[논문]비소 오염토양의 안정화를 위한 나노 Fe° 담지 바이오차 적용 연구

최유림; 안혜영; 박광진; 주완호; 양재규; 장윤영

doi:10.14249/eia.2020.29.5.350

[국내논문] 비소 오염토양의 안정화를 위한 나노 Fe° 담지 바이오차 적용 연구
Application of Nano Fe°-impregnated Biochar for the Stabilization of As-contaminated Soil 원문보기

환경영향평가 = Journal of environmental impact assessment, v.29 no.5, 2020년, pp.350 - 362

최유림 (광운대학교 환경공학과) , (광운대학교 환경공학과) , 안혜영 (광운대학교 환경공학과) , 박광진 ((주)대일이앤씨) , 주완호 (광운대학교 환경공학과) , 양재규 (광운대학교 환경공학과) , 장윤영 (광운대학교 환경공학과)

초록
AI-Helper

본 연구에서는 전정가지 부산물과 one-pot 합성방법을 이용하여 철 나노입자가 담지된 바이오차인 INPBC(Iron Nano-Particles Impregnated BioChar)를 제조하고 비소 오염토양의 안정화제로써의 적용 가능성을 평가하였다. INPBC는 전정가지 부산물과 Fe(III) 용액을 220℃에서 3시간 동안 수열반응하고 이후 N₂ 분위기에서 1시간 동안 소성하여 제조하였으며 FT-IR, XRD, BET, SEM을 이용하여 INPBC의 특성을 분석하였다. INPBC의 안정화 성능평가는 국내 E폐광산과 S폐광산의 인근 농경지에서 채취한 비소로 오염된 토양 Soil-E와 Soil-S를 채취하여 4주 동안의 배양실험을 실시하였다. 배양실험 후 토양중 비소의 안정화 정도를 알아보기 위해 TCLP와 SPLP 용출시험을 실시하였다. TCLP와 SPLP의 용출시험결과, INPBC의 적용 농도의 증가에 따라 토양 중 비소의 용출농도는 감소하여 안정화 효율이 높아지는 것을 확인할 수 있었으며, 특히 Soil-E의 경우 SPLP 용출액 중 비소의 농도는 먹는물 수질기준치 이하의 낮은 값을 나타내었다. 안정화 토양의 연속추출시험에서는 쉽게 용출되는 1단계 및 2단계의 분획비율이 감소되고 그 보다 용출이 어려운 3단계 및 4단계의 분획비율이 증가되는 것을 확인할 수 있었으며, 이러한 결과는 오염토양에 주입한 INPBC의 표면에 존재하는 철 나노입자로 인해 토양에서 용출된 비소가 sorption에 의해 안정화된 것으로 판단된다. 본 연구에서 나타난 INPBC의 비소 오염토양의 안정화 효과는 대규모 비소 오염토양의 위해성 저감을 위한 안정화제로서 높은 적용 가능성을 보여 준다.

Abstract ▼ AI-Helper

In this study, nano Fe°-impregnated biochar (INPBC) was prepared using pruning residues and one-pot synthetic method and evaluated its performance as an amendment agent for the stabilization of arsenic-contaminated soil. For the preparation of INPBC, the mixture of pruning residue and Fe (III) solution was heated to 220℃ for 3hr in a teflon-sealed autoclave followed by calcination at 600℃ under N2 atmosphere for 1hr. As-prepared INPBC was characterized using FT-IR, XRD, BET, SEM. For the stabilization test of as-prepared INPBC, As-contaminated soils (Soil-E and Soil-S) sampled from agricultural sites located respectively near E-abandoned mine and S-abandoned mine in South Korea were mixed with different of dosage of INPBC and cultivated for 4 weeks. After treatment, TCLP and SPLP tests were conducted to determine the stabilization efficiency of As in soil and showed that the stabilization efficiency was increased with increasing the INPBC dosage and the concentration of As in SPLP extractant of Soil-E was lower than the drinking water standard level of Ministry of Environment of South Korea. The sequential fractionation of As in the stabilized soils indicated that the fractions of As in the 1st and 2nd stages that correspond liable and known as bioavailable fraction were decreased and the fractions of As in 3rd and 4th stages that correspond relatively non-liable fraction were increased. Such a stabilization of As shows that the abundant nano Fe° on the surface of INPBC mixed with As-contaminated soils played the co-precipitation of As leaching from soil by surface complexation with iron. The results of this study may imply that INPBC as a promising amendments for the stabilization of As-contaminated soil play an important role.

