혼합균에서 분리 배양한 황환원균에 의해 발생되는 황화수소가 염소계유기오염물질인 트리클로로에틸렌의 환원에 어떠한 영향을 미치는지, 또한 염소계유기오염물질에 대한 환원력이 있다고 알려진 2가철은 황화수소가 존재할 경우 트리클로로에틸렌의 환원과 어떠한 관계에 있는지를 알아보기 위하여 본 실험을 수행하였다. 황환원균에 독성을 나타내지 않는 수준의 트리클로로에틸렌의 농도에서 황화수소 발생 및 트리클로로에틸렌의 분해 실험을 수행한 결과 황산염의 환원으로 발생한 황화수소의 농도는 4.38 mM, 트리클로로에틸렌의 농도는 큰 변화가 없는 것으로 관찰되었으며 이를 통하여 황환원균에 의해 발생되는 황화수소의 농도가 트리클로로에틸렌을 환원시키기에는 부족하다는 것을 알 수 있었다. 그러나 황화수소의 농도가 위 실험에서 발생된 농도보다 100배 정도 높을 경우(438 mM)에는 트리클로로에틸렌에 대한 환원력이 있음을 확인하였다. 대표적인 산화철인 $Fe_2O_3$(3가철)를 첨가하였을 경우, 황환원균의 생장에 따라 황화수소, 2가철 및 트리클로로에틸렌의 농도변화를 관찰하였으며 이를 통하여 황환원균에 의해서 발생된 황화수소가 산화되면서 3가의 산화철을 2가철로 환원시키고 황화수소에 의하여 환원된 2가철이 트리클로로에틸렌을 분해하여 농도를 감소시키는 것을 확인하였다. 위의 실험결과를 바탕으로 낮은 농도의 황화수소는 트리클로로에틸렌의 환원에 영향을 미치지 못하며 다만, 황화수소에 의해 환원된 2가철이 트리클로로에틸렌을 분해시키는 주요한 요인임을 알 수 있었다. 또한 실제 해수중에서 황환원균과 $Fe_2O_3$가 공존할 경우의 트리클로로에틸렌의 제거 효과를 살펴보기 위한 실험을 한 결과 황환원균이 황화수소를 생성하여 트리클로로에틸렌의 제거에 영향을 줄 수 있는 반응들은 황환원균 생장에 필수적인 탄소원의 농도가 확보될 때 가능하다는 결론을 얻을 수 있었다.
혼합균에서 분리 배양한 황환원균에 의해 발생되는 황화수소가 염소계유기오염물질인 트리클로로에틸렌의 환원에 어떠한 영향을 미치는지, 또한 염소계유기오염물질에 대한 환원력이 있다고 알려진 2가철은 황화수소가 존재할 경우 트리클로로에틸렌의 환원과 어떠한 관계에 있는지를 알아보기 위하여 본 실험을 수행하였다. 황환원균에 독성을 나타내지 않는 수준의 트리클로로에틸렌의 농도에서 황화수소 발생 및 트리클로로에틸렌의 분해 실험을 수행한 결과 황산염의 환원으로 발생한 황화수소의 농도는 4.38 mM, 트리클로로에틸렌의 농도는 큰 변화가 없는 것으로 관찰되었으며 이를 통하여 황환원균에 의해 발생되는 황화수소의 농도가 트리클로로에틸렌을 환원시키기에는 부족하다는 것을 알 수 있었다. 그러나 황화수소의 농도가 위 실험에서 발생된 농도보다 100배 정도 높을 경우(438 mM)에는 트리클로로에틸렌에 대한 환원력이 있음을 확인하였다. 대표적인 산화철인 $Fe_2O_3$(3가철)를 첨가하였을 경우, 황환원균의 생장에 따라 황화수소, 2가철 및 트리클로로에틸렌의 농도변화를 관찰하였으며 이를 통하여 황환원균에 의해서 발생된 황화수소가 산화되면서 3가의 산화철을 2가철로 환원시키고 황화수소에 의하여 환원된 2가철이 트리클로로에틸렌을 분해하여 농도를 감소시키는 것을 확인하였다. 위의 실험결과를 바탕으로 낮은 농도의 황화수소는 트리클로로에틸렌의 환원에 영향을 미치지 못하며 다만, 황화수소에 의해 환원된 2가철이 트리클로로에틸렌을 분해시키는 주요한 요인임을 알 수 있었다. 또한 실제 해수중에서 황환원균과 $Fe_2O_3$가 공존할 경우의 트리클로로에틸렌의 제거 효과를 살펴보기 위한 실험을 한 결과 황환원균이 황화수소를 생성하여 트리클로로에틸렌의 제거에 영향을 줄 수 있는 반응들은 황환원균 생장에 필수적인 탄소원의 농도가 확보될 때 가능하다는 결론을 얻을 수 있었다.
