활성탄과 자외선을 이용한 시안 저감 연구를 위해 다양한 농도조건 및 넓은 pH 범위에서 배치실험을 수행하였다. 활성탄을 이용한 시안흡착은 시안의 초기농도 2 mg/L 이하에서 매우 효율적인 것으로 나타났으며, 시안 초기농도 3 mg/L 이하에서는 pH 7.0 에서의 흡착이 우수하였고, 그 이상의 시안 초기농도 구간에서는 pH 9.0일 경우 흡착량이 많은 것으로 관찰된다. 전체적인 흡착 패턴을 봤을 때, pH 9.0 에서는 시안의 초기농도가 증가함에 따라 흡착이 증가하는 양상을 보이는 반면 pH 7.0 에서는 흡착이 감소하는 양상을 보였다. 이는 활성탄의 반응성이 pH에 따라 변화하고 있음을 시사한다. 시간에 따른 시안의 흡착 결과, 반응 후 초기 30분 동안 빠른 흡착을 보이나 3시간 이내에 급격히 탈착되며, 그 이후로는 흡착이 다시 증가하여 최대 흡착에 이르는 양상을 보이고 있다. 이는 활성탄을 이용한 시안의 초기 흡착모드가 시간에 따라 변화하고 있음을 나타내고 있다. 탈착실험 결과, 활성탄에 흡착된 총 시안 중 최대 1.5%의 탈착을 일으키는 것으로 나타났다. 그밖에 활성탄과 함백탄광슬러지의 혼합물을 이용한 시안흡착은 0.76 mg/g의 낮은 저감효율을 나타냈다. 자외선에 의해서는 최대 96.6%의 매우 효율적인 저감을 보였으며, 시안의 초기농도가 높아질수록 활성탄을 이용한 시안의 저감보다 많은 양의 시안을 저감시키는 것으로 관찰된다. 이번 실험결과는 활성탄과 자외선 모두가 다양한 조건의 환경에서도 시안저감에 효율적일 수 있다는 것을 보여준다.
활성탄과 자외선을 이용한 시안 저감 연구를 위해 다양한 농도조건 및 넓은 pH 범위에서 배치실험을 수행하였다. 활성탄을 이용한 시안흡착은 시안의 초기농도 2 mg/L 이하에서 매우 효율적인 것으로 나타났으며, 시안 초기농도 3 mg/L 이하에서는 pH 7.0 에서의 흡착이 우수하였고, 그 이상의 시안 초기농도 구간에서는 pH 9.0일 경우 흡착량이 많은 것으로 관찰된다. 전체적인 흡착 패턴을 봤을 때, pH 9.0 에서는 시안의 초기농도가 증가함에 따라 흡착이 증가하는 양상을 보이는 반면 pH 7.0 에서는 흡착이 감소하는 양상을 보였다. 이는 활성탄의 반응성이 pH에 따라 변화하고 있음을 시사한다. 시간에 따른 시안의 흡착 결과, 반응 후 초기 30분 동안 빠른 흡착을 보이나 3시간 이내에 급격히 탈착되며, 그 이후로는 흡착이 다시 증가하여 최대 흡착에 이르는 양상을 보이고 있다. 이는 활성탄을 이용한 시안의 초기 흡착모드가 시간에 따라 변화하고 있음을 나타내고 있다. 탈착실험 결과, 활성탄에 흡착된 총 시안 중 최대 1.5%의 탈착을 일으키는 것으로 나타났다. 그밖에 활성탄과 함백탄광슬러지의 혼합물을 이용한 시안흡착은 0.76 mg/g의 낮은 저감효율을 나타냈다. 자외선에 의해서는 최대 96.6%의 매우 효율적인 저감을 보였으며, 시안의 초기농도가 높아질수록 활성탄을 이용한 시안의 저감보다 많은 양의 시안을 저감시키는 것으로 관찰된다. 이번 실험결과는 활성탄과 자외선 모두가 다양한 조건의 환경에서도 시안저감에 효율적일 수 있다는 것을 보여준다.
Sorption of cyanide on granular activated carbon and attenuation of the cyanide by UV-light over a wide range of conditions such as pH and concentration were investigated through batch experiments. Cyanide uptake by activated carbon is much effective at $[CN]_{ini}$ < 2 mg/L. The sorption...
