KSWST Jour. Wat. Treat. Vol.28, No.6, pp.77-85, December 2020 http://dx.doi.org/10.17640/KSWST.2020.28.6.77 pISSN 1225-7192, eISSN 2289-0076 이산화티타늄 광촉매를 활용한 수중의 미세플라스틱 분해 평가 Evaluation of Microplastic Degradation Using Titanium Dioxide Photocatalyst in Water ✝ 김종규 ✝ Jong Kyu Kim 신한대학교 도시기반부동산학과 교수 Professor, Dept. of Civil, Urban and Real Estate Development, Shinhan University Received December 7, 2020 / Revised December 23, 2020 / Accepted December 26, 2020 Abstract Untreated effluent containing microplastics at sewage treatment plants(STPs) and wastewater treatment plants(WWTSs) have been continuously reported to have adverse effects on marine ecosystems. However, there is no suitable microplastic-targeted technology applied STPs and WWTSs. In this study, photocatalysis is evaluated as a potential technology to treat microplastic in STPs and WWTPs by degrading polyamide66 (PA66) microfibres using ultraviolet (UV) and titanium dioxide (TiO2). PA66 microfibres immersed in deionised water were exposed to different combinations of UV and TiO2. The degradation of the PA66 microfibres was monitored by changes in mass, carbony lindex and morphology using micro balance, and Scanning Electron Microscopy. The formation of by-products from the degradation of the fibres was also evaluated by measuring the chemical oxygen demand (COD) of the treated water. The degradation efficiency was optimised under UVC with 100 mg/L of TiO2. Under these conditions, the PA66 microfibres had a 97% mass loss within 48 h. Moreover, photocatalysis generated are latively low level of by-products (<10 mg/L of COD). Therefore, it could potentially be a feasible technology to treat microfibres in STPs and WWTPs. Further work is needed to translate the present optimised conditions to STPs and WWTPs. Key words : Microfiber, photocatalysis, polyamide66, TiO2 핵심용어 : 미세섬유, 광촉매 반응, 폴리아마이드66, 이산화티타늄 1. 서론 분류되어진다. 1차 미세플라스틱은 크기가 5 mm 이하인 입자를 말하며, 2차 미세플라스틱은 화학 지난 60여 년 동안, 저렴하고, 내구성이 강하며 유연하다는 이점 때문에 플라스틱이라고 불리는 적, 물리적, 생물학적 힘, 즉 자외선, 기계력, 산 합성 유기 중합체는 세계적으로 많은 생산과 소 파괴되어 발생하는 입자를 가리킨다[4]. 