Sulfate reducing bacteria (SRB) is universally distributed in the sediment, especially in marine environment. SRB reduce sulfate as electron acceptor to hydrogen sulfide in anaerobic condition. Hydrogen sulfide is reducing agent enhancing the reduction of the organic and inorganic compounds. With SR...
Sulfate reducing bacteria (SRB) is universally distributed in the sediment, especially in marine environment. SRB reduce sulfate as electron acceptor to hydrogen sulfide in anaerobic condition. Hydrogen sulfide is reducing agent enhancing the reduction of the organic and inorganic compounds. With SRB, therefore, the degradability of organic contaminants is expected to be enhanced. Ferrous iron reduced from the ferric iron which is mainly present in sediment also renders chlorinated organic compounds to be reduced state. The objectives of this study are: 1) to investigate the reduction of TCE by hydrogen sulfide generated by tht growth of SRB, 2) to estimate the reduction of TCE by ferrous iron generated due to oxidation of hydrogen sulfide, and 3) to illuminate the interaction between SRB and ferrous iron. Mixed bacteria was cultivated from the sludge of the sewage treatment plant. Increasing hydrogen sulfide and decreasing sulfate confirmed the existence of SRB in mixed culture. Although hydrogen sulfide lonely could reduce TCE, the concentration of hydrogen sulfide produced by SRB was not sufficient to reduce TCE directly. With hematite as ferric iron, hydrogen sulfide produced by SRB was consumed to reduce ferric ion to ferrous ion and ferrous iron produced by hydrogen sulfide oxidation decreased the concentration of TCE. Tests with seawater confirmed that the activity of SRB was dependent on the carbon source concentration.
Sulfate reducing bacteria (SRB) is universally distributed in the sediment, especially in marine environment. SRB reduce sulfate as electron acceptor to hydrogen sulfide in anaerobic condition. Hydrogen sulfide is reducing agent enhancing the reduction of the organic and inorganic compounds. With SRB, therefore, the degradability of organic contaminants is expected to be enhanced. Ferrous iron reduced from the ferric iron which is mainly present in sediment also renders chlorinated organic compounds to be reduced state. The objectives of this study are: 1) to investigate the reduction of TCE by hydrogen sulfide generated by tht growth of SRB, 2) to estimate the reduction of TCE by ferrous iron generated due to oxidation of hydrogen sulfide, and 3) to illuminate the interaction between SRB and ferrous iron. Mixed bacteria was cultivated from the sludge of the sewage treatment plant. Increasing hydrogen sulfide and decreasing sulfate confirmed the existence of SRB in mixed culture. Although hydrogen sulfide lonely could reduce TCE, the concentration of hydrogen sulfide produced by SRB was not sufficient to reduce TCE directly. With hematite as ferric iron, hydrogen sulfide produced by SRB was consumed to reduce ferric ion to ferrous ion and ferrous iron produced by hydrogen sulfide oxidation decreased the concentration of TCE. Tests with seawater confirmed that the activity of SRB was dependent on the carbon source concentration.
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문제 정의
TCE의 독성으로 황환원균의 생장에 영향을 미쳐 이에 의한 황화수소의 생성이 저해되는지를 확인하기 위하여 실험을 수행하였다. 500 mL의 배양용기에 배지 500 mL를 주입하고 황환원균을 접종한 후, 각각의 시료에 TCE의 농도가 0, 30 mg/L가 되도록 TCE를 주입하였다.