Sorption of cyanide on granular activated carbon and attenuation of the cyanide by UV-light over a wide range of conditions such as pH and concentration were investigated through batch experiments. Cyanide uptake by activated carbon is much effective at $[CN]_{ini}$ < 2 mg/L. The sorption of cyanide on activated carbon at pH 7.0 is greater than that of pH 9.0. It is found that the ratio of CN uptake to CN in solution increases at pH 9.0 whereas at pH 7.0 the ratio decreases, suggesting that reactivity of activated carbon increases as a function of pH. The sorption of cyanide rapidly increases during the first 30 min, followed by sharp desorption until 3hr, and then the sorption increases and reaches the maximum sorption during the duration of experiments, implying that the sorption mode could be changed through conformational change during the initial stage of the cyanide uptake by activated carbon. Total amount of cyanide desorbed from the activated carbon during the period of desorption experiments is less than 1.5% of total sorbed cyanide, indicative of strong and stable sorption of cyanide on the activated carbon. The sorption with mixture of activated carbon and Ham-Baek sludge shows less effective on the removal of the cyanide. It is noted that UV-light is much effective on the removal of cyanide but also the attenuation is achieved until $[CN]_{tot}$ is up to 10 mg/L. Our findings demonstrate that both activated carbon and UV-light are very effective on the attenuation of cyanide over a wide range of environmental conditions.
Sorption of cyanide on granular activated carbon and attenuation of the cyanide by UV-light over a wide range of conditions such as pH and concentration were investigated through batch experiments. Cyanide uptake by activated carbon is much effective at $[CN]_{ini}$ < 2 mg/L. The sorption of cyanide on activated carbon at pH 7.0 is greater than that of pH 9.0. It is found that the ratio of CN uptake to CN in solution increases at pH 9.0 whereas at pH 7.0 the ratio decreases, suggesting that reactivity of activated carbon increases as a function of pH. The sorption of cyanide rapidly increases during the first 30 min, followed by sharp desorption until 3hr, and then the sorption increases and reaches the maximum sorption during the duration of experiments, implying that the sorption mode could be changed through conformational change during the initial stage of the cyanide uptake by activated carbon. Total amount of cyanide desorbed from the activated carbon during the period of desorption experiments is less than 1.5% of total sorbed cyanide, indicative of strong and stable sorption of cyanide on the activated carbon. The sorption with mixture of activated carbon and Ham-Baek sludge shows less effective on the removal of the cyanide. It is noted that UV-light is much effective on the removal of cyanide but also the attenuation is achieved until $[CN]_{tot}$ is up to 10 mg/L. Our findings demonstrate that both activated carbon and UV-light are very effective on the attenuation of cyanide over a wide range of environmental conditions.
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문제 정의
, 2006)을 갖고 있으나 지금까지의 시안 처리기술로는 시안의 용액농도를 50 ppb 이하의 매우 낮은 수준으로 낮추기 힘들다는 한계점이 있다. 따라서 본 논문에서는 활성탄, 탄광배수 슬러지를 이용한 시안 저감과 UV 램프를 이용한 시안 저감(예; Gaspar and Beck, 1983; Scott, 1993) 등 다양한 지화학조건에서 시안의 저감특성을 연구ㆍ평가해 보고자 한다.
활성탄 또는 활성탄과 슬러지 혼합물을 이용한 시안 저감과 달리 광분해 및 산화를 통한 시안의 시간별 저감 특성을 알아보고자 자외선만을 이용한 시안의 저감 실험을 수행하였다. 자외선은 HBK사의 81-1057-01 UV 램프 모델(자외선 강도 : ≥ 125 µW/cm2, 파장 :254 nm)을 사용하였다.
제안 방법
HCl용액과 NaOH용액을 이용하여 pH 7.0 조건에서 5 mg/L의 시안 용액을 첨가한 후 24시간동안 교반하며 흡착반응(흡착속도 실험 조건과 동일한 조건)을 진행시킨 후 용액을 2 µm 멤브레인 필터를 이용하여 활성탄만을 걸러 낸 후, 시안이 흡착된 활성탄을 시안이 없는 초기 탈착실험과 동일한 조건을 갖춘 pH 7.0인 초순수에 넣어 각각 5, 10, 30분 그리고 1, 3, 6, 12, 24시간 동안 각각 반응시킨 후, 필터링하여 용액 내 시안의 농도를 분석하였다.