최근의 비를 이루었다[1]. 플라스틱은 의류, 건물, 포장, 연구는 미세플라스틱 입자들이 환경에 축적될 뿐 농업생산 그리고 청소 제품을 포함한 사람의 일 만 아니라 지속적인 유기오염물질과 다양한 오염 물질을 운반하기 때문에 수생 생물과 인간에게 상생활의 모든 측면에서 사용되어지고 있다. 그 화, 열 및 생분해에 의해 환경에서 더 큰 입자가 결과 플라스틱 오염, 특히 미세플라스틱의 오염은 세계적으로 심각한 우려가 제기되었고, 이와 관련 해로운 영향을 미친다는 것을 발견되었으며, 특히 된 많은 연구 결과가 지난 몇 년 사이에 크게 증 있다는 연구가 보고되었다[5]. 미세플라스틱 오염 가하였다[2-3]. 입자 크기가 0.001∼5 mm, 또는 0.001∼1 mm인 플라스틱 부스러기로 정의되는 미 의 다양한 경로 중 하·폐수처리장에서 배출되는 세플라스틱은 그 출처를 기준으로 1차 및 2차로 미세플라스틱이 인체의 조직과 세포에 들어갈 수 방류수는 미세플라스틱이 수생태계에 방출되는 주요 원인으로 확인되었다[6]. 하·폐수내의 일부 ✝Corresponding author email: jkim@shinhan.ac.kr / Tel.: +82-31-870-3054 / ORCID: http://orcid.org/0000-0002-3106-2859 This is an Open Access article distributed under the terms of the Creative Commons Attribution Non-Commercial License (http://creativecommons.org/licenses/by-nc/3.0/) which permits unrestricted noncommercial use, distribution, and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited. Copyright © Korean Society of Water Science and Technology 78 김종규 미세플라스틱은 침전, 응집, 여과 등의 기존 하·폐 용한 질량변화, 형태학적, 화학적 변화를 본 연구 수처리장의 단위공정을 통해 제거할 수 있지만, 에서도 기준으로 적용하였으며, 수중의 2차 오염 이러한 과정은 원래 미세플라스틱 제거용으로 설 물 생성 평가를 위해 COD 평가도 실시하였다. 계되지 않았다[7]. 따라서 하·폐수처리장에서 유출 되는 방류수는 많은 양의 미세플라스틱이 포함되 2.1. 실험재료 어있으며, 최근에는 멤브레인 기술을 적용한 예비 본 연구에서 사용된 폴리아미드66은 지름 10 연구가 진행되고 있다. 하·폐수처리장의 방류수에 ㎛(AM325705)의 합성 마이크로파이버 제품으로 서 확인된 미세플라스틱의 가장 보편적인 형태는 영국 Goodfellow사 에서 직접 구매하여 사용하였 다. 모든 실험에 사용된 폴리아미드66은 1 m의 섬유질인 마이크로파이버(Micro-Fiber, MF)이며, 폴리아미드(PA), 폴리에스테르(PEST), 폴리에틸렌테레프탈레이트(PET)가 가장 흔한 유형이다[7]. 수 중의 마이크로파이버에 대한 감시·검출·정량화에 관한 기존 연구는 잘 확립되어 있지만, 마이크로 파이버를 처리하기 위한 분해나 제거기술은 좀 더 연구가 필요하다. 소각이나 여과공정은 마이크 로파이버를 처리 가능하나, 이러한 방법은 원치 않는 2차 오염물을 발생시키거나 높은 에너지를 길이로 정확하게 잘라서 사용하였으며, 이는 약 1.3 mg의 무게를 나타냈다. 0.01 mg 단위까지 측 정 가능한 Analytical Micro-balance (Mettler AT201, USA)에 의한 질량 변화를 평가하기에 충 분할 수 있는 양이다. 1 m의 길이로 재단된 샘플 은 정제수로 세척을 하였으며, 충분히 건조하여 실온의 용기에 보관하였다. 이산화티타늄 광촉매 필요로 하는 단점을 가지고 있다[8]. 고도산화공 는 광촉매 실험 시 대표적으로 사용되고 있는 Degussa의 P25 (Aeroxide P25, Degussa, 정(AOP)는 상대적으로 부산물의 형성이 낮은 잠 SigmaAldrich, USA)를 사용하였으며, 자외선램프 재적 기술 중 하나로 유기 오염물질의 처리를 위 해 높은 산화력을 지닌 OH 라디칼을 생성하며, 는 중심파장이 365 nm의 UVA(Phillips TL 8 W, BLB)와 중심파장이 254 nm인 UVC(Phillips TUV 많은 하·폐수처리장의 오염물질을 처리하기 위해 8 W) 램프를 사용하였다. 