따라서 본 연구에서는 TCE로 오염된 퇴적토를 정화하기 위한 방법으로 퇴적토에 많이 서식하고 있는 황환원균과 퇴적토에 분포하고 있는 3가철산화물을 이용하여 보다 효율적인 자연정화가 가능한 지를 알아보기 위한 실험을 진행하였다. 우선적으로 TCE에 대한 미생물의 독성영향을 평가하고, 황환원균의 대사로 발생하는 황화수소의 농도를 철산화물의 유무에 따라 관찰하고 이에 따른 TCE의 농도변화, 용액상과 고체상의 2가철의 농도변화를 비교하여 종합적으로 철산화물이 존재하는 자연환경에서 황환원균에 의해 TCE가 제거되는지 그리고 제거과정의 특징을 살펴보았다.
본 연구는 퇴적토에 서식하고 있는 황환원균과 토양의 일반적인 철산화물인 Fe2O3를 이용하여 대표적인 유기오염물질인 TCE를 환원제거하기 위한 연구이다. 황환원균이 환원시켜 발생하는 황화수소가 직접적으로 TCE에 작용을 하여 TCE를 제거하고 또한 황화수소에 의해 환원된 2가철에 의해서도 TCE를 제거할 수 있다는 것을 증명하기 위한 실험을 수행하였고 그 효과를 확인하였다.
2에 따르면 황환원균의 생장에 의해 황산염이 환원되어 황화수소가 생성되긴 하지만, 생성된 황화수소에 의해서는 TCE가 환원되지 않는 것을 확인했다. 황환원균을 접종하지 않은 상태에서 황화수소에 의한 TCE의 환원 가능성을 알아보기 위하여 이의 농도를 변화하면서 실험을 진행하였다. 이를 위해 황화수소를 4.
황환원균의 생장에 따라 황산염을 환원시켜 황화수소를 생성하는 경향을 파악하고 생성된 황화수소로 TCE가 제거 될 수 있는지를 알아보기 위한 실험을 수행하였다. 30 mL의 vial에 실험에 사용된 배지는 질소가스로 치환하고 가압 멸균한 배지를 주입하고 위의 절과 동일한 조건으로 TCE를 첨가하였다.
황환원균의 생장에 의해서 황화수소가 생성되었을 때, 황화수소에 의해서 3가철이 2가철로 환원이 되는지, 또한 환원이 된다면 환원된 2가철에 의해서 TCE가 제거가 되는지를 알아보기 위한 실험을 진행하였다. 30 mL vial에 Fe2O3를 3g씩 넣은 뒤에 위의 실험과 같은 방식으로 배지를 채우고 황환원균과 NaN3를 접종한 뒤 TCE를 30 mg/L를 주입하였다.
황환원균이 Fe2O3와 공존할 때, 실제 해수환경에서도 TCE가 제거됨을 확인하기 위한 실험을 진행하였다. 해수는 인천 국제공항 인근의 을왕리 해변에서 채취하였고, 사전 분석결과 황산염의 농도는 실험에 사용한 배지의 농도인 1800 mg/L로 나타났지만 황환원균의 탄소원으로 사용될 수 있는 총유기탄소(TOC)는 배지의 농도인 628 mg/L 보다 적은 1.
를 이용하여 대표적인 유기오염물질인 TCE를 환원제거하기 위한 연구이다. 황환원균이 환원시켜 발생하는 황화수소가 직접적으로 TCE에 작용을 하여 TCE를 제거하고 또한 황화수소에 의해 환원된 2가철에 의해서도 TCE를 제거할 수 있다는 것을 증명하기 위한 실험을 수행하였고 그 효과를 확인하였다.
제안 방법
황환원균의 생장에 따라 황산염을 환원시켜 황화수소를 생성하는 경향을 파악하고 생성된 황화수소로 TCE가 제거 될 수 있는지를 알아보기 위한 실험을 수행하였다. 30 mL의 vial에 실험에 사용된 배지는 질소가스로 치환하고 가압 멸균한 배지를 주입하고 위의 절과 동일한 조건으로 TCE를 첨가하였다. 비교군으로써 황환원균의 생장을 막기 위해 sodium-azide(NaN3)를 200 mg/L의 농도로 주입하였다.
TCE의 독성으로 황환원균의 생장에 영향을 미쳐 이에 의한 황화수소의 생성이 저해되는지를 확인하기 위하여 실험을 수행하였다. 500 mL의 배양용기에 배지 500 mL를 주입하고 황환원균을 접종한 후, 각각의 시료에 TCE의 농도가 0, 30 mg/L가 되도록 TCE를 주입하였다. 준비된 시료는 밀봉한 후에 30°C의 차광된 교반배양기에서 배양하며 시간에 따른 TCE의 농도와 생균수의 변화를 관찰하였다.
