[국내논문]파 에너지 (자외선, 초음파)/과황산나트륨을 이용한 이부프로펜 분해특성 연구 The Study of Ibuprofen Degradation Properties by Combination of Wave Energy (Ultrasound, Ultraviolet) and Persulfate Ion원문보기
In this study, ibuprofen(IBP) degradation by the photochemical ($UV/S_2O{_8}^{2-}$) and sonochemical ($US/S_2O{_8}^{2-}$) processes was examined under various parameters, such as UV ($10{\sim}40{\pm}5W/L$) and US ($50{\sim}90{\pm}5W/L$) power density, opti...
In this study, ibuprofen(IBP) degradation by the photochemical ($UV/S_2O{_8}^{2-}$) and sonochemical ($US/S_2O{_8}^{2-}$) processes was examined under various parameters, such as UV ($10{\sim}40{\pm}5W/L$) and US ($50{\sim}90{\pm}5W/L$) power density, optimum dosage of persulfate ion ($S_2O{_8}^{2-}$), temperature ($20{\sim}60^{\circ}C$) and anions effect ($Cl^-$, $HCO_3{^-}$, $CO{_3}^{2-}$). The pseudo-first-order degradation rate constants were in the order of $10^{-1}$ to $10^{-5}min^{-1}$ depending on each processes. The synergistic effect of IBP degradation in $UV/S_2O{_8}^{2-}$ and $US/S_2O{_8}^{2-}$ processes could investigated, due to the generation of $SO_4{^-}$ radical. This result can confirm from the produced $H_2O_2$ and $SO{_4}^{2-}$ concentration in each processes. IBP degradation rate affected by the $S_2O{_8}^{2-}$ dosage, temperature, power and anion existence parameters. In particular, IBP degradation rate increased with the increase of the temperature ($60^{\circ}C$) and applied power density (UV:$40{\pm}5W/L$, US:$90{\pm}5W/L$). On the other hand, anions effect on the IBP degradation was negative, due to the anion play as a the scavenger of radical.
In this study, ibuprofen(IBP) degradation by the photochemical ($UV/S_2O{_8}^{2-}$) and sonochemical ($US/S_2O{_8}^{2-}$) processes was examined under various parameters, such as UV ($10{\sim}40{\pm}5W/L$) and US ($50{\sim}90{\pm}5W/L$) power density, optimum dosage of persulfate ion ($S_2O{_8}^{2-}$), temperature ($20{\sim}60^{\circ}C$) and anions effect ($Cl^-$, $HCO_3{^-}$, $CO{_3}^{2-}$). The pseudo-first-order degradation rate constants were in the order of $10^{-1}$ to $10^{-5}min^{-1}$ depending on each processes. The synergistic effect of IBP degradation in $UV/S_2O{_8}^{2-}$ and $US/S_2O{_8}^{2-}$ processes could investigated, due to the generation of $SO_4{^-}$ radical. This result can confirm from the produced $H_2O_2$ and $SO{_4}^{2-}$ concentration in each processes. IBP degradation rate affected by the $S_2O{_8}^{2-}$ dosage, temperature, power and anion existence parameters. In particular, IBP degradation rate increased with the increase of the temperature ($60^{\circ}C$) and applied power density (UV:$40{\pm}5W/L$, US:$90{\pm}5W/L$). On the other hand, anions effect on the IBP degradation was negative, due to the anion play as a the scavenger of radical.
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문제 정의
따라서 본 연구는 S2O82- 공정에 의한 IBP 산화·분해 가능 유무를 확인하고, S2O82-의 활성화 개시제로 초음파와 자외선 에너지를 사용하였을 경우, IBP 분해특성과 각 공정별 시너지 효과를 알아보았다.
본 연구는 수계에 빈번하게 검출되는 IBP 항생물질을 초음파, 자외선의 파 에너지와 S2O82- 산화제를 혼합공정으로 처리할 경우, 각 공정별 IBP 분해특성과 영향인자(산화제 주입량, 강도, 온도, 음이온 존재 유·무)별 IBP 분해속도가 어떻게 달라지는지 아래와 같이 알아보았다.