활성탄과 함백광산 슬러지 혼합을 이용한 시안 저감실험은 현장 적용 시 광산 배수 내 광산 슬러지가 존재할 수 있고, 시안화합물을 흡착시키는 과정에서 광산 슬러지가 중금속을 먼저 흡착시켜 시안화합물의 저감 효율을 높일 수 있을 것으로 기대하여 활성탄과 함백광산의 혼합물로 흡착실험을 진행하였다. 대조군으로는 흡착제를 첨가하지 않은 초순수에 각 실험의 시안 초기농도와 동일한 농도의 시안을 넣어 본 실험과 비교하였다. 시안 주입 후 교반 시간은 24시간으로 하였으며, 이후 0.
등온 흡착실험을 위해서 우선 고액비는 1 g/L로 정량화 하였고, pH는 HCl 및 NaOH를 이용하여 pH 7.0과 pH 9.0으로 각각 조절해 주었다. 제어 조건 이외의 영향을 최소화하기 위해 배경 전해질의 이온세기는 적용하지 않았으며(I=0, 초순수(De-Ionized Water)), 시안은 FeK4(CN)6ㆍ3H2O(Sigma-Aldrich) 를 사용하였다.
2 µm 멤브레인 필터를 사용하여 여과하여 시안을 분석하였다. 모든 반응 실험은 유리 시료병(Schott Duran, Gl 45)을 사용하여 이중 실험으로 진행하였다.
시안 주입 후 교반 시간은 24시간으로 하였으며, 이후 0.2 µm 멤브레인 필터를 사용하여 여과하여 시안을 분석하였다.
자외선은 HBK사의 81-1057-01 UV 램프 모델(자외선 강도 : ≥ 125 µW/cm2, 파장 :254 nm)을 사용하였다. 시안의 초기 농도는 각각 0.5, 5, 10 mg/L을 사용하였고 pH 7.0인 초순수내에 자외선 램프를 직접 담그고 각각 1, 3, 6, 12, 24시간 경과 후 총 시안의 농도를 환경부 수질오염공정시험법에 따라 총 시안농도를 분석하였다(Ministry of Environment, 2011b).
활성탄에 의한 시안의 등온흡착(sorption isotherm) 실험결과, 시안의 흡착량이 줄어들어 최대 흡착량에 근접하는 시안 농도의 구간이 2 ~ 5 mg/L인 것을 확인하였다. 이를 바탕으로 초기농도 5 mg/L 조건에서 흡착속도 실험을 진행하였다. 고액비는 1 g/L로 정량화 하였으며, pH는 HCl 및 NaOH를 이용하여 pH 7.
활성탄과 시안농도가 5 mg/L인 용액을 혼합하여 교반하면서 시간별(각각 5, 10, 30분 그리고 1, 3, 6, 12, 24시간)로 반응시키고, 반응용액은 0.2 µm 멤브레인 필터를 사용하여 여과하여 분석하였다.
5, 1, 2, 5, 10 mg/L로 수행하였다. 활성탄과 함백광산 슬러지 혼합을 이용한 시안 저감실험은 현장 적용 시 광산 배수 내 광산 슬러지가 존재할 수 있고, 시안화합물을 흡착시키는 과정에서 광산 슬러지가 중금속을 먼저 흡착시켜 시안화합물의 저감 효율을 높일 수 있을 것으로 기대하여 활성탄과 함백광산의 혼합물로 흡착실험을 진행하였다. 대조군으로는 흡착제를 첨가하지 않은 초순수에 각 실험의 시안 초기농도와 동일한 농도의 시안을 넣어 본 실험과 비교하였다.