Fe2O3 첨가 시 황환원균의 생장으로 이 3가철이 2가로 환원되며 이 환원 된 2가철에 의해 TCE가 제거되는 지를 실험하였다. 황환원균의 생장기간 동안 수용액상 및 고체상 2가철의 농도가 황환원균을 접종하지 않은 반응기에 비해 농도가 지속적으로 증가하는 것을 보았다.
TCE가 황환원균에 독성여부에 대한 실험결과, 본 연구에서는 30 mg/L 이하의 TCE는 황환원균의 생장에 영향이 없어, TCE 농도를 30 mg/L로 하여 연구를 진행하였다. 500여 시간동안의 황환원균의 생장과 그로 인해 발생하는 황화수소와 TCE의 농도변화를 살펴본 결과, 황환원균의 생장은 4.
7 M HNO3를 혼합한 후 ammonia acetate buffer(10% ammonium acetate)와 ferrozine reagent를 일정량 첨가하여 3분간 정치 후 발색시켜 파장 562 nm에서 UV-vis spectrometer(Shimadzu UV mini 1240, Japan)으로 측정하였다. 고체상에 흡착된 2가철 이온은 시료를 원심분리후 혐기성조건에서 상등액을 제거한 시료에 0.35 M의 HNO3를 첨가하여 실온에서 24시간 추출 후 위와 동일한 방법으로 발색시켜 측정하였다.
30 mL vial에 Fe2O3를 3g씩 넣은 뒤에 위의 실험과 같은 방식으로 배지를 채우고 황환원균과 NaN3를 접종한 뒤 TCE를 30 mg/L를 주입하였다. 또한 3가철과 TCE의 존재에 따른 황환원균의 생장의 변화를 보기 위해 배지와 황환원균만을 주입한 실험도 진행하였다. 시간에 따라 각 샘플에서 TCE, 황화수소, 황산염, CFU, 액상 및 고체상의 2가철 (Fe2+)을 분석하였다.
마지막으로 이러한 기작이 해수환경에서 발생할 수 있는 지의 가능성을 실험하였다. 하지만 해수는 황산염의 농도를 제외하고 황환원균이 황산염을 환원하는데 필수적인 탄소원의 농도가 배지보다 낮아, 황환원균에 의한 황화수소의 생성이나 황산염의 감소가 뚜렷하게 보이지 않았고 이로 인하여 Fe2O3의 환원에 의한 2가철의 발생 및 TCE의 제거도 관찰되지 않았다.
우선적으로 TCE에 대한 미생물의 독성영향을 평가하고, 황환원균의 대사로 발생하는 황화수소의 농도를 철산화물의 유무에 따라 관찰하고 이에 따른 TCE의 농도변화, 용액상과 고체상의 2가철의 농도변화를 비교하여 종합적으로 철산화물이 존재하는 자연환경에서 황환원균에 의해 TCE가 제거되는지 그리고 제거과정의 특징을 살펴보았다. 마지막으로 채취한 해수를 이용하여 위와 같은 실험을 진행함으로써 실제 해양환경에서의 TCE의 자연정화가능성도 평가하였다.
30 mL의 vial에 실험에 사용된 배지는 질소가스로 치환하고 가압 멸균한 배지를 주입하고 위의 절과 동일한 조건으로 TCE를 첨가하였다. 비교군으로써 황환원균의 생장을 막기 위해 sodium-azide(NaN3)를 200 mg/L의 농도로 주입하였다. 외부로부터의 오염을 방지하기 위해 실험에 사용된 초자류 등은 모두 가압멸균 후 사용하였으며 혐기성을 유지하고 휘발에 의한 손실을 최소화 하고 상온에서 회전과 동시에 교반하여 시간에 따라 3개씩의 vial을 소모하며 환원되어 발생한 황화수소와 CFU, 그리고 TCE의 농도를 측정하였다.