제안 방법
더불어 파 에너지의 강도, S2O82-주입량, 수용액상 음이온 존재 유·무와 온도 변화에 따른 IBP 분해 속도변화를 통하여 주요 영향인자를 확인하였다.
사용된 원수는 3차 증류수 (Milli-Q-system, 18.2 MΩ cm)에 IBP 5 mg/L을 인위 오염시켜 반응기에 주입한 뒤, 각 공정별 IBP 분해 특성을 확인하였다(Fig. 1).
반응기는 유리 재질로 상단에는 UV램프를 설치할 수 있도록 제작하였으며, 반응기 2중 외벽설계는 Water bath를 이용하여 온도 (20, 40 그리고 60±5℃) 조절 하였다.
5 mW/cm2)을 씌워 반응기 내부에 삽입했으며, 전력소모 대비 10±5 W/L부터 40±5 W/L까지 램프 갯수로 강도를 조절할 수 있었다. 일정처리 시간별 샘플을 채취하여 분석하였으며, 일정한 혼합 상태를 유지하기 위해 혼합기(테프론 재질)를 이용하여 100〜120 rpm 속도로 유지하며 진행하였다.
5 만큼 떨어져 반응 전·후 차이가 크지 않았다. S2O82- 주입량 결정은 화학양론방법을 이용하여 결정하였고, 초음파, 자외선 혼합공정 (US/S2O82-, UV/S2O82-)에서 전자공여체 (IBP))와 전자수용체 (S2O82-)의 산화-환원 반쪽 (half reaction) 반응식 (2), (3)를 세워 구하였다.
216 g/L 이다. S2O82-주입량은 0.13〜0.43 g/L 범위로 조절하면서, 오염물질과 산화제의 주입비에 따라 IBP 분해 특성을 살펴보았다.
일반적으로 촉매 또는 산화제를 포함한 혼합공정 적용 시, 효과적인 오염물질 분해와 경제적인 이점을 고려할 때 첨가제 초기 주입량 결정은 중요한 변수로 작용 할 수 있다. 따라서, UV/S2O82-와 US/S2O82- 공정에서 S2O82- 주입농도 (0.13, 0.22, 1.1, 2.2 그리고 4.3 g/L) 변화에 따른 IBP 분해특성을 조사하였다 (Fig. 4.
초음파와 자외선 혼합공정에서 온도가 IBP분해에 미치는 영향을 알아보기 위해, Fig. 6에 온도 (20, 40 그리고 60℃) 변화에 따른 IBP 분해율을 조사하였다.
이는 Nachiappan와 Muthukumar(2013), Huang와 Huang(2009)이 제안한 결과와 유사한 것으로, 온도 변수가 S2O82-를 포함한 혼합공정에서 긍정적인 영향을 미치고 있음을 알 수 있다. 이러한 결과의 주된 이유를 확인하기 위해, 단일 공정별 (US, UV, S2O82-) 온도 변화에 따른 IBP 분해율을 Fig. 7과 같이 살펴보았다.
이에 따라, Fig. 9는 수용액에 대표적으로 존재하는 Cl- , HCO3- , CO32- 등의 음이온 존재 유·무에 따른 공정별 IBP 분해 특성을 조사하였다.
대상 데이터
본 연구에서 사용된 이부프로펜 (Ibuprofen, IBP, 98% grade), 탄산나트륨 (Na2CO3, 99.5% grade), 과황산나트륨 (Na2S2O8, 99.8%)은 Sigma-Aldrich 제품을 이용하였다. 과산화수소 (H2O2, 35% W/V, Samchun chemical) 분석을 위해 사용된 시약 칼륨비브탈산(C6H4(COOK)COOH, 99.
과산화수소 (H2O2, 35% W/V, Samchun chemical) 분석을 위해 사용된 시약 칼륨비브탈산(C6H4(COOK)COOH, 99.7% Samchun chemical), 요오드화칼륨 (KI, 99.5% Junsei), 몰리브덴산암모늄((NH4)6Mo74H2O, 99% Samchun chemical) 역시 국내·외 시약을 이용 하였다.