Keyword

표/그림 (15)

그림 Figure 1. Sampling of pruning residues.
그림 Figure 2. Location map of sampling points of contaminated soils in (a) E mine and (b) S mine.
그림 Figure 3. One-pot synthesis process of INPBC amendment.
표 Table 1. Physical and chemical properties of Soil-E and Soil-S compared with the general range of upland soils
그림 Figure 4. Stabilization test of As-contaminated soils amended with INPBC.
그림 Figure 5. FT-IR spectral analysis of pristine BC, pristine IPs and INPBC.
그림 Figure 6. XRD patterns of pistine BC, prisitne IPs and INPBC.
$Table 2. Sequential extraction procedure for fractionation of arsenic in soils (Haque, 2007)$ 표 Table 2. Sequential extraction procedure for fractionation of arsenic in soils (Haque, 2007)
그림 Figure 7. SEM images and EDS spectrum of INPBC0.25; (a) x 1,000, (b) x 10,000, (c) x 50,000, (d) EDS elemental mapping image, (e) EDS spectrum.
표 Table 3. BET surface area, t-plot pore volume and average pore width of pristine BC, pristine IPs and INPBC
그림 Figure 8. Temporal change of soil pH with addition of INPBC for (a) Soil-E and (b) Soil-S.
표 Table 4. CEC and exchangeable cation in the untreated/treated soil and INPBC
그림 Figure 9. TCLP extractable As concentration and stabilization efficiency of (a) Soil-E and (b) Soil-S.
그림 Figure 10. Concentrations of SPLP extracts of (a) Soil-E and (b) Soil-S and comparison with drinking water standards.
$Figure 11. Concentrations and ratios of each fractions of As from ((a), (b)) Soil-E and ((c), (d)) Soil-S before and after application of amendments.$ 그림 Figure 11. Concentrations and ratios of each fractions of As from ((a), (b)) Soil-E and ((c), (d)) Soil-S before and after application of amendments.

AI 본문요약
AI-Helper

* AI 자동 식별 결과로 적합하지 않은 문장이 있을 수 있으니, 이용에 유의하시기 바랍니다.

문제 정의

SPLP는 일반적으로 산성강우에 의해 토양 및 지표수 내에서 폐기물의 용출 가능성과 오염물질 아래의 지하수면에 대한 오염물질의 이동성을 확인 방법이다. 따라서 안정화제의 적용이 비소의 이동과 이로 인한 오염물질 하부의 지하수 오염 가능성 방지 여부를 확인하고자 SPLP 시험에서는 용출액의 비소 농도를 먹는물 관리법 제5조의 먹는물 수질기준치와 비교하였다. Figure 10(a), (b)에서 확인할 수 있듯이 안정화 이전 토양의 SPLP 용출액 중 비소의 농도는 Soil-E와 Soil-S가 각각 33, 141(μg/L)로 먹는물 수질기준치(10μg/L)를 초과하는 것으로 나타났다.
본 연구에서는 폐 바이오매스인 전정가지를 재료로 one-pot합성 방법에 의해 나노 Fe°담지 바이오차인 INPBC를 제조하여 현장 비소 오염 토양을 대상으로 오염토양의 안정화제로서의 활용 가능성을 알아보았다.
본 연구에서는 양이온 중금속 뿐 아니라 전국에 산재되어 있는 비소 오염토양의 안정화에 바이오차를 활용하고자 철 나노입자가 담지된 바이오차인 INPBC(Iron Nano-Particles Impregnated BioChar)의 적용을 제안하였다. 기존의 일반적인 나노금속 담지 탄소 기반 물질의 제조방법은 (i) 나노 금속물질을 지지할 수 있는 탄소 기반 물질의 제조, (ii) 탄소기반 물질과 철 용액과의 혼합, (iii) 침전 등을 통해 표면의 금속을 고정화하는 과정으로 이루어져 있는데 이러한 과정은 여러 단계를 포함하고 시간이 오래 걸리는 단점을 가지고 있다(Gai et al.

