미생물학적 황 산화에 의한 오염토양 내 중금속 및 비소의 용출
김윤수1)· 전효택2)* · 이종운3)
Bioleaching of Heavy Metals and Arsenic in Contaminated Soil by Microbiological Sulfur Oxidation
Yoon-Su Kim, Hyo-Taek Chon
*and Jong-Un Lee
Abstract : The bioleaching efficiency of heavy metals and As by microbiological sulfur oxidation was investigated for soil contaminated through metal refining activity. Acidithiobacillus thiooxidans as a sulfur-oxidizing bacterium was employed and colloidal sulfur was used as an energy source. The effects of various factors such as colloidal sulfur concentration, the amount of bacterial input, temperature, stirring and soil-liquid ratio were evaluated. Total concentrations of Cu, Pb, Zn and As were 114 mg/kg, 235 mg/kg, 94 mg/kg, and 71 mg/kg, respectively, after aqua regia digestion in the studied soil. In batch-type experiments, bacteria rapidly decreased pH value and led to substantial increase in concentrations of leached heavy metals and As. Under the experimental conditions, optimal concentrations of colloidal sulfur and the amount of bacterial input for effective microbial sulfur oxidation were 6% and 6～36%, respectively. The results showed the higher bioleaching efficiency of heavy metals and As at 28℃ than 2℃ and higher bioleaching efficiency was observed in stirring condition after 12 days than non-stirring condition. As the soil-liquid ratio increased, the removal efficiency of heavy metals and As decreased.
Key words : Bioleaching, Heavy metals, Sulfur-oxidizing bacteria, Acidithiobacillus thiooxidans, Colloidal sulfur 요 약 : 이 연구에서는 과거 제련활동에 의해 구리, 납, 아연, 비소 등으로 오염된 토양을 대상으로 Acidithiobacillus thiooxidans에 의한 황 산화를 유도함으로써 중금속 및 비소의 미생물학적 용출의 효율성을 평가하였다. 콜로이 드 황을 미생물의 에너지원으로 사용하였고 미생물학적 용출에 미치는 콜로이드 황의 농도, 초기 미생물량, 온도, 교반, 고액비 등 다양한 인자의 영향을 평가하였다. 왕수 분해 결과, 대상 토양 내 구리, 납, 아연, 비소의 함량은 각각 114 mg/kg, 235 mg/kg, 94 mg/kg, 71 mg/kg 등으로 나타났다. 미생물학적 용출 실험의 결과, pH 감소 및 중금속과 비소의 용출 농도 증가가 관찰되었다. 주어진 실험 조건에서 가장 높은 용출 효율을 유도하는 콜로이드 황의 농도와 초기에 주입한 미생물량의 범위는 각각 6% 및 6∼36%로 나타났다. 2℃ 조건에서는 28℃에 비해 낮은 용출 효율을 보였고 반응 12일 후부터 비교반 조건에 비하여 교반 조건에서 높은 중금속 및 비소의 용출 효율이 관찰되었다. 용출액에 대한 토양의 비율이 증가할수록 낮은 중금속 및 비소 제거 효율을 나타내었다.
주요어 : 미생물학적 용출, 중금속, 황산화균, Acidithiobacillus thiooxidans, 콜로이드 황
2011년 4월 11일 접수, 2011년 5월 16일 심사완료 2011년 6월 13일 게재확정
1) 한국광해관리공단
2) 서울대학교 에너지자원공학과 3) 전남대학교 에너지자원공학과
*Corresponding Author(전효택) E-mail; [email protected]
Address; Department of Energy Resources Engineering, Seoul National University
서 론
토양은 인간을 포함한 생태계의 중요한 구성 환경으로 지속적으로 사용가능하도록 관리되어야 한다. 구리, 아
연, 납 등 중금속과 비소 등 독성 원소에 의한 토양오염 은 환경을 위협하는 주된 요인 중 하나이다. 이들 독성 원소는 유기오염물과는 달리 분해되지 않고 축적되는 성 질을 갖는다. 이 연구에서는 과거 50년간 비철금속의 제 련활동에 의해 중금속으로 심각하게 오염된 구 장항제련 소 주변의 토양을 연구대상으로 선정하였다. 과거 장항 제련소 주변 원소들의 분포특성 및 오염지수를 조사한 결과, 제련소 굴뚝으로부터 멀어질수록 중금속 함량이 감소하나, 제련소로부터 약 2.5 km 정도 떨어진 일대의 토양에서도 높은 구리, 납, 아연, 카드뮴 원소들의 함량 이 보고된 바 있다(김주용, 1993).
