[논문]Mg-Fe 이중층수산화물로 제조한 분말상과 입상 안정화제의 비소 오염토양 안정화 기작

김선희; 김경태; 오유나; 한이경; 이민희

doi:10.7857/jsge.2022.27.4.049

Mg-Fe 이중층수산화물로 제조한 분말상과 입상 안정화제의 비소 오염토양 안정화 기작
Stabilization Mechanisms of Powdered and Bead Type Stabilizer Made of Mg-Fe Layered Double Hydroxide (LDH) for the Arsenic Contaminated Soil 원문보기

지하수토양환경 = Journal of soil and groundwater environment, v.27 no.4, 2022년, pp.49 - 62

김선희 (부경대학교 지구환경시스템과학부 지구환경과학전공) , 김경태 (부경대학교 지구환경시스템과학부 지구환경과학전공) , 오유나 (부경대학교 지구환경시스템과학부 지구환경과학전공) , 한이경 (부경대학교 지구환경시스템과학부 환경지질과학전공) , 이민희 (부경대학교 지구환경시스템과학부 환경지질과학전공)

Abstract ▼ AI-Helper

The magnesium and iron-based layered double hydroxide (Mg-Fe LDH) was synthesized by the co-precipitation process and the bead type LDH (BLDH, 5~6 mm in diameter) was manufactured by using the Mg-Fe LDH and the starch as a binder. To evaluate the feasibility of the BLDH as the As stabilizer in the soil, various experiments were performed and the As stabilization efficiency of the BLDH was compared to that of powdered type LDH (PLDH, <149 ㎛ in diameter). For the As sorption batch experiment, the As sorption efficiency of both of the PLDH and the BLDH showed higher than 99%. For the stabilization experiment with soil, the As extraction reducing efficiency of the PLDH was higher than 87%, and for the BLDH, it was higher than 80%, suggesting that the BLDH has similar the feasibility of As stabilization for the contaminated soil, compared to the PLDH. From the continuous column experiments, when more than 7% BLDH was added into the soil, the As stabilization efficiency of the column maintained at over 91% for 7 pore volume flushing (simulating about 21 months of rainfall) and slowly decreased down to 64% after that time (to 36 months) under the non-equilibrium conditions. Results suggested that more than 7% of BLDH added in As-contaminated soil could be enough to stabilize As in soil for a long time. The main As fixation mechanisms on the LDH were also identified through the X-ray fluorescence (XRF), the X-ray diffraction (XRD), and the Fourier transform infrared (FT-IR) analyses. Results showed that the LDH has enough of an external surface adsorption capacity and an anion exchange capability at the interlayer spaces. Results of SEM/EDS and BET analyses also supported that the Mg-Fe LDH used in this study has sufficient porous structures and outer surfaces to fix the As. The reduction of carbonate (CO32-) and sulfate (SO42-) anions in the LDH after the reaction between As and the LDH was observed through the FT-IR, the XRF, and the XRD analyses, suggesting that the exchange of some of these anions with the arsenate (H2AsO4- or HAsO42-) occurs at the LDH interlayers during the stabilization process in soil.

주제어

표/그림 (19)

