터 건조→연소→후연소의 각 단계별로 철저 하게 운전관리에 신경을 써야 한다.
초기 점화시에는 쓰레기를 직접 투입하지 않도록 하고 로내 승온곡선에 따라 보조버너를 기동하여 쓰레기의 발화점인 550℃ 전후가 될 때 서서히 투입 하는 것이 바람직하다. 또한 소각로 출구의 02 농도가 6% 이하가 되면 불완전연소에 의해 CO농도가 증가하는 경향이 있기 때문에 6% 이상으로 유지하여 완전연소되도록 해야 한다.
3.2 연소온도 및 체류시간
소각로 내의 연소온도는 Dioxin 생성량에 많은 영 향을 미친다. 쓰레기 중에는 P.V.C. 등의 유기염소계 화합물. Chloro Phenol 및 Chloro Benzene계 화합 물 등이 많이 포함되어 있는데 이 물질들이 불완전 연소 상태에서 Dioxin으로 변화되는 것으로 알려져 있다.
실험실 규모의 Dioxin 열분해에 관해서 2,3.7,8-4 Chloro Dioxin의 경우 미국의 Dow Chemical社에 서는 800℃ 에서 99.95% 가 분해된다고 보고한 바 있다.
세로는 투입쓰레기 톤당 생성되는 Dioxrn, Benzo Furan 총량을 ug단위로 표시하였다. 500℃
이하에서 생성되는 Dioxin. Benzo Furan 량과 950℃ 에서 생성되는 양을 비교하면 950℃ 에서는
약 100분의 l로 감소하는 경향이 있다. 따라서 로 내의 연소온도를 800℃ 이상으로 유지하면서
가스의 체류시간을 2초 이상으로 유지하도록 하여야 한다.
쓰레기 내에 수분이 많아서 연소온도를 유지할 수 없는 경우에는 LNG 또는 경유 등의 보조버너를 기동하여 로내 온도를 정상적으로 유지하여야 할 것이다.
4. Dioxin 제거설비별 기술 비교
도시쓰레기 소각시 발생하는 배기가스에는 가스상 의 Dioxin류와 입자상의 Dioxin류가 포함되어
있으며 이들 Dioxin류를 제거하기 위해서는 집진효율이 높은 방지시설을 설치하여야 한다.
4.1 전기집진기 단독 운전
전기집진기 입구의 가스온도가 고온이 될수록 배기가스 증의 Dioxin류가 많이 생성된다는 사실은 이미 여러 문헌에 제시된 것이다. 집진기 입구가스 온도가 300℃ 전후일 때 Dioxin이 최대로
생성된다고 보고되어 있다. 예를 들면 DAYTON #3 소각로의 경우 전기집진 기 입구온도가 299℃ 일때 Dioxin 농도는 252ng/m3 이나 출구의 Dioxin농도는 l7,100ng/m^3로 오히려 약 9,000%가 증가되었다. 따라서 일본 후생성 가이드라인과 같이 전기집진기 입구의 가스온도는 250℃ 이하로 유지하는 것이 바람직하다. 최근에는 방지시설로서 전기집진기만 단독으로 채용하는 경우는 극히 드문 일이며 전기 집진설비를 효율이 좋은 다른 설비로 개조하는 방향으로 진행되는 추세이다.
4.2 전기집진장치와 습식세정설비의 조합운전
전기 집진 장치내에서 Dioxin이 합성되고 있으므로 앞에서도 기술한 바와 같이 문제점이 있는
것으로 보고되어 있으며 선진국에서는 전기집진장치 후단에 습식세정설비 설치를 채택하는 경우는 드문 것으로 조사되었다.
실제로 한국과학기술원 (KIST) 에서 이 System으로 운전하고 있는 국내 쓰레기 소각로의
배기가스 중 Dioxin을 측정한 결과 반건식 설비와 비교하여 최대 100배 높게 배출되고 있었다.
따라서 전기집진 장치와 습식세정설비를 조합하여 배기가스를 처리할 때는 Dioxin류 제거효율이
극히 낮을 것으로 판단된다
4.3 전기집진장치 ＋습식세정설비 ＋특수 SCR 촉매탑 조합운전
이 System에서 중요한 부분은 특수 SCR(선택적 촉매환원 ; Selective Catalytic Reduction)
촉매탑의 촉매 조성이다. 즉 TiO2. V2O5, WO3 등이 무게 비로서 약 65%로 이루어져 있다.
촉매는 3개의 층으로 구성되어 첫번째 층에서는 NOx를 제거하고 두 번째 및 세번째 층에서는
Dioxin을 CO2, H2O, HCI 등으로 분해하여 제거한다. 이 System은 최근 독일 에서 개발되어 보급
증에 있으며 Pilot Plant 운전실적 중 Dioxin 분해율은 약 97%로 알려져 있다. 특수 SCR(Selective Catalytic Reduction) 촉매효율을 증가시키기 위해서는 전처리 설비인 전기집진기와 습식세정설비에서 Dust등의 오염물질을 완벽하게 제거해야 촉매표면의 활성도가 증가될 것으로 판단되며, 습식세정설비를 거친 오염가스는 온도가 낮으므로 SCR 촉매탑에서의 적절한 반응온도( 320℃ )로 올려주어야 하므로 경제적 운전이 될 수 있도록 연구하여야 할 것이다.