중금속 오염의 처리를 위하여 지금까지 개발된 토양 및 연구논문
지하수 복원기술들은 적용되는 원리에 따라서 크게 물리 화학적 복원기술과 생물학적 복원기술로 나눌 수 있다.
대표적인 물리화학적 복원기술로는 토양 세척 및 세정 (soil washing and flushing), 고형화/안정화법(solidification/
stabilization), 동전기법(electrokinetic separation), 투수성 반 응벽체(permeable reactive barrier), 열탈착(thermal desorption) 등을 들 수 있다. 물리화학적 복원기술은 다양한 물리화학 적 원리들이 지질매체 내에서 복합적으로 작용한다(김경웅 등, 2004). 이에 반해 생물학적 복원 기법(bioremediation) 은 오염 토양이나 지하수에 있는 토착미생물 또는 기존 에 확보되어 있는 미생물 종들을 이용하여 중금속을 안 전한 형태로 바꾸어 독성이나 이동도를 감소시키는 원리 를 이용한다(Lovely and Coates, 1997).
중금속 처리를 위한 생물학적 복원기술은 1980년대 후반 부터 활발히 연구되기 시작하였으며, 현재까지 주로 연구 된 생물학적 복원기술에는 미생물학적 용출법(bioleaching), 생체흡착기술(biosorption), 미생물학적 환원법(bioreduction), 미생물학적 침전법(bioprecipitation) 등을 들 수 있다(Alexander, 1999).
미생물학적 용출법(bioleaching, microbial leaching process) 은 생물학적 철산화 또는 황산화의 과정을 통해 불용성 금속(insoluble metal)을 가용성 형태(soluble form)로 전 환시키는 것을 말한다(Rohwerder et al., 2003). 오염된 토양이나 퇴적물로부터 중금속을 추출하는데 이용되었 던 전통적인 방법은 산(acid), 킬레이트(chelate) 또는 산 화수용액(oxidizing aqueous solutions)을 사용하는 것이 었다(Alloway, 1995). 그러나 화학적 용출법은 경비가 많이 소요되고 운전이 어려우며 과도한 에너지가 요구 되고 독성 부산물이 생성되는 등의 여러 부작용이 나타 나는 단점이 있다(Tyagi and Couillard, 1989). 이에 최 근에는 공정기술의 개발이 오래되지 않았음에도 불구 하고 미생물학적 용출법(bioleaching)이 화학적 용출법 의 부작용을 보완하고 대체할 수 있는 기술로 주목받고 있다.
미생물학적 용출법에서 대표적으로 사용되는 Acidithio- bacillus 균종은 호산성 독립영양세균으로서 그 종류에는 Acidithiobacillus ferrooxidans, A. thiooxidans, A. calus, Leptospirillum ferrooxidans 등이 있으며, 이들은 철2 가(Fe2+) 또는 순수 황(S0)을 전자공여체(electron donor) 로 이용하고 산소를 전자수용체(electron acceptor)로 이용하여 에너지를 얻는다(Rawlings, 2005). 순수 황(S0) 은 A. thiooxidans와 같은 황산화균에 의해서만 생물화학 적으로 산화되어 황산(H2SO4)이 된다. 이 때 생성된 황산 (H2SO4)은 산성 환경을 조성하는 동시에 토양입자 표면 에 흡착된 중금속 이온과 반응하여 중금속과 황산이온
(SO42-)을 용출시킨다(Eqs. 1-2; Gomez and Bosecker, 1999).
2S0 + 3O2 + 2H2O 2H2SO4 (1) H2SO4 + soil-Me → soil-2H + Me2+ + SO42- (2) (Me: 금속이온)
미생물학적 용출 반응에 영향을 주는 요인은 용출 대 상 매질의 화학적 성질에 의해 결정되며 미생물 성장의 최적조건하에서 높은 금속 용출 효율을 얻을 수 있다. 미 생물학적 용출에 사용되는 미생물은 다양한 요인에 의해 영향을 받는다. 특히 성장에 필요한 영양분이나 pH, 온 도, 산소와 이산화탄소, 용출되는 매질의 종류 등에 영향 을 받는데 가장 효과적으로 금속을 용출하기 위해서는 이러한 영향 요인을 고려하여 최적의 반응조건을 갖추는 것이 필수적이다(김경웅 등, 2004).