제어 조건 이외의 영향을 최소화하기 위해 배경 전해질의 이온세기는 적용하지 않았으며(I=0, 초순수(De-Ionized Water)), 시안은 FeK4(CN)6ㆍ3H2O(Sigma-Aldrich) 를 사용하였다. 활성탄만을 이용한 시안 저감 및 활성탄과 함백광산 슬러지 혼합(활성탄과 함백광산 슬러지를 1:1 비율로 혼합)에 의한 시안 저감실험모두에서 시안의 초기 농도는 각각 0.01, 0.05, 0.10, 0.25, 0.5, 1, 2, 5, 10 mg/L로 수행하였다. 활성탄과 함백광산 슬러지 혼합을 이용한 시안 저감실험은 현장 적용 시 광산 배수 내 광산 슬러지가 존재할 수 있고, 시안화합물을 흡착시키는 과정에서 광산 슬러지가 중금속을 먼저 흡착시켜 시안화합물의 저감 효율을 높일 수 있을 것으로 기대하여 활성탄과 함백광산의 혼합물로 흡착실험을 진행하였다.
대상 데이터
본 실험에 사용된 활성탄은 藥理純藥 社의 1급 활성탄으로, 입도는 8~32 mesh로 불균질한 형태를 보이며 1 g 당 500~1500 m2 정도의 큰 표면적을 갖는 특성이 있다. 일반적으로 활성탄의 주 구성물질은 탄소이며, 활성탄은 흡착성이 뛰어나 기체 내의 오염물질, 폐수 내 중금속의 흡착제 등으로 다양하게 이용되고 있다(Lotfi and Nafaa, 2002).
본 실험에서 사용된 슬러지는 강원도 정선 신동읍 조동리에 위치한 함백 탄광배수 슬러지로 XRF 결과는 Table 1과 같으며 대부분 철 산화물로 구성되어 있는 것을 알 수 있었다. 시간에 따른 슬러지 광물상의 변화를 알아보기 위해 봄과 겨울에 형성된 함백 탄광배수 슬러지에 대한 X-선 회절(XRD) 분석결과(Fig.
자외선은 HBK사의 81-1057-01 UV 램프 모델(자외선 강도 : ≥ 125 µW/cm2, 파장 :254 nm)을 사용하였다.
0으로 각각 조절해 주었다. 제어 조건 이외의 영향을 최소화하기 위해 배경 전해질의 이온세기는 적용하지 않았으며(I=0, 초순수(De-Ionized Water)), 시안은 FeK4(CN)6ㆍ3H2O(Sigma-Aldrich) 를 사용하였다. 활성탄만을 이용한 시안 저감 및 활성탄과 함백광산 슬러지 혼합(활성탄과 함백광산 슬러지를 1:1 비율로 혼합)에 의한 시안 저감실험모두에서 시안의 초기 농도는 각각 0.
성능/효과
pH 7.0 시안의 초기농도가 낮을 경우(< 2 mg/L) 활성탄에 의해 대부분 저감 되는 것을 알 수 있었으며, 초기농도 0.01~0.5 mg/L 범위에서 흡착 후 0~0.002 mg/L 미만이 검출되어 모두 95%이상 흡착되는 것으로 나타났다.
9은 시간에 따른 저감률(%)로 나타내었다. 결과를 통해 다양한 시안 농도에서 우수한 저감을 보이는 것을 알 수 있다. 특히 낮은 농도(0.
광산배수에 함유되어있는 시안을 저감시키기 위한 실험 결과, 활성탄과 자외선이 시안을 저감시키는 데 효과가 있는 것으로 확인할 수 있었다. 특히 초기농도 0.
낮은 초기 농도에서는 중성(pH 7.0)일 경우, 높은 초기 농도에서는 pH 9.0일 경우 흡착량이 큰 것을 확인하였다. 만약 선광을 거친 광산배수의 pH가 매우 높다면, 활성탄에 의한 광산 배수 내 시안의 흡착이 증가할 것으로 사료된다.
6), 함백광산 슬러지의 경우 시안의 흡착 능력이 낮았다. 반면, 활성탄만을 단독으로 넣어준 경우가 시안 흡착에 가장 뛰어난 것으로 나타난 반면, 함백광산 슬러지와 활성탄을 동시에 넣어준 경우는 위의 경우보다 흡착량이 매우 감소하는 것으로 나타났다. 이 같은 결과는 나노 사이즈의 슬러지 입자와 활성탄 입자가 서로 응집하여 일반적으로 알려져 있는 활성탄을 이용한 흡착기작 과정 중 활성탄의 마이크로 공극으로 시안이동을 차단(또는 방해)함으로서 시안의 흡착량이 급격하게 줄어들게 된 것으로 사료된다(예; Önal, 2006).