그림 Fig. 1. Schematic illustration of the prepared LDH structure.
그림 Fig. 2. Sampling location of the As-contaminated soil.
표 Table 1. Results of the aqua regia extraction method for the soil sample
그림 Fig. 3. Schematic of the synthesis process for the Mg-Fe LDH.
그림 Fig. 4. The manufacturing process of the PLDH and the BLDH.
그림 Fig. 5. Schematic illustration of column experiments (packed with only the As-contaminated soil (a); packed with the soil+PLDH (b); packed with the soil+BLDH (c)).
표 Table 2. Experimental conditions of the column experiments
그림 Fig. 6. XRD (a) and FT-IR (b) analysis results of the PLDH (violet color) and the BLDH (red color).
표 Table 3. XRF analysis results of the PLDH and the BLDH
그림 Fig. 7. The As sorption for the LDHs vs. the LDH dosage (the As concentration (mg/L) in solution (a), the pH of the solution (b), and the As sorption efficiency of LDH after the LDH addition (c). The grey hatched box range represents the municipal groundwater tolerance limit.
표 Table 4. Results of TCLP and SPLP leaching test for the Mg-Fe LDH
그림 Fig. 8. Results of stabilization experiment with different LDH dosages (the As concentration (mg/L) in the extracted solution (a), the pH of the extracted solution (b), and the As extraction reducing efficiency (c). The grey hatched box range represents the municipal groundwater tolerance limit.
그림 Fig. 9. Results of continuous column experiments with different LDH dosages (the As concentration (mg/L) in the effluent solution (a), the pH of the effluent solution (b), and the stabilization efficiency (c). The grey hatched box range represents the municipal water tolerance limit.
그림 Fig. 10. SEM images at 500× magnification and EDS results of the PLDH (a) and the BLDH (b) after reaction with As of 100 mg/L.
그림 Fig. 11. XRD patterns' shifting of PLDH and BLDH after reaction with 100 mg/L of As.
표 Table 5. XRF analysis results of the PLDH and the BLDH after reaction with As of 100 mg/L
그림 Fig. 12. FT-IR analysis results of PLDH and BLDH after a reaction with As of 100 mg/L.
표 Table 6. Values of the d-spacing and lattice parameters for PLDH and BLDH before and after reaction with As of 100 mg/L
그림 Fig. 13. Schematic illustration of two stabilization mechanisms (① external surface adsorption and ② interlayer anion exchange) for As on the Mg-Fe LDH.