미생물학적 용출은 과거 유용금속을 회수하는 습식제 련의 한 분야로 연구가 시작되었으나, 최근에 들어서는 중금속으로 오염된 퇴적물, 하수슬러지, 토양, 산업폐기 물 등으로부터 독성 중금속을 미생물학적으로 용출하여 제거하는 연구가 활발히 진행 중이다(Chen and Lin, 2000, 2010; Chartier et al., 2001; Tsai et al., 2003; Gu and Wong, 2004; Lombardi et al., 2006; Kumar and Nagendran, 2007). 국내에서도 자연적인 우라늄에 의해 부화된 흑색 셰일로부터 철산화균인 A. ferrooxidans를 이용한 우라 늄 용출(Lee et al., 2005), 하수슬러지로부터 중금속 용 출(Jang et al., 2002), 황산화균인 A. thiooxidans를 이용 한 광미로부터 중금속 용출(고명수 등, 2009), 황산화균 인 A. thiooxidans를 이용한 사격장 토양으로부터 중금 속 용출(한협조 등, 2009) 등 미생물학적 용출법에 관한 연구가 활발히 이루어지고 있다.
이 연구에서는 국내 제련소 부근의 오염토양을 대상 으로 황산화균인 A. thiooxidans에 의한 원위치(in-situ) 미생물학적 용출법의 적용 가능성을 검토하고 다양한 영향인자들에 대한 최적 조건을 도출하여 오염 토양에 대한 경제적･효율적인 처리 방안 수립의 기초 자료로 삼고자 하였다. 황산화균인 A. thiooxidans를 이용한 기 존 대부분의 연구에서는 순수 황(S0) 또는 치오황산나트 륨(Na2S2O3･H2O)을 미생물의 에너지원으로 사용하였 다. 치오황산나트륨은 영양배지에 용해되어 토양 내에 주입하는 것이 용이하나, 순수 황의 경우에는 소수성의 성질 때문에 토양 내 주입이 어려운 단점이 있다. 이 연 구에서는 이러한 단점을 보완하고자 친수성을 갖는 콜 로이드 황을 에너지원으로 적용함으로써 그 사용 가능 성을 확인하였다.
Table 1. Extractants used in the sequential extraction and nominal phases
Extraction step Extractants Phases
1 MgCl2 (0.5 M) Exchangeable (easily extractable)
2 NaOAc (1 M) at pH 5 Carbonates or adsorbed (easily extractable) 3 NH2OH･HCl (0.04 M) Iron and manganese oxides (reducible) 4 NH4OAc (3.2 M) at pH 2 Organic matter and sulfides (oxidizable) 5 HF, HClO4, HNO3 Silicate minerals (residual)
실험 재료 및 방법
토양시료 채취 및 분석
연구에 사용된 토양은 충청남도 서천군 장항읍에 위치 한 구 장항제련소 부근의 오염토양으로서 장항제련소는 1936년부터 1989년까지 50여 년간 금이나 은, 동, 납 등 의 비철금속을 제련하였고 현재 제련시설은 폐쇄된 상태 이다. 이 연구에서는 제련소 굴뚝 기준으로 약 300 m 정 도 떨어진 곳에서 표토를 채취하여 실험에 이용하였다.
채취한 토양으로부터 식물 잔해를 육안으로 선별, 제거 하고 상온에서 10일간 건조하였다. 건조 후 각각 10 mesh 와 80 mesh 체를 이용하여 체질하고, 10 mesh 이하의 토 양 시료는 토양 pH, 작열감량(loss-on-ignition), 양이온교 환능력의 측정과 입도분석에 사용하였으며, 80 mesh 이하의 토양은 왕수분해(aqua regia digestion) 후 중금 속 정량에 사용하였다. 토양 내 중금속의 함량은 왕수 분해 후 유도결합플라즈마발광광도기(ICP-AES, inductively coupled plasma atomic emission spectrometer; OPTIMA 4300DV, Perkin Elmer, USA)를 이용하여 측정하였다.
토양 내 각 중금속 및 비소의 존재 형태를 규명하기 위 하여 정명채(1994)가 제안한 방법으로 연속추출(sequential extraction)을 적용하였으며 이 때 실험에 사용한 추출제 와 추출된 중금속의 존재 형태는 Table 1과 같다. 실험 에 사용된 모든 실험 용기는 10% 염산 용액에 24시간 세척하여 용기에 흡착되어 있는 중금속을 제거하였다.