제안 방법

One-pot 합성방법으로 제조된 INPBC의 비소 오염토양의 안정화 효과를 평가하기 위하여 폐광산 부지 근처의 농경지에서 채취한 현장 비소오염토양을 대상으로 배양실험을 진행하였으며 INPBC에 의한 토양중 비소의 안정화 정도를 평가하기 위해 TCLP(Toxicity characteristics leaching procedure), SPLP(Synthetic Precipitation Leaching Procedure), 연속추출 시험을 실시하였다.
토양시료는 표토(~15cm)에서 채취하여 실험실로 이송하였으며 1주일 동안 실외에서 풍건(air-dry)한 후 2mm 이하의 토양을 체거름으로 분리한 후 실험에 사용하였다. E광산과 S광산 부지에서 채취한 토양은 각각 Soil-E와 Soil-S로 분류하였다. Soil-E와 Soil-S의 비소 농도 측정을 위해 국내 토양오염공정 시험법에 제시된 전 함량 분석을 실시하였다.
E광산과 S광산 부지에서 채취한 토양은 각각 Soil-E와 Soil-S로 분류하였다. Soil-E와 Soil-S의 비소 농도 측정을 위해 국내 토양오염공정 시험법에 제시된 전 함량 분석을 실시하였다. Soil-E와 Soil-S의 비소 전 함량은 각각 92.
소성과정을 마친 최종 결과물인 INPBC는 분쇄한 후 분말형태로 보관하였다. 이때 INPBC의 제조과정에서 Fe(III) 용액을 증류수로 대체하여 제조한 pristine BC (biochar)와 전정가지의 혼합 없이 제조한 pristine IPs (iron nanoparticles)를 특성평가에 사용하여 INPBC와 결과를 비교하였다.
제조한 INPBC 표면의 관능기 분석은 FT-IR (Fourier Transform Infrared Spectrometer, Cary 610 Agilent)을 사용하였으며, 바이오차 표면의 결정성 분석은 XRD (X-ray Diffractometer, D8 Discover, Bruker AXS)를 사용하였다. BET (Brunauer Emmett Teller) 비표면적 및 기공크기 분석은 ASAP 2420 (Micromeritics)을 사용하였으며, 안정화제 표면의 형태학적 분석과 담지된 철 나노입자의 크기 측정은 SEM (Scanning Electron microscope)과 JSM7800F (JEOL)을 사용하였다.
이후 0.45 μm membrane filter를 이용하여 용출액을 분리한 후 용액 중 중금속 농도를 ICP-OES를 이용하여 분석하였다.
토양 중 비소의 안정화 효율을 평가하기 위해 회분식 배양실험을 실시하였다. 오염토양 300g을 실험용 광구병에 담은 후 안정화제 INPBC를 토양 무게 대비 1, 2.
토양 중 비소의 안정화 효율을 평가하기 위해 회분식 배양실험을 실시하였다. 오염토양 300g을 실험용 광구병에 담은 후 안정화제 INPBC를 토양 무게 대비 1, 2.5%(Soil-E)와 2.5, 5%(Soil-S) 비율로 주입하고 균일하게 혼합하였다. 안정화 주입 후 토양의 함수율을 30%가 되도록 조절하였고 광구병은 밀봉한 후 인큐베이터(GE300, Jeiotech)를 이용하여 암실 조건에서 4주 동안 배양하였다.
5, 5%(Soil-S) 비율로 주입하고 균일하게 혼합하였다. 안정화 주입 후 토양의 함수율을 30%가 되도록 조절하였고 광구병은 밀봉한 후 인큐베이터(GE300, Jeiotech)를 이용하여 암실 조건에서 4주 동안 배양하였다. 배양실험 과정을 Figure 4에 나타내었다.
TCLP 시험방법은 다음과 같다. 2mm 이하로 체 거름한 건조 토양 2g과 TCLP 용출액(pH 2.88의 acetic acid 용액) 40mL(토양:용출액=1(W):20(V))을 50mL 코니칼 튜브에 담고 상온에서 회전 교반기(rotary agitator)를 이용하여 30rpm에서 18시간 동안 진탕하였다. 이후 0.
각 단계에서 얻어진 추출액은 0.45μm membrane filter를 이용하여 여과한 후 ICP-OES로 분석하였다.

대상 데이터

안정화 제조를 위한 전정가지는 경기도 고양시 인근 폐목재 처리장에서 채취하였으며 처리장 내 전정가지는 인근 가로수 및 공원의 전정작업 부산물이다. 채취한 전정가지는 3회 세척을 실시한 뒤 1주일 동안 풍건하였고 이 후 절단하여 사용 전까지 보관하였다(Figure 1).
채취한 전정가지는 3회 세척을 실시한 뒤 1주일 동안 풍건하였고 이 후 절단하여 사용 전까지 보관하였다(Figure 1). 안정화제의 제조에 사용된 Ferric nitrate(Fe(NO₃)₃)는 Daejung chemicals에서 구입하였다.
안정화 시험대상 비소오염토양은 경상북도에 위치한 E광산과 S광산 인근의 농경지에서 채취하였으며(Figure 2). E광산과 S광산은 약 1920년부터 금, 은, 구리 등을 개발한 광산으로 현재는 폐광된 상태이나 개발 당시 발생한 광물찌꺼기, 폐석 등이 장기간 방치되어 주변지역에 광해가 발생되었다.
토양시료는 표토(~15cm)에서 채취하여 실험실로 이송하였으며 1주일 동안 실외에서 풍건(air-dry)한 후 2mm 이하의 토양을 체거름으로 분리한 후 실험에 사용하였다. E광산과 S광산 부지에서 채취한 토양은 각각 Soil-E와 Soil-S로 분류하였다.