액체-크로마토그래피 분석의 경우 컬럼은 C18 (250×4.6 mm, 5 μm)을 사용하였고 이동상은 아세트니트릴/인산 버퍼 (35/65)를 사용하였으며, 그 유속은 1 mL/min으로 최대 측정 파장은 340 nm 이였다.
Fig. 1에서 사용된 초음파는, Cup Horn Type((주) 미래초음파)으로 반응기 하단에 설치하였으며, 주파수는 283 kHz였고 (Na 등, 2011; Na 등, 2012(b)), 주입강도는 90, 60, 50±5 W/L(Na 등, 2011) 범위로 조절하였다.
자외선램프는 소독공정에서 널리 사용되는 254 nm가 주된 파장범위인 UV (Sankyo Denki, Japan)를 사용하였고, 램프는 석영관에 슬리브관 (길이:28-30 cm, 강도 2.5 mW/cm2)을 씌워 반응기 내부에 삽입했으며, 전력소모 대비 10±5 W/L부터 40±5 W/L까지 램프 갯수로 강도를 조절할 수 있었다.
OH라디칼 발생량을 간접적으로 나타내는 과산화수소 농도 분석은 Beckeet와 Hua (2001)이 제안한 동일한 방법으로 UV 스펙트로메터를 이용하여 352〜355 nm 조건에서 분석하였다. 황산이온 (SO42-)은 이온-크로마토그래피 (ICS-1100, Diinex, USA)를 이용하여 측정하였다. 수용액 pH는 pH 측정기 (Model 420, Thermo orion, Inc)를 이용하여 실험 전·후 측정하였으며, 실험 진행 동안 조절하지 않았다.
이론/모형
6 mm, 5 μm)을 사용하였고 이동상은 아세트니트릴/인산 버퍼 (35/65)를 사용하였으며, 그 유속은 1 mL/min으로 최대 측정 파장은 340 nm 이였다. OH라디칼 발생량을 간접적으로 나타내는 과산화수소 농도 분석은 Beckeet와 Hua (2001)이 제안한 동일한 방법으로 UV 스펙트로메터를 이용하여 352〜355 nm 조건에서 분석하였다. 황산이온 (SO42-)은 이온-크로마토그래피 (ICS-1100, Diinex, USA)를 이용하여 측정하였다.
·) 생성 반응이 형성됨으로서 높은 반응속도를 얻는 것으로 판단된다. 이처럼 혼합공정에서의 향상된 분해효과 (synergistic effect)는 식(4)에 제시한 바와 같이(Na 등, 2011), 각 공정별로 구한 IBP 분해속도 상수를 이용하여 알아보았다.
성능/효과
그 결과 시료 초기 pH는 5.9〜6.2 범위였고, 실험 후 1±0.5 만큼 떨어져 반응 전·후 차이가 크지 않았다.
iii)직접광분해 반응이 주된 반응 메커니즘으로 오염물질이 처리되나, 초음파와 자외선을 포함한 S2O82- 혼합공정에서는 위 반응이외에도 추가적인 라디칼 (OH·, SO4-·) 생성 반응이 형성됨으로서 높은 반응속도를 얻는 것으로 판단된다.
2와 Table 2는 US, UV 그리고 S2O82- 단독 및 혼합공정 (US/S2O82-, UV/S2O82-)에서 IBP 분해율을 나타내고 있다. 그 결과 IBP는 유사일차반응속도(pseudofirst order reaction kinetic)로 분해되었고 (단, S2O82-단독공정은 영차 반응), IBP는 단독공정에서 10-4〜10-3 min-1 속도로, 혼합공정에서는 10-2 min-1 범위로 분해속도 상수값을 보여, 혼합공정에서 100배 이상 향상된 IBP 분해 특성을 관찰할 수 있었다. 단, S2O82-단독공정 적용에 따른 IBP 분해속도 상수값은 4.
그 결과 IBP는 유사일차반응속도(pseudofirst order reaction kinetic)로 분해되었고 (단, S2O82-단독공정은 영차 반응), IBP는 단독공정에서 10-4〜10-3 min-1 속도로, 혼합공정에서는 10-2 min-1 범위로 분해속도 상수값을 보여, 혼합공정에서 100배 이상 향상된 IBP 분해 특성을 관찰할 수 있었다. 단, S2O82-단독공정 적용에 따른 IBP 분해속도 상수값은 4.2⨯10-4 min-1(약 5%제거)로, 산화제 단독처리에 따른 IBP 분해는 거의 이루어지지 않음을 확인 할 수 있다.