미생물 배양
황산화균인 A. thiooxidans의 배양을 위하여 반지름 12 cm, 높이 20 cm의 원통 아크릴 반응조를 제작하였다. 반 응조 내에 Silverman 9K 배지(solution A) 8 L를 넣고 콜 로이드 황(Sigma-Aldrich, USA)과 A. thiooxidans를 1%
(각각 w/v, v/v)가 되도록 주입하였다. 반응조의 온도를 일정하게 조절하기 위해서 온도조절기(TC200P, TOPS Co., Korea), 실리콘 히터, 온도 센서를 이용하여 28℃를 유 지하며 배양하였고, 미생물의 활성을 도모하기 위하여 digital overhead stirrer(HT-120DX, Daihan Scientific Co.,
Korea)를 사용하여 130 rpm으로 교반하였다. 이후 미생 물의 성장 정도를 관찰하기 위해 60일간 일정한 간격으 로 pH를 측정하였다. 또한 교반 유무에 따른 미생물의 성장 정도를 비교하기 위하여 교반을 하지 않은 배양조 건에서 추가적으로 미생물을 배양하였다. 실험에 사용된 미생물은 황산화균인 A. thiooxidans(ATCC 8085) 균종 으로 전남대학교 미생물지구화학연구실에서 분양받아 일주일 동안 배양한 것을 사용하였다. Siverman 9K 배 지(solution A)는 (NH4)2SO4 3 g, MgSO47H2O 0.5 g, KCl 0.1 g, Ca(NO3)2 14 mg, K2HPO4 0.5 g, distilled water 700 mL를 혼합하여 조제하였다.
미생물학적 용출실험 회분식 실험 1
이 실험은 첨가된 콜로이드 황 농도, 초기에 주입한 미 생물량, 온도, 교반 등의 영향 인자에 따른 중금속 및 비 소의 미생물학적 용출 효율을 평가하기 위해 Table 2와 같이 구성하였다. 건조토양 시료 15 g과 Silverman 9K 배 지(solution A) 300 mL를 culture flask에 담아 고압멸균 기(autoclave)를 이용하여 멸균하였다. 콜로이드 황 농도 에 따른 용출 효율을 평가하기 위하여 각 실험 세트마다 최종 황 농도가 각각 0%, 1%, 3%, 6%(w/v) 등이 되도 록 주입하였고 최적의 미생물 주입량을 구하기 위해 토 양과 반응시킬 용액의 용량이 300mL가 되도록 Silverman 9K 배지(solution A)와 미생물 배양액을 혼합하였다. 이 때 주입하는 미생물 배양액은 각각 0%, 1%, 6%, 36%
(v/v) 등이 되도록 하였다. 실험은 항온 진탕양기(shaking incubator)를 이용하여 28℃, 130 rpm의 조건으로 30일 간 진행하였다. 온도에 따른 영향을 살펴보기 위하여 Table 2 의 A2 세트와 동일한 조건에서 실험 온도만 2℃로 조절 하여 실험을 진행하였고, 교반에 따른 영향을 알아보기 위해 A2 세트와 동일한 조건에서 교반없이 정치하여 실 험을 진행하였다. 미생물을 접종하지 않은 비교실험에는 동일한 양의 멸균된 증류수를 주입하였다. 실험이 진행 되는 동안 일정한 시간 간격으로 culture flask 내의 반응 용액을 채취하여 pH를 측정하였으며, 채취한 용액 내 용
Table 2. Setup of batch experiments 1
Batch no. A. thiooxidans Colloidal sulfur Soil Medium Temp. Shaking A1
1% (3 mL)
0%
15 g 9K (solution A)
(300 mL) 28℃ 130 rpm
A2/B2 1%
A3 3%
A4 6%
B1 0% (DIW*)
1% 15 g 9K (solution A)
(300 mL) 28℃ 130 rpm
B3 6% (18 mL)
B4 36% (108 mL)
C 1% (3 mL) 1% 15 g 9K (solution A)
(300 mL) 2℃ 130 rpm
D 1% (3 mL) 1% 15 g 9K (solution A)
(300 mL) 28℃ 0 rpm
* Deionized water
Table 3. Setup of batch experiments 2
Batch no. SLR* (g/mL) Soil Bacteria (v/v) Colloidal sulfur (w/v) Temp.