상등액 중의 2가철은 0.2 µm의 필터를 통과시킨 후 액상 시료와 동량의 0.7 M HNO3를 혼합한 후 ammonia acetate buffer(10% ammonium acetate)와 ferrozine reagent를 일정량 첨가하여 3분간 정치 후 발색시켜 파장 562 nm에서 UV-vis spectrometer(Shimadzu UV mini 1240, Japan)으로 측정하였다.
또한 3가철과 TCE의 존재에 따른 황환원균의 생장의 변화를 보기 위해 배지와 황환원균만을 주입한 실험도 진행하였다. 시간에 따라 각 샘플에서 TCE, 황화수소, 황산염, CFU, 액상 및 고체상의 2가철 (Fe2+)을 분석하였다.
14 mg/L로 배지의 628 mg/L에 비해 매우 낮았다. 실험은 해수에 Fe2O3를 첨가한 것과 첨가하지 않은 것, 그리고 TOC와 관계하여 해수에 배지와 같은 농도로 젖산(lactate)을 넣은 것을 비교하였다.
비교군으로써 황환원균의 생장을 막기 위해 sodium-azide(NaN3)를 200 mg/L의 농도로 주입하였다. 외부로부터의 오염을 방지하기 위해 실험에 사용된 초자류 등은 모두 가압멸균 후 사용하였으며 혐기성을 유지하고 휘발에 의한 손실을 최소화 하고 상온에서 회전과 동시에 교반하여 시간에 따라 3개씩의 vial을 소모하며 환원되어 발생한 황화수소와 CFU, 그리고 TCE의 농도를 측정하였다.
따라서 본 연구에서는 TCE로 오염된 퇴적토를 정화하기 위한 방법으로 퇴적토에 많이 서식하고 있는 황환원균과 퇴적토에 분포하고 있는 3가철산화물을 이용하여 보다 효율적인 자연정화가 가능한 지를 알아보기 위한 실험을 진행하였다. 우선적으로 TCE에 대한 미생물의 독성영향을 평가하고, 황환원균의 대사로 발생하는 황화수소의 농도를 철산화물의 유무에 따라 관찰하고 이에 따른 TCE의 농도변화, 용액상과 고체상의 2가철의 농도변화를 비교하여 종합적으로 철산화물이 존재하는 자연환경에서 황환원균에 의해 TCE가 제거되는지 그리고 제거과정의 특징을 살펴보았다. 마지막으로 채취한 해수를 이용하여 위와 같은 실험을 진행함으로써 실제 해양환경에서의 TCE의 자연정화가능성도 평가하였다.
황환원균을 접종하지 않은 상태에서 황화수소에 의한 TCE의 환원 가능성을 알아보기 위하여 이의 농도를 변화하면서 실험을 진행하였다. 이를 위해 황화수소를 4.38 mM, 43.8 mM, 438 mM이 되도록 주입하고 시간에 따른 TCE의 농도변화를 측정하였다.
이후 filtravette의 시료를 microluminometer로 옮겨 bacterial releasing agent(BRA) 2방울과 Luciferin/Luciferase agent (L/L) 50 µl를 주입하여 ATP를 측정하였다(Profile-1 bioluminometer Model3550ib, New Horizons Dianostrics Co. USA).
준비된 시료는 밀봉한 후에 30°C의 차광된 교반배양기에서 배양하며 시간에 따른 TCE의 농도와 생균수의 변화를 관찰하였다.
컬럼은 capillary column(30 × 0.25 mM i.d., Alltech)을 사용하였으며, 오븐의 내부온도는 100°C, 주입부는 260°C, 검출부는 280°C의 조건으로 측정하였다.
하지만 위의 실험결과를 토대로 황화수소에 의한 TCE 의 환원력을 확인하고자 황화수소의 농도를 황환원균에 의해 생성된 4.38 mM 및 더 높은 43.8 mM과 438 mM 로 적용하였다. 이전의 결과와 동일하게 황환원균이 존하지 않은 상태에서의 4.
황화수소의 농도에 따라 황환원균의 작용이 없이도 TCE의 분해가 가능한 지를 확인하기 위해 30 mL의 vial에 황화수소의 농도를 2.3.절의 실험에서 황환원균에 의해서 발생한 농도인 4.38 mM로 주입한 것과 43.8 mM, 438 mM로 증가시킨 것을 비교하여 시간에 따른 TCE의 농도 변화를 측정했다.