광범위하게 적용되어왔다[9]. 특히 자외선 조사를 광원으로, 이산화티타늄 광촉매를 사용하는 AOP 2.2. 맞춤형 자외선 반응기 제작 는 하·폐수를 처리하는 성공적인 기술로 많은 인 광촉매 실험을 위해 제작된 맞춤형 자외선 반응 정을 받았다[9]. 본 연구에서는 하·폐수처리장에서 기의 사진이 Fig. 1에 나타나있다. 반응기는 길이 미세플라스틱을 처리하는 잠재적 기술로서 자외 35 cm, 너비 20 cm, 높이 25 cm로 구성되어있으 선 광원 기반의 이산화티타늄 광촉매를 이용하여 마이크로파이버의 한 종류인 폴리아미드66(PA66) 며, 총 5개의 램프를 선택하여 주어진 크기의 반 을 분해시켜 그 효율을 평가하고, 하·폐수처리장 외선램프와 시료까지의 거리는 동일하게 유지하 응기 내부로 빛의 세기를 극대화하였다. 모든 자 에서 광촉매와 UV를 활용한 고도산화기술이 적 용가능한지 검토하고자 한다. 2. 실험재료 및 방법 본 연구는 하·폐수처리장에서 미세플라스틱을 처리하는 잠재적 기술로서의 자외선 광원 기반 이산화티타늄 광촉매를 이용하여 마이크로파이버 의 한 종류인 폴리아미드66를 분해하고 그 효율 을 평가하였다. 폴리아미드66의 분해효율을 평가 하고자 실험실 규모의 맞춤형 반응기를 직접 제 작하였으며, 자외선 광원의 파장과 이산화티타늄 주입농도를 영향인자로 평가하였다. 기존 연구자 들이 미세플라스틱 처리효과를 평가하기 위해 사 한국수처리학회지, 제 28 권 제 6 호, 2020. 12 Fig. 1. A representative UV reaction chamber 이산화티타늄 광촉매를 활용한 수중의 미세플라스틱 분해 평가 79 으로 제작하였다. 자외선의 누출을 막고 반사 효 의 속도로 페트리접시내의 정제수가 증발이 되는 것을 확인하였으며, 매 15시간 마다 정제수를 보 율을 높이기 위해서 반응기의 모든 면은 알루미 충하였다. 이는, 자외선 조사에 의해 페트리접시 늄 호일을 부착하였으며, 자외선 조사 시 반응기 내부의 온도 상승을 고려하여 상부 커버에 8개의 의 정제수가 완전 증발되면 접시 내 시료가 직접 적으로 광산화 반응이 일어나기 때문이다. 암실실 구멍을 뚫어 환기가 가능하게 하였다. 자외선램프 험을 수행하는 반응기를 A, UVA 광원에 의한 실 와 폴리아미드66이 담긴 페트리접시 사이의 거리 는 5 cm 고정하여 광원의 세기가 동일한 조건을 험을 수행하는 반응기를 B, 그리고 UVC 광원에 의한 실험을 수행하는 반응기를 C라고 명명하였 유지하였다. 으며, 각 반응기내에 있는 시료를 1과 2로 나타내 였으며, 시료 채취 시 개폐가 용이하도록 일체형 었다. 따라서 총 반응기 내에서 반응되고 있는 시 료는 A1, A2, B1, B2, C1, C2로 총 6개 이며, 반 2.3. 실험방법 및 분석 자외선 광원에 의한 광산화 및 광촉매 산화에 응기 내의 좌측에 있는 페트리접시는 폴리아미드 의한 폴리아미드66의 분해 실험은 Fig. 2와 같이 수행하였다. 광원이 없는 암실실험, 254 nm의 66 시료와 정제수만을, 그리고 우측의 페트리접시 는 폴리아미드66 시료, 정제수와 이산화티타늄 광 UVC 광원실험, 그리고 365 nm의 UVA 광원실험 촉매가 포함되어 있다. 을 통해 광원의 유무와 파장의 영향을 평가하였 또한 이산화티타늄의 주입량에 대한 영향을 평 다. 페트리접시에 담긴 각각의 폴리아미드66 시료 가하기 위해, UVC 광원이 있는 반응기 C에 5개 는 24시간 마다 꺼내서 무게를 측정하였으며, 최 의 각각 다른 농도의 이산화티타늄이 주입되어 종 105시간까지 실험을 실시하였다. 최종 반응시 간 선정은 선행 실험을 통해 얻었으며, 분해반응 있는 페트리접시를 넣고 48시간 동안 광분해 실 험을 실시하였다. 광촉매 분해를 통해 질량감소량 에 의해 폴리아미드66 시료의 질량감소가 80% 이 이 90% 이상이 되는 최적반응시간을 48시간으로 상을 달성했을 때를 최종 반응시간으로 선정하였 선정하였다. 폴리아미드66의 질량변화는 일반적으 로 사용되는 질량감소 방정식을 사용하였다[9]. 다. 