SLR 0.1 0.1 20 g
pre-cultured A. thiooxidans in
9K medium (solution A) 200 mL 1% 28℃
SLR 0.2 0.2 40 g
SLR 0.5 0.5 100 g
SLR 1.0 1.0 200 g
SLR 1.5 1.5 300 g
control 0.2 40 g 9K medium (solution A) 200 mL
* SLR: soil/liquid (g/mL)
출된 중금속 및 비소 함량을 측정하기 위해 시린지 필터 (0.2 μm)를 이용하여 필터링한 뒤 유도결합 플라즈마발 광광도기(ICP-AES, inductively coupled plasma atomic emission spectrometer; OPTIMA 4300DV, Perkin Elmer, USA)를 이용하여 정량하였다.
회분식 실험 2
이 실험은 고액비(SLR, soil-liquid ratio)에 따른 용출 효 율을 평가하기 위한 실험으로 미리 배양된 A. thiooxidans 접종액을 각각의 culture flask에 200 mL씩 담았다. 고압 멸균기(autoclave)에서 멸균한 토양 20 g, 40 g, 100 g, 200 g, 300 g을 각 실험 세트에 넣어 고액비가 각각 0.1, 0.2, 0.5, 1.0, 1.5 g/mL가 되도록 실험을 구성하였다(Table 3).
또한 미생물을 접종하지 않은 비교 실험(control)에는 미생 물 주입 없이 Silverman 9K 배지(solution A) 200 mL를 주입하였다. 모든 실험은 항온 진탕양기(shaking incubator) 에서 28℃, 130 rpm 조건에서 24일간 진행하였으며 실험
이 진행되는 동안 일정한 시간 간격으로 culture flask 내의 용액을 채취하여 pH를 측정하고 용존 철2가를 ferrozine 법을 이용하여 착색한 후 UV-vis spectrophotometer를 사용하여 562 nm의 파장에서 광밀도(optical density)를 측정하였다. 중금속 및 비소 함량의 분석은 회분식 실험 1의 방법과 동일하다.
실험 결과 및 고찰
오염 토양의 지구화학적 특성
실험 토양의 지구화학적 특성을 분석한 결과는 Table 4와 같다. 실험 대상 토양 시료의 pH는 5.8로 약산성의 pH를 보였다. 토양에서의 양이온교환능력(CEC)은 무기 및 유기 콜로이드가 흡착할 수 있는 양이온의 총량으로 서 금속의 흡착에 영향을 주는 요인이며 점토 함량, 유기 물 함량, pH, 산화물(철, 망간, 알루미늄 등) 함량 등에 의해 변화한다. 특히 점토의 종류에 따라 교환능력이 다
Table 4. Physical and chemical properties of the soil sample Parameters Values Tolerable level*
pH 5.8
Loss-on-ignition (%) 3.9 CEC (meq/100 g) 10.43 Sand fraction (%) 24.6
Silt fraction (%) 62.8 Clay fraction (%) 12.6
S (mg/kg) 811
Fe (%) 1.7 -
Al (%) 1.0 -
Cu (mg/kg) 114 100
Pb (mg/kg) 235 100
Zn (mg/kg) 94 300
As (mg/kg) 71 20
Ni (mg/kg) 18.1 50
Cd (mg/kg) 2.5 3
Cr (mg/kg) 29.3 100
Co (mg/kg) 8.5 -
Mn (mg/kg) 380.9 -
* : Kloke (1979)
Fig. 1. Partitioning of sequentially extracted metal contents in the studied soil (unit: mg/kg).
르며, 이는 결정격자의 형태에 따른 비표면적의 크기, 음 전하의 양, 밀도의 영향에 의한 것이다. 연구대상 토양의 양이온 교환능력은 10.43 meq/100g로 나타났다. 작열감 량(loss-on-ignition)은 3.9%로 측정되어 유기물의 함량 은 매우 적었으며, 입도분석 결과, 모래는 24.6%, 실트는 62.8%, 점토는 12.6%의 비율을 차지하고 있어 silt loam 질 토양으로 나타났다. 토양 내 중금속의 오염 정도를 조 사한 결과, 구리, 납, 비소의 함량이 각각 114 mg/kg, 235 mg/kg, 71 mg/kg의 함량을 나타내어 그 오염이 심각한 상태였다. 이는 동일 지역을 대상으로 한 김주용(1993)의 연구 결과에 나타난 중금속의 평균 함량(구리 309 mg/kg, 납 563 mg/kg, 비소 175 mg/kg)보다는 낮은 수치이나 Kloke(1979)가 제시한 토양에서의 구리, 납, 비소의 최 대 허용한계치에 비하여 매우 높은 값이었다.