황환원균의 생장에 따라 황산염을 환원시켜 황화수소를 생성하는 경향을 파악하고 생성된 황화수소에 의해 TCE가 환원제거 될 수 있는지를 알아보기 위한 실험을 수행하였고 그 결과를 Fig. 2에 나타내었다. 약 500시간 동안의 실험기간 동안 CFU는 100시간까지 빠르게 성장을 하다가 이후 일정한 l07 cell/L의 농도를 일정하게 유지하는 것을 확인하였다.
황환원균의 생장에 의해서 황화수소가 생성되었을 때, 황화수소에 의해서 3가철이 2가철로 환원되는지, 또한 환원된다면 환원된 2가철에 의해서 TCE가 제거가 되는지를 알아보기 위한 실험을 수행하였고 그 결과를 Fig. 4(a)-(c)에서 보여주고 있다. 우선 3가철이 황환원균의 생장에 미치는 영향을 알아보기 위하여 Fe2O3의 투입여부에 따른 CFU를 비교하고 그 때 TCE의 농도를 Fig.
황환원균이 포함된 샘플 50 µL를 여과지가 장착된 filtravette에 주입하고 somatic cell releasing agent(SRA) 3방울을 주입한 후 압력을 가하여 비생물학적 ATP(adenosine triphosphate)를 분리배출 하였다.
대상 데이터
배지의 구성 성분은 Table 1에 나타내었고 조제한 배지는 121°C에서 15분간 가압멸균하고 pH 7.2~7.4로 조절한 후에 사용하였으며, 황환원균은 30°C의 암소에서 주기적으로 계대배양 하였다.
실험에 사용한 TCE은 순도 99.5+% a.c.s급 시약으로 Aldrich사에서 구입하였으며, 3가철산화물은 역시 Aldrich사에서 구입한 Fe2O3 powder(< 5micron, 99+%)를 사용하였다.
실험에 사용한 황환원균은 토양미생물 실험법의 황산염 환원균 배지에 중랑하수처리장의 혐기성 슬러지를 배양하여 사용하였다. 배지의 구성 성분은 Table 1에 나타내었고 조제한 배지는 121°C에서 15분간 가압멸균하고 pH 7.
위와 같은 반응이 실제 해수에서도 발생하는지를 확인하기 위하여 인천광역시 을왕리에서 채취한 해수를 실험에 사용하였으며 분석결과 해수의 황산염의 농도는 배지와 비슷했다. 하지만 해수의 TOC값은 1.
이론/모형
Sulfate의 농도는 Ion chromatography(9100 system, Younglin Co., Korea)로 측정하였으며, 검출기와 컬럼은 각각 Waters 432 conductivity detector, Waters IC-PakAnion column(4.6 mM × 75 mM, Younglin Co., Korea)을 사용하였으며, pH와 ORP의 측정은 Orion사의 685 model을 사용하였다(Bak et al., 1991).
성능/효과
또한 Fe2O3의 주입유무에 따른 황화수소의 농도 변화를 살펴보면(Fig. 4(b)) Fe2O3를 주입하지 않은 반응기에서는 시간에 따라 황화수소의 농도가 4.38 mM까지 증가하는 것을 볼 수 있으나 Fe2O3가 존재하는 경우는 상대적으로 그 농도가 1 mM 이하로 낮은 상태가 유지되었다. 이것은 황 환원균에 의해 생성된 황화수소가 반응기 속에 있는 3가 철을 환원시키면서 자신은 황산염으로 산화가 되는 것으로 판단된다.
TCE가 황환원균에 독성여부에 대한 실험결과, 본 연구에서는 30 mg/L 이하의 TCE는 황환원균의 생장에 영향이 없어, TCE 농도를 30 mg/L로 하여 연구를 진행하였다. 500여 시간동안의 황환원균의 생장과 그로 인해 발생하는 황화수소와 TCE의 농도변화를 살펴본 결과, 황환원균의 생장은 4.38 mM에 해당하는 황화수소를 발생하지만, 이 농도는 TCE의 농도 변화에는 영향을 미치지 못하는 것으로 보인다.