이론/모형

제조한 INPBC 표면의 관능기 분석은 FT-IR (Fourier Transform Infrared Spectrometer, Cary 610 Agilent)을 사용하였으며, 바이오차 표면의 결정성 분석은 XRD (X-ray Diffractometer, D8 Discover, Bruker AXS)를 사용하였다. BET (Brunauer Emmett Teller) 비표면적 및 기공크기 분석은 ASAP 2420 (Micromeritics)을 사용하였으며, 안정화제 표면의 형태학적 분석과 담지된 철 나노입자의 크기 측정은 SEM (Scanning Electron microscope)과 JSM7800F (JEOL)을 사용하였다.
, 2001). 본 연구에서 안정화 전후에 대한 토양 중 비소의 분획특성 변화를 확인하기 위해 Wenzel 등이 제시한 연속추출 방법을 사용하였으며 단계별 토양과 비소의 결합 형태 및 용출방법을 Table 2에 나타내었다. 각 단계에서 얻어진 추출액은 0.

성능/효과

Soil-E와 Soil-S의 비소 농도 측정을 위해 국내 토양오염공정 시험법에 제시된 전 함량 분석을 실시하였다. Soil-E와 Soil-S의 비소 전 함량은 각각 92.4, 323.7mg/kg으로 두 토양 모두 환경부 오염토양의 대책기준(1지역, 75mg/kg)을 초과하는 것으로 나타났다. 토양화학분석법(NAAS, 2010)에 따른 Soil-E와 Soil-S의 물리화학적 특성분석 결과를 Table 1에 표기하였다.
소성 단계에서 온도 상승 속도는 10℃/min이 되도록 조절하였으며 산소의 차단을 위해서 온도를 상승시키기 이전 30분부터 소성기간 동안 N₂ 가스를 흘러주었으며 소성 후 상온으로 냉각될 때 까지 N₂ 분위기를 유지하였다. 소성과정을 마친 최종 결과물인 INPBC는 분쇄한 후 분말형태로 보관하였다. 이때 INPBC의 제조과정에서 Fe(III) 용액을 증류수로 대체하여 제조한 pristine BC (biochar)와 전정가지의 혼합 없이 제조한 pristine IPs (iron nanoparticles)를 특성평가에 사용하여 INPBC와 결과를 비교하였다.
2의 H₂SO₄/HNO₃(3:2) 용액) 40mL(토양:용출액=1(W):20(V))을 50mL 코니칼 튜브에 담고 상온에서 회전 교반기를 이용하여 30rpm에서 18시간 동안 진탕하였다. TCLP와 SPLP시험에 의한 비소의 안정화 효율은 안정화 처리 전 대비 용출액의 농도가 저감되는 정도로 나타내었다(Eq. 1).
Pristine BC, pristine IPs, INPBC의 XRD 분석결과를 보면(Figure 6) pristine BC와 INPBC 시료에서 2-Theta 26.6℃에서 피크가 형성되는 것을 확인할 수 있는데, 이는 목질계 바이오매스가 수열 반응과 소성을 거치면서 표면의 탄소 구조가 graphite plane으로 변환되었음을 보여주고 있으며(Nelli et al., 2018), Pristine IPs의 경우 철의 결정성이 주로 α-Fe2O3로 확인된 반면, INPBC의 경우 표면에 담지된 철의 결정성이 영가철로 확인되었다.
, 2020). INPBC에서는 pristine BC와 pristine IPs에서 관찰된 피크가 모두 확인되어 INPBC의 표면에 바이오차와 철 입자의 관능기들을 함께 보유하는 것으로 나타났다.
Soil-E와 S의 안정화제 적용 전 토양의 pH는 각각 6.1과 6.6이며 안정화제를 형태별로 토양 무게 대비 1, 2.5, 5%(Soil-E의 경우 1, 2.5%, Soil-S의 2.5, 5% 비율로 적용)로 적용한 결과, 시간 경과와 함께 토양의 pH가 국립농업과학원의 국내 밭토양에서 제시하는 적정 토양 pH 6-7 보다 약간 높은 수준으로 상승하는 결과를 보였다(Figure 8). Soil-E의 경우 배양 4주 후 토양의 pH는 1, 2.