토양시료에 대한 각 원소별 존재형태 비율을 Fig. 1에 도시하였다. 구리는 비 잔류상 형태 중 황화물이나 유기 물과 결합한 ‘산화성 형태’가 약 71.4%로 대부분의 존재 비율을 나타내었으며 납은 비 잔류상 형태 중 탄산염 형 태의 비율이 50.0%로 가장 높았고 철과 망간 산화물 형 태, 황화물 및 유기물 형태, 이온교환성 형태, 잔류상 형
태의 순으로 존재 비율이 높게 나타났다. 이는 납은 토양 에서 탄산염과 결합된 형태로 주로 존재한다는 결과와 잘 일치한다(Alloway, 1995). 아연은 잔류상 형태로 약 15.7%가 존재하며 철이나 망간과 결합한 ‘환원성 형태’
가 가장 높은 39.0%의 비율을 보였다. 비소는 황화물 및 유기물 형태의 비율이 45.1%로 가장 높고 철과 망간 산 화물 형태, 잔류상 형태 순으로 높은 비율을 보였으며 이 온교환성 형태와 탄산염 형태의 비율은 2%로 나타났다.
분석한 중금속들의 존재형태 중 쉽게 용출될 수 있는 이 온교환성 형태는 상대적으로 낮은 존재비율을 보였다.
미생물 배양
황산화균의 전자공여체로 콜로이드 황을 적용하여 배 양한 결과, 기존에 용출 실험에 사용하였던 순수 황이 물 분자와 결합하지 못하고 Silverman 9K 배지(solution A) 위에 부유했던 것과는 달리 콜로이드 황을 영양배지에 혼 합하자 빠르게 분산되었으며, 콜로이드 황과 혼합된 영양 배지는 베이지색을 띠었다. 동일한 조건에서 교반 유무에 따른 미생물의 성장 정도를 영양배지의 pH 변화를 통해 관찰한 결과, 배양 초기 pH 3에서 30일 후 교반 조건에서 성장시킨 미생물 성장배지의 pH는 1.5로 나타났고 최대 pH 1.1(60일 후)까지 감소하였다. 반면, 비교반 조건에서 성장시킨 미생물은 20일 후 최대 pH 1.85를 나타냈으며, 20일부터 60일까지의 pH는 1.73～1.85 사이에서 거의 변화가 없었다. 이는 산소가 제한되는 조건에서도 미생물 학적 황 산화에 의한 산성화가 이루어지지만 산소가 제한 되지 않는 조건에 비해 약 3주 이상 산성화가 느려진다는 연구 결과(Seidel et al., 2006)와 일치한다.
미생물학적 중금속 및 비소 용출실험 황 농도의 영향
미생물학적 용출 실험을 하는 동안 culture flask 내 반
Fig. 2. Variation in pH affected by (a) colloidal sulfur concentrations, (b) the amount of bacterial input, (c) temperature and (d) stirring during bioleaching experiments.
응 용액의 pH 감소를 통해 전자공여체로 넣어준 콜로이 드 황이 A. thiooxidans에 의해 황산으로 생화학적인 산 화가 촉진되었음을 확인하였다. 반응용액의 pH 변화는 황산화균의 미생물학적 활성도를 간접적으로 파악할 수 있는 지표이다. 콜로이드 황 농도에 따른 용출 실험의 pH 변화를 Fig. 2(a)에 나타내었다. 반응 초기에 pH는 다소 증가하였다가 5일 정도 후부터 연속적인 감소를 나 타내었고 콜로이드 황 농도가 증가할수록 pH 감소폭은 커져 황 농도 6%일 때에 pH의 감소량이 가장 크게 나타 났다. 이는 풍부한 에너지원을 공급받을수록 미생물의 활성도가 증가하였음을 나타낸다. 반면에 황이 첨가되지 않은 조건에서는 반응 초기보다 pH가 다소 증가하여 pH 2.47～2.61 사이의 값을 유지하였다. 납을 제외하고 토 양에서 용출된 중금속들의 농도는 첨가된 콜로이드 황 농도가 증가함에 따라 높아지는 경향을 보였다(Fig. 3).
30일 동안 용출된 구리, 아연, 철, 납, 니켈, 크롬, 비소의 최대 농도는 각각 7.9 mg/L, 5.2 mg/L, 707 mg/L, 3.5
mg/L, 0.5 mg/L, 0.6 mg/L, 2.7 mg/L로 나타났다. 납의 경우, 반응 4일까지 급격히 용출되어 최대 3.6 mg/L가 용출되었으나 그 이후에는 더 이상 용출이 되지 않았다.