본 연구를 통해 활성탄과 자외선의 시안 우수한 시안 저감 능력을 확인 할 수 있었으며 국내의 광산 환경에 맞추어 시안농도가 낮을 경우는 활성탄으로, 고농도의 경우에는 자외선을 이용한다면 효율적인 시안 처리가 가능할 것으로 판단된다.
1)는 모든 피크가 schwertmannite(JCPDS 47-1775)와 일치하는 것으로 나타나 두 슬러지 모두 schwertmannite 판명되었다. 비록 겨울에 형성된 함백 탄광배수 슬러지의 XRD 피크 강도가 상대적으로 낮지만 두 슬러지의 피크 포지션이 모두 일치하는 것을 관찰하였다(Fig. 1). 뿐만 아니라, 피크가 매우 완만한 것으로 보아 함백 탄광배수 슬러지의 결정도가 낮은 것으로 판단한다.
본 실험에서 사용된 슬러지는 강원도 정선 신동읍 조동리에 위치한 함백 탄광배수 슬러지로 XRF 결과는 Table 1과 같으며 대부분 철 산화물로 구성되어 있는 것을 알 수 있었다. 시간에 따른 슬러지 광물상의 변화를 알아보기 위해 봄과 겨울에 형성된 함백 탄광배수 슬러지에 대한 X-선 회절(XRD) 분석결과(Fig. 1)는 모든 피크가 schwertmannite(JCPDS 47-1775)와 일치하는 것으로 나타나 두 슬러지 모두 schwertmannite 판명되었다. 비록 겨울에 형성된 함백 탄광배수 슬러지의 XRD 피크 강도가 상대적으로 낮지만 두 슬러지의 피크 포지션이 모두 일치하는 것을 관찰하였다(Fig.
자외선을 이용한 시안 저감의 경우, 시안의 농도가 높아질수록 저감 효율은 다소 떨어지나 활성탄에 비해서 안정적으로 시안이 저감되었다. 자외선의 경우 초기 설계비용이 다소 고가이나 특별한 첨가제나 첨가물이 들어가지 않고, 시안을 분해하는 데 전기만 사용됨으로 유지 관리에 매우 용이한 장점이 있을 것으로 사료된다.
활성탄에 의한 시안 저감의 경우 반응 후 초기 1시간동안 흡착과 탈착이 불안정하게 발생하는 것을 확인할 수 있다. 최대 1.5%의 탈착이 발생하고 반응 후 96시간까지 지속적으로 재흡착되어 0.2%의 시안만이 총 활성탄에서 탈착되는 것이 관찰되었다. 이와 같은 미미한 수준의 탈착을 통해 시안이 활성탄과 매우 강하게 흡착되어 있으며, 이는 활성탄의 활용 가능성이 매우 높음을 시사한다.
0의 경우보다 흡착이 다소 적게 일어나는 것으로 나타났다. 최대 흡착량은 3.86 mg/g로, pH 7.0일 경우보다 흡착량이 많은 것으로 나타났다.
결과를 통해 다양한 시안 농도에서 우수한 저감을 보이는 것을 알 수 있다. 특히 낮은 농도(0.5 mg/L)의 시안을 매우 낮은 수준의 농도(0.017 mg/L)로 낮추는 데 탁월한 효과가 있는 것으로 확인되었으며, 10 mg/L의 고농도일 경우에도 12시간 내에 절반 이하로 시안의 농도를 저감시키는 것으로 나타났다. 동일한 초기농도(5 mg/L)에서 수행된 활성탄 흡착 실험과 비교해 본 결과는 Fig.
광산배수에 함유되어있는 시안을 저감시키기 위한 실험 결과, 활성탄과 자외선이 시안을 저감시키는 데 효과가 있는 것으로 확인할 수 있었다. 특히 초기농도 0.5 mg/L 시안을 활성탄과 자외선을 이용하여 0.05 mg/L 이하의 낮은 농도로 저감할 수 있었다.