4.4 반건식 반응설비 ＋여과집진설비 ＋SCR 촉매탑 조합운전
이 System은 소각로 배출가스 중의 HCI, SOx. NOx 등의 산성가스 및 Dioxin류를 효과적으로
제거하는데 적용하고 있으며 반건식 반응설비에서는 Slurry 상태의 석회수 용액과 활성탄이
미세한 액적을 만들어 반건식 반응탑 상부로부터 분사되도록 하여 Dioxin은 활성탄( Activated
Carbon ) 에 흡착 제거되고 백필터에서 포집 제거된다. 현재까지는 이 System이 세계적으로 가장 널리 사용되는 일반적인 방법이다. 이 System의 특징은 폐수가 발생하지 않아 폐수 처리설비가 필요없다는 것이다. 그러나 SCR 촉매탑에서 배기가스 온도를 220℃까지 가열하여야 하므로
연료소비량이 다소 증가될 수 있다. 이 System으로 처리된 Dioxin 출구농도 측정치는 0.029～0.077ng/m3으로 제거효율은 약 97%로 나타났으며 이는 세계적으로 엄격하게 규제하고 있는 독일의 규제기준인 0.lng/m^3보다 훨씬 더 낮은 수치이다.
향후 SCR 촉매탑을 경제적으로 운영할 수 있는 방안, 예를 들면 SCR 촉매탑의 배치순서나 저온에 서 반응율이 높은 촉매의 개발 등을 연구하여 좋은 결과가 있다면 이상적인 방지설비 System이 될 수 있을 것으로 생각된다.
(그림 1) 반건식 반응설비 ＋여과집진설비 ＋SCR 촉매탑 조합운전의 System 개요
5. Dioxin류 시료채취 및 측정분석 방법
5.1 시료채취 방법
(1) 개요
배기가스 중에 Dioxin류는 입자상과 가스상이 있으며 입자상은 여과포집, 가스상은 흡수포집 및
흡착포집 한다. 배기가스 중에 입자상은 일본규격 Z 8808에 준하여 여과포집하며 가스상은 포집기, 흡수 병, 흡수관을 연결하여 흡수 및 흡착포집한다.
(2) 사전조사
배기가스 측정 사전조사 항목은 다음과 같다.
① 배기가스의 성상 : 온도, 유속, 조성, 압력 등
② 측정위치 : 지상에서부터의 높이, 측정공의 상 황, FD, ID Fan의 위치 등
③ Duct : 덕트의 형상, 크기
④ 작업의 안전성 . 측정대의 크기, 사다리, 설치 상태 등
⑤ 전원, 수도 : 전원 및 수도의 유무
⑥ 기타
(3) 측정준비
① 배기가스 중의 덕트 농도측정에 필요한 기기류 준비
② 배기가스 중의 Dioxin류를 포집할 수 있는 흡 수병, 포집관 등
③ 채취 후 채취장치 세정에 필요한 시약(메탄올 (#1), 톨루엔(#2))
반건식 반응설비
* #l의 메탄올을 아세톤으로. #2의 톨루엔을 디클로로메탄으로 대체 사용하여도 됨.
(4) 시료 채취방법
① 시료 채취하기 전에 각 장치들의 가스 누출실험을 실시한다. 가스 누출실험은 흡인펌프를 작동하여 가스메타 지침이 움직이지 않도록 조치한다.
② 측정공의 흡인노즐 방향을 배기가스가 흐르는 방향으로 하고 측정점까지 넣어서 흡인펌프를 작동하여 흡인노즐의 방향을 배기가스가 흐르는 방향으로 등속 흡인한다.
③ 흡인노즐에서 흡인되는 배기가스 유속의 상대 오차는 －5～＋l0% 범위내로 한다. 여과지의
저항이 증가할 경우 흡인유량이 저하되므로 수 시로 흡인유량을 조절하여 등속 흡인한다.
④ 최종 시료가스 채취량을 3m3(4시간 평균)이상으로 한다.
⑤ 먼지 포집부가 l20℃를 초과하는 경우에는 일본규격 Z 8808D의 2에 의한 방식대로 l20℃
정도로 맞추고 배기가스 온도가 500℃ 이상인 경우에는 냉각장치를 사용할 것.
⑥ 배기가스 처리장치에 있어서 Dioxin류의 제거 성능 측정을 행할 경우에는 원칙적으로 동시에
실시한다. 또한 처리장치에 주기성이 있으며 적어도 l주기 보다 장기간에 걸쳐서 행한다.
⑦ Duct내 부압의 경우에는 흡인펌프를 사용한다.
⑧ 배기가스 채취중에는 각 흡수병을 얼음으로 냉각하여 XAD-2 수지 포집관부는 30℃이하로
유지할 것
⑨ 배기가스 채취 후 각 장치들은 메탄올, 톨루엔 등으로 세정한다.
6. 결론 및 향후 과제
우리가 버리는 쓰레기가 결국 소각 처리된다고 보면 소각량이 많을수록 Dioxin생성 절대량이
증가하게 되므로 쓰레기 분리수거와 종량제에 적극 협조하여 쾌적한 환경을 이루도록 노력해야
하겠으며 도시 쓰레기 소각시에는 로내 온도 800℃ 이상 유지와 CO 농도를 50ppm 이하로
일정하게 관리하여야 하며 급격한 부하변동을 피하고 연소가스의 체류시간은 2초 이상으로
설계하는 것이 바람직하다.
방지시설에서 제거된 Dioxin이 굴뚝을 통하여 확산되어 인체에 들어왔을 때 미치는 영향에
대해서는 단기적으로는 문제가 없을 것으로 판단되나 장기적으로는 독성학적으로 연구.