5, 5% 비율로 적용)로 적용한 결과, 시간 경과와 함께 토양의 pH가 국립농업과학원의 국내 밭토양에서 제시하는 적정 토양 pH 6-7 보다 약간 높은 수준으로 상승하는 결과를 보였다(Figure 8). Soil-E의 경우 배양 4주 후 토양의 pH는 1, 2.5% 적용 조건에서 각각 7.48과 7.53으로 확인되었고 Soil-S의 경우 2.5와 5% 적용조건에서 각각 7.31과 7.46으로 확인되었는데 이러한 토양 pH의 상승은 높은 pH(11.79)를 보유한 INPBC의 혼합 때문인 것으로 판단된다.
Soil-E와 Soil-S의 TCLP 용출시험 결과와 안정화효율을 Figure 9에 나타내었다. 전함량 기준을 초과한 비소오염토양의 TCLP 용출시험에 의해 용출되는 비소 농도는 0.60 mg/kg(Soil-E)와 4.11mg/kg(Soil-S)로 나타났다. 안정화 효율은 Soil-E의 경우 INPBC 주입조건 1.
11mg/kg(Soil-S)로 나타났다. 안정화 효율은 Soil-E의 경우 INPBC 주입조건 1.0과 2.5% 조건에서 각각 44.0과 92.4%로 확인되었으며 Soil-S의 경우 INPBC 2.5과 5.0% 주입조건에서 각각 36.7과 53.5%로 확인되었다. 두 토양 모두 TCLP 시험 결과 INPBC의 적용에 의한 비소의 이동성 저감 및 안정화를 확인할 수 있었으며 적용 비율이 증가할수록 안정화 효율이 증가되는 결과를 보였다.
5%로 확인되었다. 두 토양 모두 TCLP 시험 결과 INPBC의 적용에 의한 비소의 이동성 저감 및 안정화를 확인할 수 있었으며 적용 비율이 증가할수록 안정화 효율이 증가되는 결과를 보였다. 오염 토양 중 비소의 안정화는 바이오차 표면의 철산화물(biochar≡FeOH_(s))과 비소간의 착화물 형성(biochar≡FeAsO4^2-_(s) 등) 또는 영가철의 산화로 인해 비롯된 Fe³⁺와 비소가 반응하여 ferric arsenate (FeAsO₄·2H₂O)공침하였기 때문인 것으로 판단된다(Samsuri et al.
Soil-S의 경우 INPBC 2.5와 5% 적용 조건에서 용출액의 비소 농도가 각각 47과 21μg/L으로 확인되었다.
한편 안정화 이전 3단계 비결정질 철 산화물(Amorphous hydrous oxide of Fe & Al, 25.2%)이 안정화 후 28.0%(INPBC 1%), 25.9%(INPBC 2.5%)로 증가하였으며, 4단계 결정질철 산화물(Crystallized hydrous oxides of Fe & Al, 37.9%)의 분획비율 또한 40.9%(INPBC 1.0%)와 38.7%(INPBC 2.5%)로 증가하는 결과를 보였다.
Figure 10(a), (b)에서 확인할 수 있듯이 안정화 이전 토양의 SPLP 용출액 중 비소의 농도는 Soil-E와 Soil-S가 각각 33, 141(μg/L)로 먹는물 수질기준치(10μg/L)를 초과하는 것으로 나타났다. SPLP 시험에서도 TCLP 시험에서 얻은 결과와 같이 INPBC의 적용 비율이 증가할수록 용출액의 비소 농도는 저감되는 것을 확인할 수 있었다.
5와 5% 적용 조건에서 용출액의 비소 농도가 각각 47과 21μg/L으로 확인되었다. Soil-S는 Soil-E 대비 높은 비소 오염농도를 가지고 있어 안정화 후 SPLP 용출액의 농도가 수질기준치를 만족하지는 못하였으나 안정화 전 대비 저감 효율은 2.5와 5% 적용 조건에서 각각 66.6과 85.1%로 높게 나타났다. 이와 같은 결과를 볼 때, INPBC는 산성강우 등에 의한 오염토양 중 비소의 용출을 방지하고 오염 토양 아래에 위치한 지하수면으로의 오염 확산을 방지할 수 있는 안정화제로서의 가능성을 보여주고 있다.