AI 본문요약
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제안 방법

2차 증류수와 As 농도가 1,000 mg/L인 표준용액을 사용하여 As 초기농도가 100 mg/L인 인공오염수를 제조하였다. As 농도 100 mg/L의 인공오염수 100 mL에 두 종류의 LDH(PLDH와 BLDH) 안정화제를 용액대비 0, 3, 5, 7, 10%(wt%) 첨가하여 2시간 동안 150 rpm으로 교반 후, 24시간 동안 정치시켰다. 5B 필터지를 활용하여 안정화제와 용액을 분리하였으며, 분리한 안정화제를 23℃에서 건조시켰다.
As 오염토양 안정화제로서 LDH의 사용 가능성을 검증하기 위하여 안정화제의 As 수착능력을 규명하고자, As 인공오염수를 사용하여 회분식으로 수착실험을 수행하였다. 2차 증류수와 As 농도가 1,000 mg/L인 표준용액(Sigma-Adrich 제품)을 사용하여 As 초기농도가 1 mg/L인 인공오염수를 제조하였다.
2차 증류수와 As 농도가 1,000 mg/L인 표준용액(Sigma-Adrich 제품)을 사용하여 As 초기농도가 1 mg/L인 인공오염수를 제조하였다. 두 종류 LDH(PLDH와 BLDH)의 As 수착능력을 파악하기 위하여, As 농도 1 mg/L의 인공오염수 100 mL에 안정화제를 용액에 대해 0, 3, 5, 7, 10%(wt%) 첨가하여 2시간 동안 150 rpm으로 교반 후, 24시간 동안 정치시켰다. 정치 후 시료의 상등액을 마이크로 필터기(0.
5B 필터지를 활용하여 안정화제와 용액을 분리하였으며, 분리한 안정화제를 23℃에서 건조시켰다. 반응 전/후 LDH 표면 관찰과 PLDH와 BLDH에 대한 As의 고정형태를 파악하기 위하여, SEM-EDS(Scanning electron microscope-energy dispersive X-ray spectrometer: VEGA II LSU; Tescan) 분석을 실시하였으며, 안정화 과정 전/후 LDH의 성분 변화가 있는지 알아보기 위하여 XRF 분석을 실시하였다. 안정화 과정 동안 LDH의 광물학적 특성과 반응기 변화를 규명하기 위하여 회분식 수착실험 전/후 XRD 분석과 FT-IR 분석을 실시하였다.
반응 전/후 LDH 표면 관찰과 PLDH와 BLDH에 대한 As의 고정형태를 파악하기 위하여, SEM-EDS(Scanning electron microscope-energy dispersive X-ray spectrometer: VEGA II LSU; Tescan) 분석을 실시하였으며, 안정화 과정 전/후 LDH의 성분 변화가 있는지 알아보기 위하여 XRF 분석을 실시하였다. 안정화 과정 동안 LDH의 광물학적 특성과 반응기 변화를 규명하기 위하여 회분식 수착실험 전/후 XRD 분석과 FT-IR 분석을 실시하였다. 위의 분석결과들을 해석하여 LDH에 대한 주된 As의 고정기작(표면 흡착, 이온교환 등)을 규명하고자 하였다.
안정화 효과를 나타내는 LDH의 As 고정기작을 규명하기 위하여, 고농도(100 mg/L)의 As 인공오염수를 사용한 회분식 수착실험을 수행하였다. 2차 증류수와 As 농도가 1,000 mg/L인 표준용액을 사용하여 As 초기농도가 100 mg/L인 인공오염수를 제조하였다.
안정화 과정 동안 LDH의 광물학적 특성과 반응기 변화를 규명하기 위하여 회분식 수착실험 전/후 XRD 분석과 FT-IR 분석을 실시하였다. 위의 분석결과들을 해석하여 LDH에 대한 주된 As의 고정기작(표면 흡착, 이온교환 등)을 규명하고자 하였다.
토양에 LDH 안정화제를 첨가한 이후에 비평형상태 반응조건에서 토양 내 As의 이동성과 안정화 효율을 규명하기 위하여, 연속컬럼실험(오염 토양에 대한 BLDH 첨가량: 5, 7, 10%)을 수행하였다. 컬럼상부로부터 배출된 용출액의 As 농도로부터 계산한 처리수량(pore volume: ‘공극체적’으로 표기)에 따른 As 안정화효율을 정리하여 Fig.

성능/효과

Fig. 8c는 As로 오염된 토양시료에 안정화제를 적용하였을 때의 As 용출저감효율을 보여주는데, 분말상인 PLDH를 적용한 경우에 As 용출저감효율이 88% 이상으로 높게 나타났으며, 입상인 BLDH의 경우에도 첨가량이 7% 이상인 경우 저감효율이 72% 이상으로 높게 나타났다. 회분식 용출실험 결과 As 오염토양시료에 대하여 PLDH는 3% 이상, BLDH는 7% 이상 첨가하는 경우 높은 As 안정화효율을 유지할 수 있을 것으로 기대된다.
9c). 비평형상태에서도 오염토양에 BLDH를 7% 이상 첨가한 경우, 7 공극체적(21개월)까지 91% 이상의 효율을 유지하며, 12 공극체적(36개월)까지 64%의 안정화 효율을 유지하는것으로 보아, 입상인 BLDH를 7% 이상 첨가하면 장기간 동안 As 안정화효과가 있을 것으로 판단되었다.
8c는 As로 오염된 토양시료에 안정화제를 적용하였을 때의 As 용출저감효율을 보여주는데, 분말상인 PLDH를 적용한 경우에 As 용출저감효율이 88% 이상으로 높게 나타났으며, 입상인 BLDH의 경우에도 첨가량이 7% 이상인 경우 저감효율이 72% 이상으로 높게 나타났다. 회분식 용출실험 결과 As 오염토양시료에 대하여 PLDH는 3% 이상, BLDH는 7% 이상 첨가하는 경우 높은 As 안정화효율을 유지할 수 있을 것으로 기대된다.

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저자의 다른 논문 :

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].

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