검토되어야 할 과제이며 소각장 주변에 대하여 사후 환경영향을 평가하고 환경에 미치는 영향에
대하여 저감방안을 수립하여야 할 것이다.
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습식세정탑+바이오필터의 황화합물류 및
복합악취 처리효율 현장실험 결과
1. 대상시설 : G 분뇨처리시설, 습식세정탑+바이오필터(250㎥/min)
2. 실험기간 : 2011년 4월(1차) ～ 8월(2차-1 ～ 2차-3)
3. 실험조건
1) 1차 측정 : 공정 전체적으로 포기
- 습식세정탑 : 물만 사용, pH : 7.6(연속 살수)
- 바이오필터 : 물만 사용, pH : 7.5(간헐살수 중 비살수)
2) 2차-1 측정(바이오필터만의 처리효율 측정) : 공정 전체적으로 포기
- 습식세정탑 : NaOH 사용, pH : 12.4(비살수)
- 바이오필터 : 물만 사용, pH : 7.4(간헐살수 중 살수)
3) 2차-2 측정(세정탑의 처리효율을 주로 측정) : 공정 전체적으로 포기
- 습식세정탑 : NaOH 사용, pH : 12.4(연속 살수)
- 바이오필터 : 물만 사용, pH : 7.4(간헐살수 중 비살수)
4) 2차-3 측정(세정탑+바이오필터의 처리효율 측정) : 공정 전체적으로 포기
- 습식세정탑 : NaOH 사용, pH : 12.4(연속 살수)
- 바이오필터 : 물만 사용, pH : 7.4(간헐살수 중 살수)
4. 현장실험
<그림 1> 습식세정탑+바이오필터 유입 및 배출구 시료채취
5. 측정결과
1) 1차 측정결과
- 공정 포기조건으로 세정탑 순환수에 물만 사용하고 있어 악취발생 기여도가 높은 황화수소의 제거효율이 약 98.9%였으나, 메틸메르캅탄 처리효율이 약 51.1%로 낮아 배출구에서의 복합악취는 1,000배로 엄격한 배출허용기준인 300배를 초과
2) 2차-1 측정결과
- 공정 포기조건으로 세정탑 순환수에 NaOH를 사용(pH : 12.4) 하였으나, 바이오필터만의 처리효율을 파악하고자 비살수하였으며, 측정결과 악취발생 기여도가 높은 황화수소의 제거효율은 약 95%, 메틸메르캅탄은 약 64.8%였으며, 배출구에서의 복합악취는 1,442배로 엄격한 배출허용기준인 300배를 초과
2) 2차-2 측정결과
- 공정 포기조건으로 세정탑 순환수에 NaOH 사용 후(pH : 12.4) 연속살수 하였으며, 세정탑의 처리효율을 주로 측정하고자 바이오필터는 비살수 하였으며, 측정결과 악취발생 기여도가 높은 황화수소의 제거효율은 약 99.8%, 메틸메르캅탄은 약 95.7%, 배출구에서의 복합악취는 300배로 엄격한 배출허용기준인 300배를 만족
2) 2차-3 측정결과
- 공정 포기조건으로 세정탑 순환수에 NaOH 사용 후(pH : 12.41) 연속살수 하였으며, 세정탑+바이오필터의 처리효율을 측정하고자 바이오필터도 연속살수 하였으며, 측정결과 악취발생 기여도가 높은 황화수소의 제거효율은 약 99.9%, 메틸메르캅탄은 약 93.5%, 배출구에서의 복합악취는 300배로 엄격한 배출허용기준인 300배를 만족
<표 1> 악취물질 측정․분석결과 및 제거효율
6. 결론
분뇨처리시설에서 발생되는 고농도의 황화수소와 메틸메르캅탄을 처리하기 위한 습식세정탑+바이오필터는 습식세정탑에 NaOH를 이용하여 세정수의 pH를 12.4로 운전할 경우 황화수소 뿐만 아니라 메틸메르캅탄의 처리효율을 극대화 시킬 수 있으며, 바이오필터는 미생물에게 수분을 공급하는 것이 물질전달에 있어 매우 중요한 요소로 조사되었다.