이와 같은 이유는 질량감소가 거의 완벽하게 (＞99% 이상) 이루어지기 위해서는 반응시간이 최소 10일 이상 소요될 것으로 예상되어, 실험의 효율성을 갖기 위해 질량감소량을 80%로 선정하 였다. 1 m로 재단된 폴리아미드66 시료는 정제수 × (1) 50 ml가 담긴 페트리 접시에 주입하여 실험을 실 여기서, Mo는 물질의 초기질량이며, M은 반응 후 시하였으며, 실험시 반응기 내부의 온도는 34∼3 8℃로 유지되었다. 또한 선행 실험 결과 1.25 ml/h 물질의 최종질량이다. Langmuir – Hinshelwood (L-H) 반응속도 공식을 활용하여 자외선과 이산화 Fig. 2. Illustration of the experimental set-up KSWST Journal of Water Treatment Vol.28, No.6, December 2020 80 김종규 티타늄 광촉매에 의한 폴리아미드66의 분해 반응 ln (3) 속도를 도출하였다. 자외선과 이산화티타늄 광촉 매에 의한 수중의 유기오염물질 분해에 대한 유 사 1차 반응상수 kapp는 식 (2)와 같은 유사 1차 L-H 반응속도식을 통해 구할 수 있다고 알려져 있다[10]. kapp의 값은 plot의 선형회귀분석을 통해 구할 수 있으며, kapp는 반응속도를 정량화하고 kapp가 높을수록 유기오염물질의 분해 속도가 빠 르다는 것을 나타낸다. ln (2) 광분해에 의해 폴리아미드66의 표면형태변화는 전자파주사전자현미경(Scanning Electrone Microscope, 이하 SEM, Supra 55VP, ZEISS, Germany)를 사용 하였다. 그리고 분해 시 발생되는 부산물을 확인 하기 위해 Low range (3∼150 mg/L, LR, TNT 3-150, HACH)값을 적용하여 화학적 산소 소비량 (COD)을 측정하였다. 3. 결과 3.1. 폴리아미드66의 표면형태변화 여기서 C0는 정제수량에 대한 폴리아미드66의 초기 질량값(mg/L) 나타내며 C는 반응 후의 정제 수량에 대한 폴리아미드66의 질량값을, kapp는 반 응속도상수(min-1)이며, t는 반응시간이다. 유기오 염물질의 초기 농도가 초기 값의 절반으로 감소 하는 시간인 반감기(half-life)는 반응상수를 구하 기 위해서 사용하였다. 반감기는 식 (3)을 이용하 여 계산하였다[11]. 자외선 광원(UVA, UVC)과 이산화티타늄의 광 분해에 의한 폴리아미드66 표면의 형태학적 변화 를 평가하기 위해 처리후의 폴리아미드66 표면을 SEM을 통해 분석을 하였다. Fig. 3은 본 연구에 사용된 6개의 시료와 폴리아미드66 본래의 표면 을 분석한 SEM 결과이다. 시료 A1인 폴리아미드 66를 정제수에 주입한 사진은 폴리아미드66 본래 의 표면과 비교하여 거의 동일하며, 이는 정제수 Fig. 3. SEM image of PA66 microfibers after different degradation conditions are applied for 105 h 한국수처리학회지, 제 28 권 제 6 호, 2020. 12 이산화티타늄 광촉매를 활용한 수중의 미세플라스틱 분해 평가 81 Fig. 3. SEM image of PA66 microfibers after different degradation conditions are applied for 105 h 만으로는 어떠한 영향도 끼치지 않는다는 것을 알 수 있다. A2는 정제수에 포함된 폴리아미드66 에 이산화티타늄 광촉매만을 주입한 SEM 사진으 로 폴리아미드66 표면에 나노크기의 이산화티타 늄이 부착되어 있는 것을 확인할 수 있으며, 폴리 아미드66 표면은 큰 변화가 없는 것으로 판단된 다. B1은 폴리아미드66를 정제수 주입한 후 UVA 를 광원으로 변화를 분석한 결과이며, 표면에 작 은 구멍이 일부 발생한 것을 볼 수 있으며, 이는 UVA의 광원에 의한 광분해에 따른 것으로 판단 된다. 