그 결과, 단일공정에서 과산화수소 생성농도는 US>S2O82->UV 순위였고, UV/S2O82- 공정에서 과산화수소와 황산이온 생성농도는 각각 0.17 mM, 0.4 mM (100분 기준)인, 반면에, US/S2O82- 공정에서는 0.4 mM (38.2 mg/L), 0.12 mM (11.5 mg/L) 이였다.
그 결과, US 단독공정에서 IBP 분해율은 UV 공정에 비하여 2배 이상 높게 나타났음에도 불구하고, UV/S2O82- 공정에서의 시너지효과(5.7)가 US/S2O82-혼합공정(1.86)보다 약 3배 가까이 높게 나타났다(Table 2). 이는 자외선이 초음파보다 S2O82-이온 활성화 또는 라디칼 전환율이 높기 때문으로 판단되며, 이를 확인하기 위해, 라디칼 (OH·, SO4-·) 발생량을 과산화수소(Na 등, 2012 (a); Chen과 Su, 2012)와 황산이온(Lau 등, 2007)의 처리 시간별 발생농도를 통하여(식 (5-9)원리와 같이) 간접적으로 측정하였다(Fig.
5 mg/L) 이였다. 즉, 초음파 혼합공정에서는 과산화수소 생성농도가 자외선 공정에 비해 약 2배 높았으나, 황산이온 농도는 자외선 혼합공정에서 약 3배 이상 높아, UV/S2O82-공정에서 더 많은 양의 라디칼 생성율를 보였다. 따라서, 단독공정과 달리 IBP 처리 시 UV/S2O82-공정이 US/S2O82- 공정에 비하여 좀 더 효과적인 혼합공정임을 예상할 수 있었다.
즉, 초음파 혼합공정에서는 과산화수소 생성농도가 자외선 공정에 비해 약 2배 높았으나, 황산이온 농도는 자외선 혼합공정에서 약 3배 이상 높아, UV/S2O82-공정에서 더 많은 양의 라디칼 생성율를 보였다. 따라서, 단독공정과 달리 IBP 처리 시 UV/S2O82-공정이 US/S2O82- 공정에 비하여 좀 더 효과적인 혼합공정임을 예상할 수 있었다. 하지만, 이는 각 공정 에너지 소요대비 생성되는 절대 라디칼(산화력) 농도를 관찰한 것이 아니므로, 추후 오염물질 종류별, 표준화된 라디칼 생성농도 측정에 대한 연구가 필요할 것으로 판단 된다.
US/S2O82-공정에서는 S2O82- 농도에 비례하여 IBP 분해율이 증가하였고, S2O82-를 주입하지 않은 조건(US단독 공정)과 비교했을 때 그 제거율은 최대 2배 이상 (최대 87% 제거, 100분 기준) 차이가 나타났다. 이는 Chen과 Su(2012)의 결과와 유사한 것으로, 초음파 조사에 따라 형성된 캐비테이션 반응이 주입된 S2O82-의 농도에 비례하여 SO4-·라디칼로 전환하여 반응성을 높이기 때문으로 판단된다.
초음파, 자외선 강도가 증가함에 따라 IBP 분해속도는 비례적으로 증가하였고, 조건에 따라 다르지만, 초음파는 최대 80%, 자외선은 50%까지 향상 되었다. 이는 초음파의 경우, 강도가 증가할수록 수용액상에 발생하는 캐비테이션 버블의 수가 증가하고, 이로 인해 많은 양의 라디칼이 발생하고 오염물질과 반응하여 분해되기 때문이다(Mѐndez-Arriaga 등, 2008; Lim 등, 2007).