HAPs
The Clean Air Act Amendments of 1990 List of Hazardous Air Pollutants
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CAS Number |
Chemical Name |
|
75070 |
Acetaldehyde |
|
60355 |
Acetamide |
|
75058 |
Acetonitrile |
|
98862 |
Acetophenone |
|
53963 |
2-Acetylaminofluorene |
|
107028 |
Acrolein |
|
79061 |
Acrylamide |
|
79107 |
Acrylic acid |
|
107131 |
Acrylonitrile |
|
107051 |
Allyl chloride |
|
92671 |
4-Aminobiphenyl |
|
62533 |
Aniline |
|
90040 |
o-Anisidine |
|
1332214 |
Asbestos |
|
71432 |
Benzene (including benzene from gasoline) |
|
92875 |
Benzidine |
|
98077 |
Benzotrichloride |
|
100447 |
Benzyl chloride |
|
92524 |
Biphenyl |
|
117817 |
Bis(2-ethylhexyl)phthalate (DEHP) |
|
542881 |
Bis(chloromethyl)ether |
|
75252 |
Bromoform |
|
106990 |
1,3-Butadiene |
|
156627 |
Calcium cyanamide |
|
105602 |
Caprolactam(See Modification) |
|
133062 |
Captan |
|
63252 |
Carbaryl |
|
75150 |
Carbon disulfide |
|
56235 |
Carbon tetrachloride |
|
463581 |
Carbonyl sulfide |
|
120809 |
Catechol |
|
133904 |
Chloramben |
|
57749 |
Chlordane |
|
7782505 |
Chlorine |
|
79118 |
Chloroacetic acid |
|
532274 |
2-Chloroacetophenone |
|
108907 |
Chlorobenzene |
|
510156 |
Chlorobenzilate |
|
67663 |
Chloroform |
|
107302 |
Chloromethyl methyl ether |
|
126998 |
Chloroprene |
|
1319773 |
Cresols/Cresylic acid (isomers and mixture) |
|
95487 |
o-Cresol |
|
108394 |
m-Cresol |
|
106445 |
p-Cresol |
|
98828 |
Cumene |
|
94757 |
2,4-D, salts and esters |
|
3547044 |
DDE |
|
334883 |
Diazomethane |
|
132649 |
Dibenzofurans |
|
96128 |
1,2-Dibromo-3-chloropropane |
|
84742 |
Dibutylphthalate |
|
106467 |
1,4-Dichlorobenzene(p) |
|
91941 |
3,3-Dichlorobenzidene |
|
111444 |
Dichloroethyl ether (Bis(2-chloroethyl)ether) |
|
542756 |
1,3-Dichloropropene |
|
62737 |
Dichlorvos |
|
111422 |
Diethanolamine |
|
121697 |
N,N-Diethyl aniline (N,N-Dimethylaniline) |
|
64675 |
Diethyl sulfate |
|
119904 |
3,3-Dimethoxybenzidine |
|
60117 |
Dimethyl aminoazobenzene |
|
119937 |
3,3'-Dimethyl benzidine |
|
79447 |
Dimethyl carbamoyl chloride |
|
68122 |
Dimethyl formamide |
|
57147 |
1,1-Dimethyl hydrazine |
|
131113 |
Dimethyl phthalate |
|
77781 |
Dimethyl sulfate |
|
534521 |
4,6-Dinitro-o-cresol, and salts |
|
51285 |
2,4-Dinitrophenol |
|
121142 |
2,4-Dinitrotoluene |
|
123911 |
1,4-Dioxane (1,4-Diethyleneoxide) |
|
122667 |
1,2-Diphenylhydrazine |
|
106898 |
Epichlorohydrin (l-Chloro-2,3-epoxypropane) |
|
106887 |
1,2-Epoxybutane |
|
140885 |
Ethyl acrylate |
|
100414 |
Ethyl benzene |
|
51796 |
Ethyl carbamate (Urethane) |
|
75003 |
Ethyl chloride (Chloroethane) |
|
106934 |
Ethylene dibromide (Dibromoethane) |
|
107062 |
Ethylene dichloride (1,2-Dichloroethane) |
|
107211 |
Ethylene glycol |
|
151564 |
Ethylene imine (Aziridine) |
|
75218 |
Ethylene oxide |
|
96457 |
Ethylene thiourea |
|
75343 |
Ethylidene dichloride (1,1-Dichloroethane) |
|
50000 |
Formaldehyde |
|
76448 |
Heptachlor |
|
118741 |
Hexachlorobenzene |
|
87683 |
Hexachlorobutadiene |
|
77474 |
Hexachlorocyclopentadiene |
|
67721 |
Hexachloroethane |
|
822060 |
Hexamethylene-1,6-diisocyanate |
|
680319 |
Hexamethylphosphoramide |
|
110543 |
Hexane |
|
302012 |
Hydrazine |
|
7647010 |
Hydrochloric acid |
|
7664393 |
Hydrogen fluoride (Hydrofluoric acid) |
|
7783064 |
Hydrogen sulfide(See Modification) |
|
123319 |
Hydroquinone |
|
78591 |
Isophorone |
|
58899 |
Lindane (all isomers) |
|
108316 |
Maleic anhydride |
|
67561 |
Methanol |
|
72435 |
Methoxychlor |
|
74839 |
Methyl bromide (Bromomethane) |
|
74873 |
Methyl chloride (Chloromethane) |
|
71556 |
Methyl chloroform (1,1,1-Trichloroethane) |
|
78933 |
Methyl ethyl ketone (2-Butanone)(See Modification) |
|
60344 |
Methyl hydrazine |
|
74884 |
Methyl iodide (Iodomethane) |
|
108101 |
Methyl isobutyl ketone (Hexone) |
|
624839 |
Methyl isocyanate |
|
80626 |
Methyl methacrylate |
|
1634044 |
Methyl tert butyl ether |
|
101144 |
4,4-Methylene bis(2-chloroaniline) |
|
75092 |
Methylene chloride (Dichloromethane) |
|
101688 |
Methylene diphenyl diisocyanate (MDI) |
|
101779 |
4,4'¬-Methylenedianiline |
|
91203 |
Naphthalene |
|
98953 |
Nitrobenzene |
|
92933 |
4-Nitrobiphenyl |
|
100027 |
4-Nitrophenol |
|
79469 |
2-Nitropropane |
|
684935 |