초기에 납이 신속하게 용출된 이유는 납이 토양 내에서 산 반응에 민감한 탄산염 형태로 주로 존재하였기 때문 으로 보인다. 그러나 4일 이후 용출량이 증가하지 않은 것은 용출된 납 이온이 미생물학적 황 산화의 결과물로 생성된 황산이온과 반응하여 무색의 황산납(PbSO4(s)) 침전물을 형성하며 용액 중 공급량이 증가하지 않았기 때문으로 판단된다(Chen and Lin, 2010; 한협조 등, 2009).
미생물 주입량의 영향
미생물을 주입한 경우 시간에 따른 culture flask 내 용 액의 pH 감소가 나타났다(Fig. 2(b)). 초기에 1%의 미생 물량을 주입한 경우에는 6% 및 36%의 미생물량을 주입 한 경우에 비하여 상대적으로 느리게 pH가 감소하였으 나 약 30일 경과하였을 때에는 거의 동일한 값을 보였다.
Fig. 3. Variations in bioleached concentrations of Cu, Zn, Pb, Fe, Ni, Cr and As affected by colloidal sulfur concentration during bioleaching experiments.
Fig. 4. Variations in bioleached concentrations of Cu, Zn, Pb, Fe, Ni, Cr and As affected by the amount of bacterial input during bioleaching experiments.
주입 미생물량 6% 및 36%는 반응 내내 거의 유사한 pH 거동을 나타내었다. 반응 용액으로 용출된 구리, 아연, 철, 니켈, 크롬, 비소의 농도를 분석한 결과, 미생물 주입 량의 증가에 따라 용출된 중금속의 농도가 증가하는 결 과를 나타냈으며 이는 pH 변화량에 상응하는 결과이다 (Fig. 4). 초기에 주입한 미생물량을 1%로 주입한 조건 보다 6% 및 36%일 때 상대적으로 높은 용출 농도를 보 였으며 미생물을 주입하지 않은 조건에서는 거의 용출이 나타나지 않았다. 이는 초기에 주입한 미생물량이 많을 수록 미생물의 활성 속도가 빨라져 pH 감소 및 용출속 도 증가를 유도하였기 때문으로 판단된다.
온도의 영향
온도에 따른 pH의 변화와 미생물학적 중금속 및 비소 용출의 결과를 각각 Fig. 2(c)와 Fig. 5에 도시하였다. pH 는 2℃ 조건에서 1.96～2.54 사이에서 큰 변화를 보이지 않은 반면 28℃에서는 시간에 따라 점차 감소하여 10일 이후 1.64～1.69의 값을 보이다가 30일에는 1.16의 값을 나타내었다. 황산납 침전물을 형성한 납을 제외한 구리, 아연, 철, 니켈, 크롬, 비소는 2℃ 조건에 비해 28℃ 조건에 서 월등히 높은 용출 효율을 보였다. 이는 A. thiooxidans 의 최적 성장온도인 25～30℃에서 중금속 및 비소 용출 이 잘 이루어지는 반면에 저온인 2℃에서는 미생물 성장 이 저해되어 그 효율성이 떨어지기 때문으로 판단된다.
최근 오염 토양을 반응조에 옮겨 용출하는 것이 아니 라 오염된 원위치에 미생물 및 첨가제를 투입하여 중금 속을 용출하고 동전기법으로 이들을 회수하려는 연구가 수행 중이다(pers. comm.). 이 연구의 결과, 온도가 낮아 지는 동절기에는 미생물의 활성도가 저하되므로 기대한 효과를 보기 어려울 것이며 따라서 비닐하우스를 설치하 는 등의 온도 조절이 필요할 것이다.
교반의 영향
동일한 조건의 실험 세트 중에서 shaking incubator를 이용하여 교반 조건(stirring)과 비교반 조건(non-stirring) 으로 정치시켜 실험하여 비교한 결과, 반응 초기부터 12 일까지는 pH의 변화가 비슷하게 나타났으나, 12일부터 교반 조건의 경우에는 pH가 최대 1.16(30일 반응 후)까 지 감소한 반면에 비교반 조건의 경우, 2.09～2.32 사이 에서 큰 변화가 없었다(Fig. 2(d)).