1%로 높게 나타났다. 이와 같은 결과를 볼 때, INPBC는 산성강우 등에 의한 오염토양 중 비소의 용출을 방지하고 오염 토양 아래에 위치한 지하수면으로의 오염 확산을 방지할 수 있는 안정화제로서의 가능성을 보여주고 있다.
안정화제 적용 전·후 Soil-E와 Soil-S의 비소에 대한 결합 형태별 농도와 분획비율을 Figure 11에 나타내었다. Soil-E의 비소의 대한 연속추출 결과를 살펴보면(Figure 11(a)와 (b)), 안정화 이전의 1단계 비특이적 흡착(non-specifically sorbed) 분획비율이 0.72%로 존재하였으나 INPBC 1.0과 2.5% 적용 후 검출 한계미만으로 나타났으며 안정화 이전 2단계 특이적 흡착(specifically sorbed)의 분획비율 5.64%에서 안정화 후 2.11%(INPBC 1%), 1.93%(INPBC 2.5%)로 저감되는 것으로 나타났다. 한편 안정화 이전 3단계 비결정질 철 산화물(Amorphous hydrous oxide of Fe & Al, 25.
Soil-S의 경우에 비소의 결합 형태별 농도와 비율은 Figure 11(c)과 (d)와 같으며 Soil-E와 유사한 결과를 보였다. 안정화 이전 분획비율이 0.5%인 1단계 비특이적 흡착은 모든 조건에서 검출 한계 미만으로 나타났으며 2단계 특이적 흡착의 분획비율은 4.91%에서 INPBC 2.5, 5% 적용 후 각각 2.61, 2.57%로 감소되었다. 3단계 비결정질 철산화물의 경우 31.
바이오폐기물인 전정가지와 Fe(III)용액을 혼합하여 수열 반응과 소성과정을 거쳐 제조한 INPBC은 넓은 비표면적(322.3m2/g)과 바이오차의 여러 산소 관능기와 Fe° 및 Fe-O의 형태를 보유하고 있으며 토양 중 음이온인 비소에 대한 반응성을 가지고 있는 것으로 확인되었다.
3m²/g)과 바이오차의 여러 산소 관능기와 Fe° 및 Fe-O의 형태를 보유하고 있으며 토양 중 음이온인 비소에 대한 반응성을 가지고 있는 것으로 확인되었다. 국내 폐광산 부지 농경지에서 채취한 비소 오염토양을 대상으로 INPBC의 안정화 효과를 알아본 결과, INPBC 적용 비율을 높일수록 토양중비소의 용출은 비례적으로 낮아져 SPLP 용출액중의 비소 농도가 먹는물 수질기준치 이하의 값을 나타내었다.
안정화 토양의 연속추출시험결과, 토양중 비소의 형태가 자연조건에서 쉽게 용출되는 1단계 및 2단계의 존재형태 비율이 감소하고 그 보다 용출이 어려운 3단계 및 4단계의 존재형태로 증가되는 것을 확인할 수 있었으며 이는 토양에서 용출된 비소가 INPBC 표면의 Fe에 흡착 또는 Fe 이온과 함께 공침되는 반응 경로에 의한 것으로 판단된다. 이상의 INPBC의 비소오염토양의 안정화 효과와 아울러 폐자원의 활용과 상대적으로 단순화된 제조과정에 의해 생산된 INPBC은 중금속 및 비소 오염 토양의 안정화제로서 실제 활용 잠재성이 매우 큰 것으로 예상된다.
안정화 토양의 연속추출시험결과, 토양중 비소의 형태가 자연조건에서 쉽게 용출되는 1단계 및 2단계의 존재형태 비율이 감소하고 그 보다 용출이 어려운 3단계 및 4단계의 존재형태로 증가되는 것을 확인할 수 있었으며 이는 토양에서 용출된 비소가 INPBC 표면의 Fe에 흡착 또는 Fe 이온과 함께 공침되는 반응 경로에 의한 것으로 판단된다. 이상의 INPBC의 비소오염토양의 안정화 효과와 아울러 폐자원의 활용과 상대적으로 단순화된 제조과정에 의해 생산된 INPBC은 중금속 및 비소 오염 토양의 안정화제로서 실제 활용 잠재성이 매우 큰 것으로 예상된다.