N-Nitroso-N-methylurea |
|
62759 |
N-Nitrosodimethylamine |
|
59892 |
N-Nitrosomorpholine |
|
56382 |
Parathion |
|
82688 |
Pentachloronitrobenzene (Quintobenzene) |
|
87865 |
Pentachlorophenol |
|
108952 |
Phenol |
|
106503 |
p-Phenylenediamine |
|
75445 |
Phosgene |
|
7803512 |
Phosphine |
|
7723140 |
Phosphorus |
|
85449 |
Phthalic anhydride |
|
1336363 |
Polychlorinated biphenyls (Aroclors) |
|
1120714 |
1,3-Propane sultone |
|
57578 |
beta-Propiolactone |
|
123386 |
Propionaldehyde |
|
114261 |
Propoxur (Baygon) |
|
78875 |
Propylene dichloride (1,2-Dichloropropane) |
|
75569 |
Propylene oxide |
|
75558 |
1,2-Propylenimine (2-Methyl aziridine) |
|
91225 |
Quinoline |
|
106514 |
Quinone |
|
100425 |
Styrene |
|
96093 |
Styrene oxide |
|
1746016 |
2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin |
|
79345 |
1,1,2,2-Tetrachloroethane |
|
127184 |
Tetrachloroethylene (Perchloroethylene) |
|
7550450 |
Titanium tetrachloride |
|
108883 |
Toluene |
|
95807 |
2,4-Toluene diamine |
|
584849 |
2,4-Toluene diisocyanate |
|
95534 |
o-Toluidine |
|
8001352 |
Toxaphene (chlorinated camphene) |
|
120821 |
1,2,4-Trichlorobenzene |
|
79005 |
1,1,2-Trichloroethane |
|
79016 |
Trichloroethylene |
|
95954 |
2,4,5-Trichlorophenol |
|
88062 |
2,4,6-Trichlorophenol |
|
121448 |
Triethylamine |
|
1582098 |
Trifluralin |
|
540841 |
2,2,4-Trimethylpentane |
|
108054 |
Vinyl acetate |
|
593602 |
Vinyl bromide |
|
75014 |
Vinyl chloride |
|
75354 |
Vinylidene chloride (1,1-Dichloroethylene) |
|
1330207 |
Xylenes (isomers and mixture) |
|
95476 |
o-Xylenes |
|
108383 |
m-Xylenes |
|
106423 |
p-Xylenes |
|
0 |
Antimony Compounds |
|
0 |
Arsenic Compounds (inorganic including arsine) |
|
0 |
Beryllium Compounds |
|
0 |
Cadmium Compounds |
|
0 |
Chromium Compounds |
|
0 |
Cobalt Compounds |
|
0 |
Coke Oven Emissions |
|
0 |
Cyanide Compounds1 |
|
0 |
Glycol ethers2 |
|
0 |
Lead Compounds |
|
0 |
Manganese Compounds |
|
0 |
Mercury Compounds |
|
0 |
Fine mineral fibers3 |
|
0 |
Nickel Compounds |
|
0 |
Polycylic Organic Matter4 |
|
0 |
Radionuclides (including radon)5 |
|
0 |
Selenium Compounds |
NOTE: For all listings above which contain the word "compounds" and for glycol ethers, the following applies: Unless otherwise specified, these listings are defined as including any unique chemical substance that contains the named chemical (i.e., antimony, arsenic, etc.) as part of that chemical's infrastructure.
1 X'CN where X = H' or any other group where a formal dissociation may occur. For example KCN or Ca(CN)2
2 Includes mono- and di- ethers of ethylene glycol, diethylene glycol, and triethylene glycol R-(OCH2CH2)n -OR' where
n = 1, 2, or 3
R = alkyl or aryl groups
R' = R, H, or groups which, when removed, yield glycol ethers with the structure: R-(OCH2CH)n-OH. Polymers are excluded from the glycol category.(See Modification)
3 Includes mineral fiber emissions from facilities manufacturing or processing glass, rock, or slag fibers (or other mineral derived fibers) of average diameter 1 micrometer or less.
4 Includes organic compounds with more than one benzene ring, and which have a boiling point greater than or equal to 100 º C.
5 A type of atom which spontaneously undergoes radioactive decay.
Questions concerning the listed HAPs should be directed to Ines Pagan at 919-541-5469
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복합악취 희석배수, 농도, 발생량
지식Q&A > 사회, 정치 > 환경
|
질문: 복합악취의 희석배수와 지정악취의 농도 및 발생량을 계산하고 싶은데... |
coc**** / 2005-08-27 09:04 |
|
1)복합악취는 희석배수로 나타내고(복합악취의 최초의 농도는 어떻게 구하고 희석배수는?) 2)지정악취물질은 농도를 기재하라고 했는데...(지정악취물질의 농도는 어떻게 구하고 발생량은 어떻게 계산하면 되는지?)
저희 회사는 도장시설은 있지만 거의 사용을 하고 있지 않습니다... (한달에 2~3말의 페인트 및 신너를 사용하고 있습니다) 어떻게 계산할 수 있는지 문의드립니다... 즐거운 주말되세요~~~ |
|
|
답변: re: 복합악취의 희석배수와 지정악취의 농도 및 발생량을 계산하고 싶은데... |
ods92 / 2005-08-27 10:25 |
|
복합악취는 공기희석관능법으로 하는 것으로 두가지 방법이 있습니다. 배출가스가 나오는 굴뚝에서 측정하는 방법과 공장부지 경계선에서 측정하는 방법입니다. 그러나 공기희석관능법은 약간 주관적인 경우가 많이 있으므로 그리 신뢰할수 있는 방법은 아니나 대체할 방법이 마땅한 것이 없는 관계로 이 방법이 법으로 규정되어 있습니다. 복합악취의 최초 농도는 구하는 것이 아닙니다. 단순히 굴뚝이나 부지경계선에서 채취한 공기를 냄새가 안나는 깨끗한 공기로 희석시켜 가면서 냄새를 5명이 맡는 것입니다. 채취한 공기를 1이라고 하고 깨끗한 공기를 2라고 한다면은 1을 1리터에다가 2를 10리터를 섞으면은 10배 희석이 되겠죠? 그때 5명이서 냄새를 맡고 냄새가 나면은 다시 20배 희석해서 냄새를 맡고 이렇게 해서 냄새가 안날때까지 맡아서 희석배수를 구하는 것입니다.