이산화티타늄 광촉매가 주입된 B2의 경우 는 표면에 구멍뿐만 아니라 전체적으로 형태가 약간 뒤틀려 있는 것을 알 수 있다. C1은 폴리아 미드66를 정제수 주입한 후 UVC를 광원으로 변 화를 분석한 결과이며, 표면에 발생된 구멍의 개 수가 UVA를 광원으로 B1과 비교하여 더 많은 것 으로, 이는 폴리아미드66을 분해하는 데는 UVA Fig. 4. The first experiment investigation degradation of the PA66 microfibers given different condition of UV and existence photocatalyst for 105 h 보다는 UVC가 좀 더 효과 높다는 것을 육안으로 확인할 수 있다. C2는 UVC 광원에 이산화티타늄 광촉매가 포함된 시료로, 전체적으로 표면의 많은 다. 자외선 광원과 이산화티타늄 주입이 없는 A1 부분이 분해된 것을 볼 수 있다. 이러한 결과는 (약 1%)는 거의 없었으며, 이산화티타늄 광촉매만 UVC의 광산화효과와 더불어 이산화티타늄의 광 주입된 A2의 경우는 Fig. 3 (A2)에 보이는 바와 촉매산화가 폴리아미드66을 효과적으로 분해 가 같이 주입된 나노크기의 이산화티타늄이 폴리아 능하다는 것을 확인할 수 있다[12]. 미드66 표면에 부착되어 미비하지만 전체 질량이 의 경우, 수화반응(Hydration)에 의한 질량의 변화 오히려 증가되는 결과(약 0.7%)가 나타났다. 따라 3.2. 폴리아미드66의 질량감소 서 광원이 없는 A1∼A2의 경우는 수화반응, 이산 두 종류의 자외선 광원과 이산화티타늄 광촉매 화티타늄의 폴리아미드66 표면 흡착 등에 의해 에 의한 폴리아미드66의 분해효율을 평가하기 위 폴리아미드66 질량의 변화는 있으나 아주 미미한 해 총 105시간 동안의 반응을 통해 질량감소량을 측정하였다. Fig. 4는 총 6개(A1∼C2)의 시료에 것으로 판단된다. 자외선 광원의 세기에 따른 폴 대해 반응시간에 따른 질량감소량을 보여주고 있 리아미드66의 질량감소량은 B1(UVA)과 C1(UVC) 의 비교를 통해 평가하였으며, 반응시간 105시간 KSWST Journal of Water Treatment Vol.28, No.6, December 2020 82 김종규 동안 B1은 최종 질소감소량이 8%, C1은 83.7%를 나타내었다. 이와 같은 결과는 기존의 연구결과와 마찬가지로 장파장인 UVA보다 단파장인 UVC가 폴리아미드66을 분해하는데 더 효과적인 것을 알 수 있다[12]. 또한 자외선 조사와 이산화티타늄 광촉매가 함께 주입된 시료인 B2와 C2는 최종 질 량감소량이 각각 26%, 27%로 나타났다. UVC 자 외선만을 조사한 C1(83.7%) 보다 질소감소량이 낮게 나타났으며, 이는 정제수 50 ml에 1 g의 이 산화티타늄을 주입한 이산화티타늄 주입농도가 광촉매 산화 효율을 극대화하기 위한 최적화 되 지 않았기 때문인 것으로 판단된다. 따라서 수중 의 폴리아미드66을 광촉매 산화를 통해 분해하기 위해 최적의 주입량 산정 평가를 실시하였다. 3.3. 이산화티타늄 주입농도에 따른 폴리아미드 66의 질량감소 이산화티타늄 광촉매를 주입하여 높은 폴리아 Fig. 5. The second experiment investigation degradation of PA66 under UVC with different concentration of TiO2 for 48 h. 미드66 분해 효율을 얻기 위해 최적의 이산화티 적화가 되지 않아 폴리아미드66 분해효율이 UVC 자외선만을 조사한 시료 C1 보다 낮은 분해효율 타늄 광촉매 주입량을 산정하였다. T1(0 mg/L), 을 얻었지만, Fig. 5에 보이는 바와 같이 이산화티 T2(100 mg/L), T3(500 mg/L), T4(1,000 mg/L) 그리 고 T5(20,000 mg/L)로 총 5개의 각각 다른 주입농 타늄 주입량이 최적화 될 때 이산화티타늄이 포 함된 시료가 UVC 자외선만을 조사한 시료보다 도를 선정하였으며, 자외선 광원은 UVC 이고 총 높은 분해효율을 얻을 수 있다. 반응시간은 48시간을 적용하였다. Fig. 5에 보이는 바와 같이, 이산화티타늄이 주입되지 않은 T1은 폴리아미드66의 분해가 반응시간 6시간까지는 1% 3.4. 이산화티타늄 주입농도에 따른 폴리아미드 66의 분해 반응속도 결과 경과 후 총 18%의 분해 효율을 나타내었다. 단지 식 (2)를 사용하여 이산화티타늄 주입농도에 따 른 폴리아미드66에 대한 반응속도상수 kapp를 계 UVC 광원의 광분해 효과만으로 폴리아미드66을 산하였다. Fig. 6은 ln(C/Co)와 시간에 대한 반응 분해한 것으로 앞서 Fig. 4에서 나타난 결과와 동 일하다. 