이와 같은 미미한 수준의 탈착을 통해 시안이 활성탄과 매우 강하게 흡착되어 있으며, 이는 활성탄의 활용 가능성이 매우 높음을 시사한다. 활성탄과 슬러지를 동시에 넣어준 경우 시안저감률이 떨어지는 것을 관찰할 수 있었는데 이는 나노입자의 슬러지가 시안이 활성탄의 미세공극으로 이동하는 것을 차단(또는 방해)함으로서 시안의 흡착이 저해되는 것으로 고려되며, 이는 활성탄에 의한 시안의 저감 과정 중 물리적 과정이 시안흡착에 중요한 역할을 하고 있음을 알 수 있다.
활성탄과 함백광산 슬러지 혼합물에 의한 시안의 흡착속도 실험 결과(Fig. 7), 시안과 반응 후 초기 30분 동안은 시안이 급격히 흡착되나 1시간 내외에서 급격히 탈착이 발생하는 활성탄과 동일한 반응을 보였으며 이후 24시간에 이르기까지 다시 점차적인 흡착이 발생한 것으로 나타났다. 활성탄을 이용한 시안의 저감과 비교해 볼 때, 함백광산 슬러지는 활성탄의 시안 흡착 능력을 다소 떨어뜨리는 경향을 보였으며, 이는 등온흡착 실험과 일치하는 결과이다.
활성탄과 함백광산 슬러지의 혼합물, 함백광산 슬러지, 활성탄을 이용하여 각각 시안을 저감시킨 결과(Fig. 6), 함백광산 슬러지의 경우 시안의 흡착 능력이 낮았다. 반면, 활성탄만을 단독으로 넣어준 경우가 시안 흡착에 가장 뛰어난 것으로 나타난 반면, 함백광산 슬러지와 활성탄을 동시에 넣어준 경우는 위의 경우보다 흡착량이 매우 감소하는 것으로 나타났다.
활성탄에 의한 시안 탈착 실험 결과(Fig. 5), 흡착된 시안 중 1.5%만이 초기 30분 내에 탈착되었다가 99.8%이상 재 흡착 되는 것을 볼 수 있다. 흡착속도 실험에서 초기 3시간 내에 다소 불안정한 흡착을 보였으나 24 시간 이후 흡착이 완전히 평형을 이룬 후에는 활성탄 내에 시안이 매우 강하게 흡착되어 탈착이 거의 일어나지 않는 것을 알수있다.
활성탄에 의한 시안의 등온흡착(sorption isotherm) 실험결과, 시안의 흡착량이 줄어들어 최대 흡착량에 근접하는 시안 농도의 구간이 2 ~ 5 mg/L인 것을 확인하였다. 이를 바탕으로 초기농도 5 mg/L 조건에서 흡착속도 실험을 진행하였다.
활성탄에 의한 시안의 흡착속도 실험 결과(Fig. 4), 활성탄과 반응 후 30 분 내에 47%에 달하는 빠른 흡착이 발생하고 이 후 30분 동안 급격한 탈착을 일으키는 불안정한 흡ㆍ탈착 반응을 볼 수 있으나 3시간 내외부터는 차츰 안정적으로 흡착량이 증가되어 24시간 후에는 용액내 시안 농도가 5 mg/L에서 1.86 mg/L로 저감되는 것을 관찰 할 수 있다. 이러한 불안정한 흡착 및 탈착 현상은 활성탄 표면 혹은 내부에 흡착 가능한 용존된 이온의 존재형태가 다양하여 하나의 이온이 불안정한 상태로 흡착되었다가 다시 탈착되고, 그 자리에 다시 다른 존재형태의 용존된 이온이 흡착되면서 점차 안정된 상태로 흡착을 이루어가는 것으로 사료된다.
7), 시안과 반응 후 초기 30분 동안은 시안이 급격히 흡착되나 1시간 내외에서 급격히 탈착이 발생하는 활성탄과 동일한 반응을 보였으며 이후 24시간에 이르기까지 다시 점차적인 흡착이 발생한 것으로 나타났다. 활성탄을 이용한 시안의 저감과 비교해 볼 때, 함백광산 슬러지는 활성탄의 시안 흡착 능력을 다소 떨어뜨리는 경향을 보였으며, 이는 등온흡착 실험과 일치하는 결과이다.