그리고 지정악취물질은 각각의 지정악취물질당 농도를 측정해야 합니다. 기기분석법이라고 하지요 이것도 농도만 분석할뿐 발생량은 계산을 하기가 어려운 부분이 많이 있습니다. 지정악취물질은 따로 따로 측정하는 것이 아니라 부지경계선에서 공기를 채취합니다. 이걸을 테틀러백에 넣어서 GC등으로 항목별로 분석을 해서 농도를 구합니다. 이 기기분석법은 각 항목당 분석비용이 들어가기 때문에 1POINT측정에 100만원 상당의 비용이 들어갑니다.
그리고 도장시설이라면은 아마 따로 활성탄흡착탑을 설치하지 않고 도장시설내의 천정같은 곳에 활성탄여과포를 설치하였을 가능성이 더 많은 데요 그렇다면은 님은 악취보다는 THC를 더 걱정하셔야 할 듯 하네요 올해부터 규제에 들어갔습니다. 시간당 배출가스가 10,000루베가 넘는 시설은 기준이 50PPM이고 이하는 100PPM입니다. 측정해보시면은 아마 300PPM에서 500PPM사이에 나올것입니다. 이것에 대한 대비책을 세워놓아야지 안그러면은 관공서의 지도점검에 걸립니다. 지역이 어디인지는 모르지만은 아마 자가측정대행해주는 업체가 있을것입니다. 그곳에 연락하셔서 일정을 잡아 측정하시는 것이 좋을 것입니다. 저는 광주에서 일하고 있지요 그럼 이만 궁금하시면은 쪽지를 보내주시던지 하십시요
|
|
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Volatile organic compound
Volatile organic compound
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Volatile organic compounds (VOCs) are organic chemicals that have a high vapor pressure at ordinary room temperature. Their high vapor pressure results from a low boiling point, which causes large numbers of molecules to evaporate or sublimate from the liquid or solid form of the compound and enter the surrounding air. For example, formaldehyde, which evaporates from paint, has a boiling point of only –19 °C (–2 °F).
VOCs are numerous, varied, and ubiquitous. They include both human-made and naturally occurring chemical compounds. Most scents or odours are of VOCs. VOCs play an important role in communication between plants, [1] and messages from plants to animals. Some VOCs are dangerous to human health or cause harm to the environment. Anthropogenic VOCs are regulated by law, especially indoors, where concentrations are the highest. Harmful VOCs typically are not acutely toxic, but have compounding long-term health effects. Because the concentrations are usually low and the symptoms slow to develop, research into VOCs and their effects is difficult.
Contents
[show]
Definitions[edit]
Diverse definitions of the term VOC[2] are in use.
The definitions of VOCs used for control of precursors of photochemical smog used by the EPA, and states in the US with independent outdoor air pollution regulations include exemptions for VOCs that are determined to be non-reactive, or of low-reactivity in the smog formation process. EPA formerly defined these compounds as reactive organic gases (ROG) but changed the terminology to VOC.[citation needed]
In the USA, different regulations vary between states - most prominent is the VOC regulation by SCAQMD and by the California Air Resources Board.[3] However, this specific use of the term VOCs can be misleading, especially when applied to indoor air quality because many chemicals that are not regulated as outdoor air pollution can still be important for indoor air pollution.
Canada[edit]
Health Canada classes VOCs as organic compounds that have boiling points roughly in the range of 50 to 250 °C (122 to 482 °F). The emphasis is placed on commonly encountered VOCs that would have an effect on air quality.[4]
European Union[edit]
A VOC is any organic compound having an initial boiling point less than or equal to 250 °C (482 °F) measured at a standard atmospheric pressure of 101.3 kPa[5] and can do damage to visual or audible senses.[citation needed]
US[edit]
VOCs (or specific subsets of the VOCs) are legally defined in the various laws and codes under which they are regulated. Other definitions may be found from government agencies investigating or advising about VOCs.[6] The United States Environmental Protection Agency (EPA) regulates VOCs in the air, water, and land. The Safe Drinking Water Act implementation includes a list labeled "VOCs in connection with contaminants that are organic and volatile."[7] The EPA also publishes testing methods for chemical compounds, some of which refer to VOCs.[8]
In addition to drinking water, VOCs are regulated in discharges to waters (sewage treatment and stormwater disposal), as hazardous waste,[9] but not in non industrial indoor air.[10] The United States Department of Labor and its Occupational Safety and Health Administration (OSHA) regulate VOC exposure in the workplace. Volatile organic compounds that are hazardous material would be regulated by the Pipeline and Hazardous Materials Safety Administration while being transported.
Biologically generated VOCs[edit]
Not counting methane, biological sources emit an estimated 1150 teragrams of carbon per year in the form of VOCs.[11] The majority of VOCs are produced by plants, the main compound being isoprene. The remainder are produced by animals, microbes, and fungi, such as molds.