그 결과, 대부분의 화학반응에서 관찰할 수 있듯이 US/S2O82-와 UV/S2O82-공정의 경우, 온도가 증가 할 수록 IBP 분해율은 증가하였고, 분해속도 상수는 각각 1.8⨯10-2 (20℃)에서 3.0⨯10-2 min-1 (60℃)으로, 2.6⨯10-2 (20℃)에서 6.6⨯10-2 min-1 (60℃)로 2배 이상 증가하였다. 이는 Nachiappan와 Muthukumar(2013), Huang와 Huang(2009)이 제안한 결과와 유사한 것으로, 온도 변수가 S2O82-를 포함한 혼합공정에서 긍정적인 영향을 미치고 있음을 알 수 있다.
그 결과, S2O82-단독 공정에서는 온도가 상승함에 따라 IBP 제거율이 5%에서 약 50% 이상으로 향상되 었으나, 초음파와 자외선 단독공정에서는 온도 증가함에 따라 각각 최대 IBP제거율 대비 50% 정도 감소하는 것으로 나타났다. 이는 온도가 올라감에 따라 S2O82-이온이 열적으로 활성화되어 황산이온 라디칼을 식(12)와 같이 생성하기 때문이다(Tan 등, 2013; Bennedsen 등, 2012).
온도 증가에 따라 황산이온 농도 역시 0.054, 0.124, 0.158 mg/min 속도로 증가하였으며, 이를 통해 온도가 S2O82-의 라디칼 생성에 영향을 미칠 수 있음을 간접적으로 확인 할 수 있었다.
그 결과, 주입된 음이온 농도가 증가할수록 IBP 분해는 감소하였고, 음이온을 주입하지 않은 조건보다 (US/S2O82-(A조건)=1.8⨯10-2 min-1, UV/S2O82-(B조 건)=3.0⨯10-2 min-1) 주입한 경우, 5.4⨯10-3 min-1(A) 와 7.7⨯10-3 min-1(B, 20 mM 기준)로 IBP 분해속도가 약 50% 이상 감소하였다. 이는 Li 등, (2013)과 Gu 등, (2013)이 제시한 식(13)〜(19)와 같이, 음이온이 SO4- , OH 라디칼과 순간적으로 반응하여 오염물질과 경쟁 하기 때문이다.
1) IBP의 경우, 자외선 단일공정에서의 분해속도가 초음파 공정 보다 낮음에도 불구하고, UV/S2O82-공정에서는 US/S2O82-에 비하여 IBP 분해속도가 항상 높게 나타났다. 이는 초음파보다 자외선이 S2O82-산화제의 활성화 및 라디칼 발생율을 높이기 때문으로 판단되며, IBP 처리 시 S2O82-를 이용할 경우에는 초음파보다는 자외선공정을 이용하는 것이 더 효과적이다.
2) UV/S2O82-와 US/S2O82공정에서 S2O82-의 주입량 결정은 라디칼의 재결합 현상 발생함으로서 제거효율이 떨어질 수 있어 중요하여, 본 연구에서 IBP 반응속도가 가장 높은 S2O82- 주입량은 초음파, 자외선 혼합공정에 각각 4.3 g/L, 2.2 g/L 으로 자외선 공정에서 산화제 주입량이 낮아 효과적임을 확인 할 수 있었다.
3) UV/S2O82-와 US/S2O82 혼합공정에서 파 에너지 강도 및 온도가 증가할수록 IBP 분해속도는 이에 비례하였다. 이는 강도가 높을수록 S2O82-를 활성화 할 수 있는 캐비테이션 효과와 광량자 에너지가 증가하고, 온도가 높을수록 S2O82-가 활성화되어 라디칼 생성이 높아지기 때문이며, 이는 라디칼 생성 지표인자(황산이온농도)를 통해서도 관찰 할 수 있었다.
4) 수용액에 존재하는 음이온은 자외선, 초음파 혼합공정에서 라디칼의 스캐빈져로 작용하여 오염물질 분해에 부정적인 영향을 미칠 수 있어, 실제 현장적용 시 충분한 고려가 이루어져야 할 영향 인자임을 확인하였다.
후속연구
따라서, 단독공정과 달리 IBP 처리 시 UV/S2O82-공정이 US/S2O82- 공정에 비하여 좀 더 효과적인 혼합공정임을 예상할 수 있었다. 하지만, 이는 각 공정 에너지 소요대비 생성되는 절대 라디칼(산화력) 농도를 관찰한 것이 아니므로, 추후 오염물질 종류별, 표준화된 라디칼 생성농도 측정에 대한 연구가 필요할 것으로 판단 된다.