이산화티타늄의 주입농도가 100 mg/L인 속도상수 kapp를 구하는 그래프를 나타내며 Table. 1은 이산화티타늄 주입농도에 따른 반응속도상수 T2의 경우는 반응시간이 경과됨에 따라 지속적으 와 반감기의 결과이다. 가장 높은 폴리아미드66 로 분해효율이 증가하였으며, 최종반응시간 48시 분해효율을 보인 T2의 경우 반응속도상수는 kapp = 7.0×10-2 h-1로 나타났으며 가장 낮은 분해효율 이하의 낮은 분해효율을 보였으나. 최종 48시간 간 경과 후 97%의 높은 분해효율을 나타내었다. T3(500 mg/L)은 최종 78%의 분해효율을 보였으 을 보인 T5는 0.3×10-2 h-1으로 나타났다. 따라서 며, T4(1,000 mg/L)와 T5(20,000 mg/L)는 각각 이산화티타늄 주입농도가 100 mg/L인 경우가 폴 24%와 14%의 분해효율을 보였다. 즉 최대 주입 농도와 최소 주입농도를 주입한 T5와 T1이 가장 리아미드66을 분해하는데 최적의 주입농도임을 낮은 폴리아미드66의 분해효율을 보였으며, 이와 된 T5, 경우 이산화티타늄이 전혀 주입되지 않은 같은 결과는 이산화티타늄을 활용한 수중의 유기 T1 보다 낮은 분해효율을 가짐으로 과도한 이산 물 분해 시 특정 농도 범위를 벗어난 이산화티타 화티타늄 주입은 자외선의 Photon을 방해하는 역 늄 주입농도는 유기물의 분해 속도를 떨어뜨릴 할을 해 결과적으로 분해효율을 저하시키는 결과 수 있다는 기존의 연구결과와 동일하다[13]. 즉, Fig. 4에서 이산화티타늄이 과도하게 주입되어 최 를 초래한다[13]. 10시간의 반감기를 가진 T2의 한국수처리학회지, 제 28 권 제 6 호, 2020. 12 알 수 있다. 또한 과도하게 이산화티타늄이 주입 결과와 같이 자외선 조사 하에 적절한 이산화티 이산화티타늄 광촉매를 활용한 수중의 미세플라스틱 분해 평가 타늄 주입량을 잘 산정한다면, 자외선과 이산화티 83 3.4. 폴리아미드66 분해에 의한 부산물 타늄을 활용한 고도산화처리 공정은 하·폐수처리 수화, 흡착, 광산화 및 광촉매 산화 반응의 분 장의 미세섬유 분해 공정으로 충분히 가능성은 해 메카니즘으로 인해 생성되는 폴리아미드66의 있다고 판단된다. 분해 부산물을 평가하기 위해 폴리아미드66의 질 량변화 실험(Fig. 4) 후에 발생된 상등수를 채수 하여 COD를 측정하였다. 순수한 정제수만을 측 정한 값은 Blank이며 low range (3∼150 mg/L) 시 약을 사용하여 측정한 COD 값은 검출한계(LOD) 수준의 결과를 나왔으며, Ultra low range를 적용 한 결과는 2.8 mg/L로 측정되었다. A1∼C2의 실 험조건은 Table 2에 나타내었다. 질량감소량이 미 미한 A1과 A2의 경우, 15.7 mg/L와 21.4 mg/L의 COD 값을 보여주고 있으며, 이는 수화반응과 흡 착반응에 의해 적은 양이지만 생성된 부산물이 존재하기 때문인 것으로 판단된다. UVA와 UVC 자외선이 각각 조사된 조건하에 이산화티타늄이 주입된 시료인 B2와 C2의 COD 값은 각각 8.8 mg/L와 9.8 mg/L로 이산화티타늄 주입 없이 자외 Fig. 6. ln(C/Co) versus time plots for the evaluation of the rate constant for kapp 48 h. Note that the red circles for T2 is overlapping with another symbols 선만을 조사한 B1(42 mg/L), C1(48.6 mg/L)과 비 교하여 매우 낮은 COD 값을 보여주고 있다. 즉 자외선과 이산화티타늄이 함께 주입된 광촉매 산 Table. 1. Apparent reaction rate constant (kapp) and half-life (t1/2) calculated for T1 to T5 Sample TiO2 dosage (mg/L) Mass Loss (%) Standard deviation (n=3) kapp (×10-2h-1) t1/2 (h) T1 0 18 1.3 0. 