The strong odor emitted by many plants consists of green leaf volatiles, a subset of VOCs. Emissions are affected by a variety of factors, such as temperature, which determines rates of volatilization and growth, and sunlight, which determines rates of biosynthesis. Emission occurs almost exclusively from the leaves, the stomata in particular. A major class of VOCs is terpenes, such as myrcene.[12] Providing a sense of scale, a forest 62,000 km2 in area (the U.S. state of Pennsylvania) is estimated to emit 3,400,000 kilograms of terpenes on a typical August day during the growing season.[13] Induction of genes producing volatile organic compounds, and subsequent increase in volatile terpenes has been achieved in maize using (Z)-3-Hexen-1-ol and other plant hormones.[14]
Anthropogenic sources[edit]
Anthropogenic sources emit about 142 teragrams of carbon per year in the form of VOCs.[11]
Specific components[edit]
Paints and coatings[edit]
A major source of man-made VOCs are coatings, especially paints and protective coatings. Solvents are required to spread a protective or decorative film. Approximately 12 billion litres of paints are produced annually. Typical solvents are aliphatic hydrocarbons, ethyl acetate, glycol ethers, and acetone. Motivated by cost, environmental concerns, and regulation, the paint and coating industries are increasingly shifting toward aqueous solvents.[15]
Chlorofluorocarbons and chlorocarbons[edit]
Chlorofluorocarbons, which are banned or highly regulated, were widely used cleaning products and refrigerants. Tetrachloroethene is used widely in dry cleaning and by industry. Industrial use of fossil fuels produces VOCs either directly as products (e.g., gasoline) or indirectly as byproducts (e.g., automobile exhaust).[citation needed]
Benzene[edit]
Main article: Benzene
One VOC that is a known human carcinogen is benzene, which is a chemical found in environmental tobacco smoke, stored fuels, and exhaust from cars. Benzene also has natural sources such as volcanoes and forest fires. It is frequently used to make other chemicals in the production of plastics, resins, and synthetic fibers. Benzene evaporates into the air quickly and the vapor of benzene is heavier than air allowing the compound to sink into low-lying areas. Benzene has also been known to contaminate food and water and if digested can lead to vomiting, dizziness, sleepiness, rapid heartbeat, and at high levels, even death may occur.[citation needed]
Methylene chloride[edit]
Methylene chloride is another VOC that is highly dangerous to human health. It can be found in adhesive removers and aerosol spray paints and the chemical has been proven to cause cancer in animals. In the human body, methylene chloride is converted to carbon monoxide and a person will suffer the same symptoms as exposure to carbon monoxide. If a product that contains methylene chloride needs to be used the best way to protect human health is to use the product outdoors. If it must be used indoors, proper ventilation is essential to keeping exposure levels down.[citation needed]
Perchloroethylene[edit]
Perchloroethylene is a volatile organic compound that has been linked to causing cancer in animals. It is also suspected to cause many of the breathing related symptoms of exposure to VOCs.[citation needed] Perchloroethylene is used mostly in dry cleaning. While dry cleaners recapture perchloroethylene in the dry cleaning process to reuse it, some environmental release is unavoidable. Studies show that people breathe in low levels of this VOC in homes where dry-cleaned clothes are stored and while wearing dry-cleaned clothing.[citation needed]
MTBE[edit]
MTBE was banned in the US around 2004 in order to limit further contamination of drinking water aquifers primarily from leaking underground gasoline storage tanks where MTBE was used as an octane booster and oxygenated-additive.[citation needed]
Indoor air[edit]
Main article: Indoor air quality
Since many people spend much of their time indoors, long-term exposure to VOCs in the indoor environment can contribute to sick building syndrome.[16] In offices, VOC results from new furnishings, wall coverings, and office equipment such as photocopy machines, which can off-gas VOCs into the air.[17][18] Good ventilation and air-conditioning systems are helpful at reducing VOCs in the indoor environment.[17] Studies also show that relative leukemia and lymphoma can increase through prolonged exposure of VOCs in the indoor environment.[19]
There are two standardized methods for measuring VOCs, one by the National Institute for Occupational Safety and Health (NIOSH) and another by Occupational Safety and Health Administration (OSHA). Each method uses a single component solvent; butanol and hexane cannot be sampled, however, on the same sample matrix using the NIOSH or OSHA method.[20]
The aromatic VOC compound benzene, emitted from exhaled cigarette smoke is labeled as carcinogenic, and is ten times higher in smokers than in nonsmokers.[17]
The United States Environmental Protection Agency (EPA) has found concentrations of VOCs in indoor air to be 2 to 5 times greater than in outdoor air and sometimes far greater. During certain activities indoor levels of VOCs may reach 1,000 times that of the outside air.[21] Studies have shown that individual VOC emissions by themselves are not that high in an indoor environment, but the indoor total VOC (TVOC) concentrations can be up to five times higher than the VOC outdoor levels.[22] New buildings especially, contribute to the highest level of VOC off-gassing in an indoor environment because of the abundant new materials generating VOC particles at the same time in such a short time period.[16] In addition to new buildings, we also use many consumer products that emit VOC compounds, therefore the total concentration of VOC levels is much greater within the indoor environment.[16]
VOC concentration in an indoor environment during winter is three to four times higher than the VOC concentrations during the summer.[23] High indoor VOC levels are attributed to the low rates of air exchange between the indoor and outdoor environment as a result of tight-shut windows and the increasing use of humidifiers.[24]
Regulation of indoor VOC emissions[edit]
In most countries, a separate definition of VOCs is used with regard to indoor air quality that comprises each organic chemical compound that can be measured as follows: Adsorption from air on Tenax TA, thermal desorption, gas chromatographic separation over a 100% nonpolar column (dimethylpolysiloxane). VOC (volatile organic compounds) are all compounds that appear in the gas chromatogram between and including n-hexane and n-hexadecane. Compounds appearing earlier are called VVOC (very volatile organic compounds) compounds appearing later are called SVOC (semi-volatile organic compounds). See also these standards: ISO 16000-6, ISO 13999-2, VDI 4300-6, German AgBB evaluating scheme, German DIBt approval scheme, GEV testing method for the EMICODE. Some overviews over VOC emissions rating schemes [25] have been collected and compared.