하지만, 본 연구에서 측정한 라디칼 생성농도는, 체류시간이 매우 짧고 반응성이 높은 라디칼의 절대적 발생량을 통한 비교값이 아니며, 초음파와 자외선의 단위 전력 또는 에너지 소모량 대비 발생하는 산화력 (라디칼 생성율)을 표준화 할 기준이 달리 없어 절대적이라 할 수 없고, 오염물질에 특성에 따라 달라질 수 있다. 따라서, 추후 에너지 소모대비, 발생할 수 있는 산화력 기준으로, 오염물질 종류에 따라 초음파와 자외선 혼합공정을 비교한 연구가 필요하다.
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
초음파는 역학파로서 액상에 조사 할 경우 어떤 효과를 기대 할 수 있는가?
초음파는 역학파로서 액상에 조사 할 경우 마이크로 단위 수중의 캐비테이션 버블 (cavitation bubble)이라하는 공극이 형성되고, 이는 연속적인 정압과 부압을 받으면서 성장하여, 어느 임계점 이상에서 내부 폭발함으로서 높은 에너지 (열분해; 고온>5000 K, 고압>1000 atm) 조건과 화학적 산화제 (·OH)를 생성한다. 자외선는 초음파와 달리 전자파로 오염물질의 직․간접적인 광분해 반응이나 소독효과를 얻고자 종종 이용된다(Lau 등, 2005; Wang 등, 2010; Na 등, 2012(b)).
S2O82-의 장점은 무엇인가?
01 V)) 적용에 관한 연구는 최근 많은 부분 시행되고 있으나 다양한 형태의 에너지 혼합기술 적용에 따른 연구결과를 비교․분석한 연구결과는 부족한 실정이다. 더욱이, S2O82-는 빛, 전이금속, 열 등의 개시제에 의해 식(1)과 같이 산화력이 높은 황산이온 라디칼 (SO4-, E0=2.6 V)을 형성하여, 오염물질 분해를 향상 시킬 수 있는 장점이 있어 적용성이 높은 산화제이다.
초음파 또는 자외선 혼합 공정이 단일공정에 비해 오염물질 분해속도가 10배에서 많게는 100배까지 높게 나타는데 이러한 향상효과는 어떤 이유때문인가?
이는, Gao 등 (2012), Gu 등 (2013) 그리고 Li 등(2013)의 결과와 유사한 것으로(Table 2), 처리물질과 조건이 다름에도 불구하고, 초음파 또는 자외선 혼합 공정이 단일공정에 비해 오염물질 분해속도가 10배에서 많게는 100배까지 높게 나타났다. 이러한 향상효과는 자외선과 초음파가 S2O82-의 개시제 역할을 함으로서 황산라디칼(SO4-·)을 형성하기 때문으로 판단된다(Na 등, 2012; Gao 등, 2012; Li 등, 2013; Nachiappan과 Muthukumar, 2013; Khataee와 Mirzajani, 2010).
참고문헌 (33)
Bagal, M. V., Lele, B. J., Gogate, P. R., 2013, Removal of 2,4-dinitrophenol using hybrid methods based on ultrasound at an operating capacity of 7L, Ultrason. Sonochem., 20, 1217-1225.
Bennedsen, L, R., Muff, J., Sogaard, E. G., 2012, Influence of chloride and carbonates on the reactivity of activated persulfate, Chemosphere, 86, 1092-1097.
Cai, J. H. Na, S. M. Ahn, Y. Y. Lee, S. B. Khim, J. H. 2012, Degradation Properties of Ibuprofen using Photocatalytic Process, J. Environ. Sci, Inter., 21(4), 411-419.
Grcic, I., Papic, S., Koprivanac, N., Kovacic, I., 2012, Kinetic modeling and synergy quantification in sono and photooxidative treatment of simulated dyehouse effluent, Water Res., 46, 5683-5695.