Fig. 3에서 4.38 mM의 황화수소에 의해서는 TCE가 제거 되지 않는 것으로 밝혀졌고, 본 실험에서 Fe2O3가 존재하는 반응기의 황화수소의 농도는 약 1 mM로 TCE의 제거에 영향을 미치지 않을 것이라고 가정하였을 때, TCE의 제거는 결국 황화수소에 의해 환원된 2가철에 의한 것으로 보인다. 철에 의한 TCE의 반응은 앞선 황화수소에 의한 결과와 같이 pseudo-first-order kinetic model로 설명할 수 있고 그 결과를 Table 3에 비교정리하였다.
1에 나타내었다. TCE를 30 mg/L로 주입한 결과와 주입하지 않은 것의 시간에 따른 생균수를 관찰한 결과, Fig. 1에 나타난 바와 같이 TCE를 주입한 것과 주입하지 않은 것의 황환원균의 성장 경향이 유사하게 나타났다. 성장 경향은 초기 20시간까지 급속하게 증가하였다가 약 70시간까지 일정하게 유지되는 것으로 나타났으며 이러한 결과를 바탕으로 TCE의 농도 30 mg/L까지는 황환원균의 생장에 독성 영향을 미치지 않아 황환원균은 황산염을 황화수소로 환원할 수 있는 것으로 보인다.
1에 나타난 바와 같이 TCE를 주입한 것과 주입하지 않은 것의 황환원균의 성장 경향이 유사하게 나타났다. 성장 경향은 초기 20시간까지 급속하게 증가하였다가 약 70시간까지 일정하게 유지되는 것으로 나타났으며 이러한 결과를 바탕으로 TCE의 농도 30 mg/L까지는 황환원균의 생장에 독성 영향을 미치지 않아 황환원균은 황산염을 황화수소로 환원할 수 있는 것으로 보인다.
2에 나타내었다. 약 500시간 동안의 실험기간 동안 CFU는 100시간까지 빠르게 성장을 하다가 이후 일정한 l07 cell/L의 농도를 일정하게 유지하는 것을 확인하였다. 황환원균이 생장하는 동안 황화수소는 4.
약 500여 시간 동안의 반응 결과 438 mM의 황화수소는 30 mg/L로 주입된 TCE에 대하여 56%의 제거율을 보였고 반응속도 상수가 2 × 10−3 h−1인반면에 농도가 43.8 mM일때는 제거율 39%와 반응속도 상수는 2 × 10−3 h−1였다.
2는 황완원균의 성장으로 인하여 강한 환원력을 지닌 황화수소가 생성이 되지만 이에 따른 TCE의 농도변화는 뚜렷하지 않았다. 이것으로 본 실험에 사용된 황환원균으로부터 발생한 농도의 황화수소만으로는 TCE의 제거가 되지 않는 것으로 판단된다.
이에 따르면 Fe2O3를 주입하고 황환원균을 접종한 반응기에서의 제거효율과 반응속도상수는 각각 78%와 0.31로 이것은 438 mM의 황화수소를 주입하여 TCE를 환원한 경우(Table 2)보다 환원된 상태의 철이 관여할 경우 훨씬 많은 양의 TCE를 빠르게 환원시킬 수 있다는 것을 의미한다.
8 mM일때는 제거율 39%와 반응속도 상수는 2 × 10−3 h−1였다. 이전 실험과 같은 농도인 4.38 mM에서는 2%의 제거율로 거의 제거가 되지 않는 것을 볼 수 있는데 이는 본 실험에 사용된 조건에서 황환원균에 의해 생성되는 황화수소에 의해서는 TCE가 제거 되지 않는다는 것을 보여주는 결과이다.
8 mM과 438 mM 로 적용하였다. 이전의 결과와 동일하게 황환원균이 존하지 않은 상태에서의 4.38 mM에 해당하는 황화수소는 TCE를 환원하지 못했고 43.8 mM과 438 mM로 황화수소의 농도가 증가할수록 TCE 제거의 반응속도와 제거효율이 동시에 상승하는 것을 확인할 수 있었고 이로써 황화수소로 TCE의 환원이 가능하다는 부가적인 사실을 확인할 수 있었다.
해수를 이용한 실험에서도 앞의 실험과 동일한 크기의 30 mL vial에 배지에서 배양한 미생물 및 TCE의 주입방법은 동일하게 진행하였다. 하지만 해수를 이용한 TCE의 환원실험에서도 약 250시간을 진행한 결과 황환원균의 농도는 모든 반응기에서 106 cell/L까지 상승하여 유지되므로 이전 실험과 상이한 점은 보이지 않았다(Fig. 5(a)).