173 T2 100 97 2.0 7.0 10 T3 500 78 3.0 3.2 22 T4 10,000 24 1.2 0.6 116 T5 20,000 14 1.5 0.3 231 Table 2. The COD of the water where the PA66 were suspended and exposed to the different conditions of UV and photocatalyst (A1-C2). Blank refers to the reference water sample. * Sample Presence of PA66 Effect Degradation condition COD (mg/L) Blank No A1 Mass loss (%) Reference Deionized water + No light <LOD* - Yes Hydration Deionized water + No light 15.7±8.5 1 A2 Yes Adsorption Deionized water + No light + TiO2 21.4±9.0 -0.7 B1 Yes Photo-oxidation Deionized water + UVA 42.0±8.2 8 B2 Yes Photocatalysis Deionized water + UVA + TiO2 8.8±4.4 26 C1 Yes Photo-oxidation Deionized water + UVC 48.6±7.5 83 C2 Yes Photocatalysis Deionized water + UVC + TiO2 9.8±5.5 27 LOD (Limit of detection) estimated at 2.8 mg/L KSWST Journal of Water Treatment Vol.28, No.6, December 2020 84 김종규 화 반응은 폴리아미드66의 부산물을 완전 산화시 toxicological profile, Environmental Toxicology 켜 무한한 형태의 물과 이산화탄소로 전환이 가 and Pharmacology, 68:6174. 능할 것으로 판단된다. 이와 같은 결과는 광촉매 [3] Browne, MA, et al., (2011) Accumulation of 산화는 미세플라스틱 분해 부산물의 발생률을 낮 microplastic on shorelines worldwide: Sources 출 수 있으며, 이것은 하·폐수처리장에서 미세플 and sinks, Environ. Sci. Technol., 45(21):9175– 라스틱을 처리하는 잠재적인 기술이 될 가능성이 있다는 것을 의미한다. 9179. [4] Peller, JR, Eberhardt, L, Clark, R, Nelson, C, Kostelnik, E, Iceman, C (2019) Tracking the 4. 결론 distribution of microfiber pollution in a southern Lake Michigan watershed through the 본 연구는 하·폐수처리장에서 미세플라스틱을 analysis of water, sediment and air, Environ. 처리하는 잠재적 기술로서의 자외선 광원 기반 광촉매 산화를 활용하여 마이크로파이버의 한 종 [5] Besseling, E, Wegner, A, Foekema, EM, Van 류인 폴리아미드66를 분해하고 그 효율을 평가하 Den Heuvel-Greve EJ, Koelmans, AA (2013) 였다. 폴리아미드66 분해를 위한 최적의 광산화, 광촉매 반응조건은 자외선광원으로는 UVC를 사 Effects of microplastic on fitness and PCB 용하고, marina (L.), Environ. Sci. Technol., 47(1):593– 이산화티타늄 광촉매 주입농도가 100 Sci. Process. Impacts, 21(9):1549–1559. bioaccumulation by the lugworm Arenicola mg/L 일 때였으며, 그 결과 반응시간 48시간 동 안 총 97%의 질량감소률 얻었다. 또한 이산화티 [6] Bergmann, M, Gutow, L Klages, M (2015) 타늄 광촉매가 주입된 광촉매 산화가 자외선만을 Marine anthropogenic litter, Mar. Anthropog. 