Gu, X., Lu, S., Qiu, Z., Banks, C. J., Imai, T., Lin, K., Luo, Q., 2013, Photodegradation performance of 1,1,1-trichloroethane in aqueous solution: in the presence and absence of persulfate, Chem. Eng. J., 215-216, 29-35.
Huang, Y. F., Huang, Y. H., 2009, Identification of produced powerful radicals involved in the mineralization of bisphenol A using a novel UV- $Na_2S_2O_8/H_2O_2$ -Fe(II, III) two-stage oxidation process, J. Haz. Mat., 162, 1211-1216.
Khataee, A. R., Mirzajani, O., 2010, UV/peroxydisulfate oxidation of C.I. Basic Blue 3: Modeling of key factors by artificial neural network, Desalination, 251, 64-69.
Lau, T. K., Chu, W., Graham, N., 2005, The degradation of endocrine disruptor di-n-butyl phthalate by UV irradiation: a photolysis and product study, Chemosphere., 60, 1045-1053.
Lau, T. K., Chu, W., Graham, N. J. D., 2007, The aqueous degradation of butylated hydroxyanisole by UV/ $S_2O_8\;^{2-}$ : study of reaction mechanism via dimerization and mineralization, ES&T., 41, 613-619.
Li, B., Li, L., Lin, K., Zhang, W., Lu, S., Luo, Q., 2013, Removal of 1,1,1-trichloroethane from aqueous solution by a sono-activated persulfate process, Ultrason. Sonochem., 20, 855-863.
Manousaki, E., Psillakis, E., Kalogerakis, N., Mantzavinos, D., 2004, Degradation of sodium dodecylbenzene sulfonate in water by ultasonic irradiation, Water Res., 38, 3751-3759.
Mendez-Arriaga, F., Torres-Palma, R. A., Petrier, C., Esplugas, S., Gimenez, J., Pulgarin, C., 2008, Ultrasonic treatment of watercontaminated with ibuprofen, Water Res., 42, 4243-4248.
Nachiappan, S., Muthukumar, K., 2013, Treatment of pharmaceutical effluent by ultrasound coupled with dual oxidant system, Environ. Technol., 34, 209-217.
Na, S. M. Ahn, Y. Y. Cui, M. C. Cho, S. H. Khim, J. H. 2011, Degradation Characteritic of Endocrine Disruptors (DEP, NP) using Combined Advanced Oxidation Processes (AOPs), J. Environ. Sci, Inter., 20(2), 2231-2239.
Na, S. M. Cai, J. H. Shin, D. H. Cui, M. C. Khim, J. H. 2012, (a) The Study of DEP degradation properties by combination US and UV lamp of different wavelength, J. Environ. Sci, Inter., 21(7), 845-853.
Salari, D., Daneshvar, N., Niaei, A., Aber, S., Rasoulifard, M. H., 2008, The photo-oxidative destruction of C. I. Basic yellow2 using UV/ $S_2O_8\;^{2-}$ processin an annular photoreactor, J. Environ. Sci, Health Part A, 43,,657-663.
Shin, D. H. Na, S. M. Cai, J. H. Khim, J. H. 2012, Effect of initial pH removal of dichloroacetonitrile in photocatalytic ozonation by using compound parabolic concentrator modules, Korean Soci. Haz. Mitiga., 12(4), 225-231.
Stasinakis, A.S., Gatidou, G., Mamais, D., Thomaidis, N.S., Lekkas, T. D., 2008, Occurrence andfate of endocrine disrupters in Greek sewage treatment plants, Water Res., 42, 1796-1804.
Wang, D., Oppenlander, T., Ei-Din, M. G., Bolton, J. R., 2010, Comparison of the disinfection effects of vacuum-UV (VUV) and UV light on Bacillussubtilis pores in aqueous suspensions at 172, 222 and 254 nm, Photochem. Photobiol., 86, 176-181.
Yang, S., Wang, P., Yang, X., Shan, L., Zhang, W., Shao, X., Niu, R., 2010, Degradation efficiencies of azo dye Acid Orange 7 by the interaction of heat, UV and anions with common oxidants: persulfate, peroxymonosulfate and hydrogen peoxide, J. Haz. Mat., 179, 552-558.
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