질의응답

핵심어	질문	논문에서 추출한 답변
	바이오차는 어떤 특성으로 인해 토양 중 중금속의 이동성을 저감시킬 수 있는가?	바이오차는 높은 pH, 비표면적, CEC와 풍부한 산소 함유 관능기를 보유하고 있어 토양 중 중금속의 이동성을 저감시킬 수 있는 성능을 보유하고 있는 것으로 알려져 있으며 중금속 오염토양의 안정화에 효과적인 것으로 보고하고 있다(Lehmann et al., 2011).
	바이오매스의 폐기물 탄화과정에서 얻어진 바이오차는 음이온 형태의 오염물질에는 어떤 영향을 미칠 수 있는가?	, 2011). 그러나 이와 같은 양이온 중금속의 안정화에 효과적인 바이오차는 비소와 같은 음이온 형태로 존재하는 오염물질의 안정화에는 효과가 낮은 것으로 알려져 있으며 오히려 이들 오염물질의 이동성을 증가시킬 수 있는 것으로 보고되었다(Major et al., 2010).
	나노금속 담지 탄소 기반 물질의 제조과정은?	본 연구에서는 양이온 중금속 뿐 아니라 전국에 산재되어 있는 비소 오염토양의 안정화에 바이오차를 활용하고자 철 나노입자가 담지된 바이오차인 INPBC(Iron Nano-Particles Impregnated BioChar)의 적용을 제안하였다. 기존의 일반적인 나노금속 담지 탄소 기반 물질의 제조방법은 (i) 나노 금속물질을 지지할 수 있는 탄소 기반 물질의 제조, (ii) 탄소기반 물질과 철 용액과의 혼합, (iii) 침전 등을 통해 표면의 금속을 고정화하는 과정으로 이루어져 있는데 이러한 과정은 여러 단계를 포함하고 시간이 오래 걸리는 단점을 가지고 있다(Gai et al., 2017).

참고문헌 (27)

Ahmad M, Lee SS, Lim JE, Lee SE, Cho JS. Moon DH, Hashimoto Y, Ok YS. 2014. Speciation and phytoavailability of lead and antimony in a small arms range soil amended with mussel shell, cow bone and biochar: EXAFS spectroscopy and chemical extraction. Chemosphere, 95, 433-444.

상세보기
Eo YS. 2007. A study on the immobilization of heavy metal contaminated in soil. Master dissertation, Kwangwoon University, Seoul.
Fan J, Chen X, Xu Z, Xu X, Zhao L, Qiu L, Cao X. 2020. One-pot synthesis of nZVI-embedded biochar for remediation of two mining arseniccontaminated soils: Arsenic immobilization associated with iron transformation, Journal of Hazardous Materials, 398, 122901.

상세보기
Gai C, Zhang F, Lang Q, Liu T, Peng N. 2017. Facile one-pot synthesis of iron nanoparticles immobilized into theporous hydrochar for catalytic decomposition of phenol. Applied Catalysis B: Environmental, 204, 566-576.

상세보기
Haque S. 2007. Hydrogeochemical Evolution of Arsenic Along Groundwater Flow Paths: Linking Aqueous And Solid Phase Arsenic Speciation. Ph.D. dissertation, The University of Texas, Texas.
Hayashi Y. 2016. Pot economy and one-pot synthesis, Chem. Sci., 7, 866-880.

상세보기
Kabata-Pendias A, Pendias H. 2020. Trace elements in soil and plants CRC Press, BocaRaton, Florida.
Kim JD. 2002, Soil Washing of Mine Tailings and Contaminated Soil in the Vicinity of Disused Mine. Ph.D. dissertation, Konkuk University, Seoul.
Kim YH, Kong MS, Lee EJ, Lee TG, Jung GB. 2019. Status and Changes in Chemical Properties of Upland Soil from 2001 to 2017 in Korea. Korean J Environ Agric., 38(3), 213-218.

원문보기 상세보기
Koh IH, Kim JE, Kim GS, Park MS, Kang DM, Ji WH. 2016. Stabilization of Agricultural Soil Contaminated by Arsenic and Heavy Metals using Biochar derived from Buffalo Weed. J. Soil Groundw. Environ., 21(6), 87-100.

원문보기 상세보기
Kumpiene J, Larerkvist A, Maurice C. 2008. Stabilization of As ,Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments - a review. Waste Management, 28, 215-225.

상세보기
Kumpiene J, Ore S, Renella G, Mench M, Lagerkvist A, Maurice C. 2006. Assessment of zerovalent iron for stabilization of chromium, copper, and arsenic in soil. Environmental Pollution. 114(1), 62-69.
Lehmann J, Rillig MC, Thies J, Masiello CA, Hockaday WC, Crowley D. 2011. Biochar effects on soil biota - A review. Soil Biol. Biochem., 43, 1812-1836.

상세보기
Lyu H, Tang J, Huang Y, Gai L, Zeng EY, Liber K. 2017. Removal of hexavalent chromium from aqueous solutions by a novel biochar supported nanoscale iron sulfide composite. Chem. Eng. J., 322, 516-524.

상세보기
Major J, Lehmann J, Rondon M, Goodale C. 2010. Fate of soil-applied black carbon: downward migration, leaching and soil respiration. Global change biol., 16, 1366-1379.

상세보기
Mandal S, Pu S, Wang X, Ma H, Bai Y. 2020. Hierarchical porous structured polysulfide supported nZVI/biochar and efficient immobilization of selenium in the soil. Science of the Total Environment, 708, 134831.