와 공존할 때, 실제 해수환경에서도 TCE가 제거됨을 확인하기 위한 실험을 진행하였다. 해수는 인천 국제공항 인근의 을왕리 해변에서 채취하였고, 사전 분석결과 황산염의 농도는 실험에 사용한 배지의 농도인 1800 mg/L로 나타났지만 황환원균의 탄소원으로 사용될 수 있는 총유기탄소(TOC)는 배지의 농도인 628 mg/L 보다 적은 1.14 mg/L로 나타나 미생물 배지를 사용한 실험조건은 특히 총 유기탄소가 매우 높았음을 확인하였다.
첨가 시 황환원균의 생장으로 이 3가철이 2가로 환원되며 이 환원 된 2가철에 의해 TCE가 제거되는 지를 실험하였다. 황환원균의 생장기간 동안 수용액상 및 고체상 2가철의 농도가 황환원균을 접종하지 않은 반응기에 비해 농도가 지속적으로 증가하는 것을 보았다. 황환원균에 의한 황화수소생성에 의해 3가철이 2가철로 환원되어서 발생하는 것으로 Fe2O3가 없는 상태에서는 황환원균에 의해 황화수소가 4.
약 500시간 동안의 실험기간 동안 CFU는 100시간까지 빠르게 성장을 하다가 이후 일정한 l07 cell/L의 농도를 일정하게 유지하는 것을 확인하였다. 황환원균이 생장하는 동안 황화수소는 4.38 mM까지 증가하는 것을 관찰할 수 있었고 대조군 실험을 진행한 황환원균의 생장을 방지한 대조군 반응기에서는 뚜렷한 황화수소의 증가를 볼 수 없었다. 동시에 TCE의 농도변화도 나타내었다.
후속연구
하지만 해수는 황산염의 농도를 제외하고 황환원균이 황산염을 환원하는데 필수적인 탄소원의 농도가 배지보다 낮아, 황환원균에 의한 황화수소의 생성이나 황산염의 감소가 뚜렷하게 보이지 않았고 이로 인하여 Fe2O3의 환원에 의한 2가철의 발생 및 TCE의 제거도 관찰되지 않았다. 하지만 해수내의 젖산의 농도를 증가시키면 황화수소가 배지를 이용한 이전 실험과 유사한 수준으로 발생하고 황산염가 감소하는 것이 관찰되므로, 실제 해수에서도 탄소원만 충분하다면 본 연구에서 제안한 방식으로 TCE 및 기타 환원성의 유해 유기오염물질의 자연정화가 가능할 것으로 예상된다.
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
황환원균은 어떠한 물질을 전자 공여체로 사용하여 호흡하는가?
황환원균(Sulfate reducing bacteria, SRB)은 혐기적인 상태를 보이는 퇴적토에서 많이 분포하고 있는 것으로 알려져 있으며 특히 해양성 퇴적물에 집중적으로 분포하고 있다. 황환원균은 절대 혐기 상태에서 살아가며 황산염 (sulfate,SO42−)을 전자수용체로 사용하고 당류, 아미노산, 용존 유기물들을 전자 공여체로 사용하여 호흡한다. 이 과정에서 생성되는 황화수소(HS−)의 반응식은 다음과 같다 (Menert et al.
황환원균은 어디에 많이 분포되어있는가?
황환원균(Sulfate reducing bacteria, SRB)은 혐기적인 상태를 보이는 퇴적토에서 많이 분포하고 있는 것으로 알려져 있으며 특히 해양성 퇴적물에 집중적으로 분포하고 있다. 황환원균은 절대 혐기 상태에서 살아가며 황산염 (sulfate,SO42−)을 전자수용체로 사용하고 당류, 아미노산, 용존 유기물들을 전자 공여체로 사용하여 호흡한다.
TCE를 제거하기 위해 황환원균을 이용할 시 단점은?
이러한 TCE를 제거하기 위해 황환원균을 이용한 연구도 진행되어 왔다(Drzyzga and Gottschal, 2002). 황환원 균을 이용한 TCE의 제거는 친환경적으로 평가되어지나 시간이 많이 걸린다는 단점이 있다.
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