후속연구
본 연구에서는 자외선에 의해 용액내 시안은 시간이 지남에 따라 빠르게 저감되는 것은 관찰할 수 있었으나 저감기작을 정확히 판단할 수 있는 실험은 진행하지 못했다. 따라서 자외선에 의한 시안 저감기작은 향후 원자ㆍ분자 단위의 X-선 분광법과 같은 방법을 이용한 체계적인 접근을 통하여 밝혀져야 할 것으로 판단된다.
, 2006). 본 연구에서는 자외선에 의해 용액내 시안은 시간이 지남에 따라 빠르게 저감되는 것은 관찰할 수 있었으나 저감기작을 정확히 판단할 수 있는 실험은 진행하지 못했다. 따라서 자외선에 의한 시안 저감기작은 향후 원자ㆍ분자 단위의 X-선 분광법과 같은 방법을 이용한 체계적인 접근을 통하여 밝혀져야 할 것으로 판단된다.
이러한 불안정한 흡착 및 탈착 현상은 활성탄 표면 혹은 내부에 흡착 가능한 용존된 이온의 존재형태가 다양하여 하나의 이온이 불안정한 상태로 흡착되었다가 다시 탈착되고, 그 자리에 다시 다른 존재형태의 용존된 이온이 흡착되면서 점차 안정된 상태로 흡착을 이루어가는 것으로 사료된다. 이러한 흡착모드의 변화에 대한 연구는 향후 원자ㆍ분자단위에서의 X-선 흡수 분광법을 이용해 밝혀져야 할 것으로 판단된다.
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
시안 화합물은 어떻게 형성되는가?
시안은 높은 반응성으로 인해 알칼리 양이온과 결합하여 다양한 염을 형성하거나 금속 양이온과 결합하여 NaCN, KCN, Ca(CN)2 등의 시안 화합물을 형성하게 된다. 이러한 시안은 대부분 맹독성을 갖고 있어 매우 위험하다.
시안을 처리하는 방법에는 무엇이 있는가?
시안을 처리하는 방법에는 린싱법(Van, 1988; Lopes and Johnson, 1988), 황화법(Devuyst et al., 1986; Devuyst et al., 1992), 알칼리 염소법(Chamberlin and Snyder, 1955; Shelton, 1979; Palmer et al., 1988), 과산화수소법(Higgs, 1992), 자연저감법(EPA, 1994), 오존 처리법(Herlancher and McGregor, 1987; Gurol and Holden, 1988) 등이 있다. 이 중 가장 일반적인 처리 방법은 과산화수소법으로, 과산화수소를 이용하여 시안을 산화시켜 제거하는 메커니즘을 사용한다(Smith and Mudder, 1991).
과산화수소를 이용하여 시안을 산화시켜 제거하는 방법의 단점은 무엇인가?
이 중 가장 일반적인 처리 방법은 과산화수소법으로, 과산화수소를 이용하여 시안을 산화시켜 제거하는 메커니즘을 사용한다(Smith and Mudder, 1991). 그러나 과산화수소법을 사용할 경우 반응 속도가 느려 중금속 촉매를 사용해야 하고, 위험물질인 과산화수소를 사용하기 때문에 공정 과정이 위험하다는 단점이 있다. 또한 최종 산물로 생성되는 암모니아 역시 독성을 갖을 뿐만 아니라 폐수에 존재할 경우 금속과 착물을 만들어 처리수 내 금속 농도를 높일 수 있다. 그밖에 시안 처리기술 역시 각각의 장단점(Asperger, 1952; David et al.
참고문헌 (21)
Ministry of Environment (2011a) Enforcement decree of the Management of drinking Water act.
Ministry of Environment (2011b) Water guality & Water Ecosystem.
Asperger, S. (1952) Kinetics of the decomposition of potassium ferrocyanide in ultra violet light, Traris. Faraday Soc., 48, 617
Chamberlin, N,S. and Snyder, H.B. (1955) Technology of treating plating waste, in Proceedings of the 10th Purdue Industrial Waste Conference, Purdue University, West Lafayette, IN, P.277
Devuyst, E.A., Tandi, B. and Conard, B.R. (1986) Treatment of cyanide-ferrocyande effluents, U.S. Patent No. 4,615,873
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