상세보기
MOE (Ministry of Environment). 2020. The 2nd soil conservation plan(2020-2029).
Moon DH, Cheong KH, Khim JY, Wazne M, Hyun SH, Park JH, Chang YY, Ok YS. 2013. Stabilization of $Pb^{2+}\;and\;Cu^{2+}$ contaminated firing range soil using calcined oyster shells and waste cow bones, Chemosphere, 91. 1349-1354.

상세보기
NAAS (National Academy of Agricultural Science). 2010. Methods of Soil Chemical Analysis.
Nelli ST, Ramsurn H. 2018. Synthesis and formation mechanism of iron nanoparticles in graphitized carbon matrix using biochar from biomass model compounds as a support, Carbon, 134, 480-490.

상세보기
Park JH, Lamb D, Paneerselvam P, Choppala G, Bolan N, Chung JW. 2011. Role of organic amendments on enhanced bioremediation of heavy metal(loid) contaminated soils. Journal of Hazardous Materials, 185, 549-574.

상세보기
Qiao JT, Liu TX, Wang XQ, Li FB, Lv YH, Cui JH, Zeng XD, Yuan YZ, Liu CP. 2018. Simultaneous Alleviation of Cadmium and Arsenic Accumulation in Rice by Applying Zero-Valent Iron and Biochar to Contaminated Paddy Soils, Chemosphere, 195, 260-271.

상세보기
Samsuri AW, Sadegh-Zadeh F, Seh-Bardan BJ. 2013. Adsorption of As(III) and As(V) by Fe coated biochars and biochars produced from empty fruit bunch and rice husk. J. Environ. Chem. Eng., 1(4), 981-988.

상세보기
USEPA (United States Environmental Protection Agency). 1992. USEPA method 1311. Toxicity characteristics leaching procedure
USEPA (United States Environmental Protection Agency). 1994. USPEA method 1312 Synthetic Precipitation Leaching Procedure.
Wenzel WW, Kichbaumer N, Prohaska T, Stingeder G, Lombi E, Adriano DC. 2001. Arsenic fractionation in soils using an improved sequential extraction procedure, Analytica Chimica Acta, 436, 309-323.

상세보기
Wu M, Ma J, Cai Z, Tian G, Yang S, Wang Y. 2015. Rational synthesis of zerovalent iron/bamboo charcoal composites with high saturation magnetization, RSC Adv., 5, 88703-88709.

상세보기

저자의 다른 논문 :

활용도 분석정보

상세보기

다운로드

내보내기

활용도 Top5 논문

해당 논문의 주제분야에서 활용도가 높은 상위 5개 콘텐츠를 보여줍니다.
더보기 버튼을 클릭하시면 더 많은 관련자료를 살펴볼 수 있습니다.

표제어: PCR

동의어: Packet Collision Rate

용어 설명 출처 목록 (6)

용어 설명: PCR은 세균 특이성이 있는 primer를 이용하여 적은 수의 세균이 있을지라도 쉽게 검출할 수 있는 유용한 방법이며, 이를 이용하여 구강 내 치면세균막이나 타액에서 직접 세균을 검출할 수 있게 되었다[8].

내보내기 구분	파일저장 인쇄 메일전송
구성항목	기본정보 상세정보 관리번호, 논문명, 저널/프로시딩명, 저자 , 발행년, 권, 호, 시작페이지, 끝페이지, 발행기관 관리번호, 논문명, 대등논문명, 저자 , 저널/프로시딩명, 발행기관, 발행년, 발행언어, 권, 호, 시작페이지, 끝페이지, ISBN, ISSN, 주제분야, 키워드, 초록(한글), 초록(영문), 저자(소속기관)
저장형식	Text(ASCII format) Excel format RefWorks Direct Export RIS format (for Reference Manager, ProCite, EndNote), Scholar's Aids, Mendeley
메일정보	받는사람 (필수) @ 보내는사람 (선택) @ 제목 내용 KISTI 검색결과 이메일 서비스
안내	총 건의 자료가 검색되었습니다. 다운받으실 자료의 인덱스를 입력하세요. (1-10,000) 검색결과의 순서대로 최대 10,000건 까지 다운로드가 가능합니다. 데이타가 많을 경우 속도가 느려질 수 있습니다.(최대 2~3분 소요) 다운로드 파일은 UTF-8 형태로 저장됩니다. 파일의 내용이 제대로 보이지 않을실 때는 웹브라우저 상단의 보기 -> 인코딩 -> 자동선택 여부를 확인하십시오. ~ Text(ASCII format) Excel format

연합인증