France and Germany have enacted regulations to limit VOC emissions from commercial products, and industry has developed numerous voluntary ecolabels and rating systems, such as EMICODE,[26] M1,[27] Blue Angel[28] and Indoor Air Comfort[29] In the United States, several standards exist; California Standard CDPH Section 01350[30] is the most popular one. Over the last few decades, these regulations and standards changed the marketplace, leading to an increasing number of low-emitting products: The leading voluntary labels report that licenses to several hundreds of low-emitting products have been issued (see the respective webpages such as MAS Certified Green.- Certified Products[31]).
Formaldehyde[edit]
Many building materials such as paints, adhesives, wall boards, and ceiling tiles slowly emit formaldehyde, which irritates the mucous membranes and can make a person irritated and uncomfortable.[17] Formaldehyde emissions from wood are in the range of 0.02 – 0.04 ppm. Relative humidity within an indoor environment can also affect the emissions of formaldehyde. High relative humidity and high temperatures allow more vaporization of formaldehyde from wood-materials.[32]
Health risks[edit]
Respiratory, allergic, or immune effects in infants or children are associated with man-made VOCs and other indoor or outdoor air pollutants.[33]
Some VOCs, such as styrene and limonene, can react with nitrogen oxides or with ozone to produce new oxidation products and secondary aerosols, which can cause sensory irritation symptoms.[17][34] Unspecified VOCs are important in the creation of smog.[35]
Health effects include eye, nose, and throat irritation; headaches, loss of coordination, nausea; damage to liver, kidney, and central nervous system. Some organics can cause cancer in animals; some are suspected or known to cause cancer in humans. Key signs or symptoms associated with exposure to VOCs include conjunctival irritation, nose and throat discomfort, headache, allergic skin reaction, dyspnea, declines in serum cholinesterase levels, nausea, emesis, epistaxis, fatigue, dizziness.[citation needed]
The ability of organic chemicals to cause health effects varies greatly from those that are highly toxic, to those with no known health effects. As with other pollutants, the extent and nature of the health effect will depend on many factors including level of exposure and length of time exposed. Eye and respiratory tract irritation, headaches, dizziness, visual disorders, and memory impairment are among the immediate symptoms that some people have experienced soon after exposure to some organics. At present, not much is known about what health effects occur from the levels of organics usually found in homes. Many organic compounds are known to cause cancer in animals; some are suspected of causing, or are known to cause, cancer in humans.[36]
Reducing exposure[edit]
To reduce exposure to these toxins, one should buy products that contain Low-VOCs or No VOCs. Only the quantity which will soon be needed should be purchased, eliminating stockpiling of these chemicals. Use products with VOCs in well ventilated areas. When designing homes and buildings, design teams can implement the best possible ventilation plans, call for the best mechanical systems available, and design assemblies to reduce the amount of infiltration into the building. These methods will help improve indoor air quality, but by themselves they cannot keep a building from becoming an unhealthy place to breathe.[citation needed]
While proper building ventilation is a key component to improving indoor air quality, it cannot do the job on its own. As stated earlier, awareness is the key component to improving air quality, when choosing building materials, furnishings, and decorations. When architects and engineers implement best practices in ventilation and mechanical systems, the owner must maintain good air quality levels thereafter.[citation needed]
Limit values for VOC emissions[edit]
Limit values for VOC emissions into indoor air are published by e.g. AgBB, AFSSET, California Department of Public Health, and others. These regulations have prompted several companies to adapt with VOC level reductions in products that have VOCs in their formula, such Benjamin Moore & Co. in the paint industry and Weld-On in the adhesive industry.[citation needed]
Chemical fingerprinting[edit]
The exhaled human breath contains a few hundred volatile organic compounds and is used in breath analysis to serve as a VOC biomarker to test for diseases such as lung cancer.[37] One study has shown that "volatile organic compounds ... are mainly blood borne and therefore enable monitoring of different processes in the body."[38] And it appears that VOC compounds in the body "may be either produced by metabolic processes or inhaled/absorbed from exogenous sources" such as environmental tobacco smoke.[37][39] Research is still in the process to determine whether VOCs in the body are contributed by cellular processes or by the cancerous tumors in the lung or other organs.
VOC Sensors[edit]
Main article: VOC Sensors
VOCs in the environment or certain atmospheres can be detected based on different principles and interactions between the organic compounds and the sensor components. There are electronic devices that can detect ppm concentrations despite the non-selectivity. Others can predict with reasonable accuracy the molecular structure of the volatile organic compounds in the environment or enclosed atmospheres[40] and could be used as accurate monitors of the Chemical Fingerprint and further as health monitoring devices.
Solid-phase microextraction (SPME) techniques are used to collect VOCs at low concentrations for analysis.[41]
See also[edit]
- Aroma compound
- Criteria air contaminants
- Dutch standards
- Fugitive emissions
- NMVOC (non-methane volatile organic compounds)
- NoVOC (classification)
- Organic compound
- Photochemical smog
- Volatility (chemistry)
- NTA Inc VOC Testing Laboratory
- Volatile Organic Compounds Protocol
- Ozone
출처: <http://en.wikipedia.org/wiki/Volatile_organic_compound>
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