조사한 광산화에 비해 분해부산물의 발생이 적게 나타났으며, 이러한 결과는 광촉매 산화가 하·폐 수처리장에서 미세플라스틱을 처리하는 잠재적인 600. Litter, 1:1–447. [7] Xu, X, Hou, Q, Xue, Y, Jian, Y, Wang, LP (2018) Pollution characteristics and fate of 기술이 될 가능성이 있다는 것을 의미한다. 광촉 microfibers 매를 활용한 고도산화처리 공정 자체를 독립적으 dyeing wastewater treatment plant, Water Sci. 로 운영하는 것은 적합하지 않을 수 있지만, 응 집, 부유 또는 여과공정을 통한 미세플라스틱 제 거 공정의 전처리 단계에 적용하면 환경적, 경제 적으로 우위를 점할 수 있을 것이라 판단된다. in the wastewater from textile Technol., 78(10):2046–2054 [8] Bratovcic, A (2017) Degradation of Micro- and Nano-Plastics by Photocatalytic Methods, J. Nanosci. Nanotechnol. Appl., 3(3):1–9. [9] Ali, SS, Qazi, IA, Arshad, MKZ, Voice, TC, 사사 Mehmood, CT (2016) Photocatalytic degradation of low density polyethylene (LDPE) films using 본 연구는 2020년도 신한대학교 학술연구비 지 원으로 연구되었습니다. titania nanotubes, Environ. Nanotechnology, Monit. Manag., 5:44–53. [10] Lim, S, Nguyen-Phan, TD, Shin, EW (2011) References Effect of Heat Treatment Temperatures on Photocatalytic Degradation of Methylene Blue [1] Avio, CG, Gorbi, S, Regoli, F (2017) Plastics and microplastics in the oceans: From emerging by Mesoporous Titania, Apple. Chem. Eng, 22(1):61-66. pollutants to emerged threat, Mar. Environ. Res., 128:2–11. [11] Ma, Y, Huang, A, Cao, S, Sun, F, Wang, L, [2] Alimba, CG, Faggio, C (2019) Microplastic ain and microplastics on toxicity, bioaccumulation, the marine environmental environment: pollution trends in and environmental fate of phenanthrene in fresh mechanisms of water, Environ. Pollut., 219:166–173. Current and Guo, H, Ji, R (2016) Effects of nanoplastics 한국수처리학회지, 제 28 권 제 6 호, 2020. 12 이산화티타늄 광촉매를 활용한 수중의 미세플라스틱 분해 평가 [12] Roger, A, Sallet, D, of Aliphatic Photochemistry Lemaire, J (1986) Polyamides. 4. [13] Saquib, M, Muneer, M (2003) TiO2/mediated photocatalytic degradation of a triphenylmethane Mechanisms of Photooxidation of Polyamides 6, dye(gentian 11, Dye. Pigment., 56(1):37–49. and 12 at Long Wavelengths, 85 violet), in aqueous suspensions, Macromolecules, 19:579–584. KSWST Journal of Water Treatment Vol.28, No.6, December 2020
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