이러한 결과는 중금속 및 비소 용출 실험의 결과에서 도 비슷한 경향을 보였다(Fig. 6). 약 12일까지 교반 조 건과 비교반 조건 실험 간의 구리, 아연, 니켈, 크롬의 용 출 차이는 거의 나타나지 않았으나 12일부터 비교반 조 건의 경우, 용출된 중금속의 농도가 일정하게 유지되었
다. 반면에 교반 조건의 경우, 용출된 농도가 증가되는 것으로 보아 교반에 의해 중금속의 미생물학적 용출이 지속된 것으로 판단되었다. 이는 교반시 미생물의 생장 에 필요한 산소 및 이산화탄소가 토양 슬러리 내의 미생 물에 유효하게 공급되었기 때문으로 판단된다. 이러한 결과를 통하여 미생물학적 용출 기술을 원위치 토양에 직접 적용할 경우 약 12일 경과 후부터 산소 및 이산화 탄소를 토양에 주입하거나 또는 배양조에서 배양한 미생 물을 12일 주기로 토양에 투입하는 방법이 효과적일 것 으로 판단되었다. 납의 경우, 비교반 조건에서 반응 초기 용출된 4 mg/L이 점차 감소하여 11일 이후에 약 2 mg/L 을 유지하였는데 이는 교반 조건에 비하여 상대적으로 많은 황산납 침천물을 형성하였기 때문으로 보인다.
고액비(SLR, soil-liquid ratio) 영향 실험 중금속 및 비소 제거효율
SLR(soil-liquid ratio)은 미생물 반응액(mL)에 대한 오 염 토양(g)의 비율이다. SLR 0.1의 경우, 반응액 200 mL 에 20 g의 오염 토양을 반응시킨 것으로, SLR의 값이 증가할수록 미생물 반응액에 대한 토양의 양이 증가한 다. 실험이 진행된 24일 동안 SLR에 따른 pH의 변화를 관찰한 결과는 Fig. 7과 같다. 실험 기간 중 비교 실험에 서 pH는 5.34～4.44 사이로 유지되었으며 pH 감소는 관 찰되지 않았다. 그러나 미생물학적 실험 세트(SLR 0.1～
1.5)에서는 모두 반응 초기 pH 1.8에서 시간에 따라 점 차 감소하였고, pH 감소량은 SLR 0.1 = SLR 0.2 > SLR 0.5 > SLR 1.0 > SLR 1.5 순으로 나타나 토양의 양이 적을수록 pH 감소폭이 큰 것으로 나타났다. 이는 pH 5.8 의 토양량이 증가함에 따라 pH 변화를 저해하는 완충작 용(buffering effect) 역시 커지기 때문이다. 이 실험에서 주어진 조건으로 볼 때, 낮은 pH를 유도하며 최대한 많 은 양의 토양을 처리하기 위해서는 SLR 0.2～0.5 정도 가 적절한 것으로 판단된다. SLR 1.0과 SLR 1.5의 경우, 반응 1일에 일시적으로 pH가 각각 3.03, 3.47로 초기보 다 증가하였는데 이러한 현상 역시 토양의 완충작용 때 문인 것으로 보인다.
SLR에 따른 미생물학적 중금속 및 비소 제거 효율은 24일간의 용출 실험을 진행한 토양을 대상으로 왕수 분 해하여 분석한 결과로 나타내었다(Fig. 8). 구리와 납은 SLR 0.2 조건에서 각각 76%, 54%의 최대 제거효율을 보였으며, 아연, 철, 니켈, 크롬, 비소는 SLR 0.1 조건에 서 각각 83%, 81%, 69%, 57%, 47%의 최대 제거효율을 나타내었다. 반면 모든 금속들이 SLR 1.0과 SLR 1.5 조 건에서는 상대적으로 매우 낮은 제거효율을 보임으로써 결과적으로 SLR이 증가함에 따라 금속 제거효율이 급
Fig. 5. Variations in bioleached concentrations of Cu, Zn, Pb, Fe, Ni, Cr and As affected by temperature during bioleaching experiments.
Fig. 6. Variations in bioleached concentrations of Cu, Zn, Pb, Fe, Ni, Cr and As affected by stirring during bioleaching experiments.
Fig. 9. Variations in bioleached concentrations of Fe(II) and Fe(III) for (a) control set and (b) microbial set (SLR 0.1) during bioleaching experiments.
Fig. 7. Variation in pH affected by soil-liquid ratio (SLR) during bioleaching experiments.
Fig. 8. Removal efficiency of heavy metals and As in soil over a range of soil-liquid ratios after bioleaching experiments (SLR: soil (g) / liquid (mL)).
격히 감소하는 경향을 나타내었다. 중금속 및 비소 제거 효율을 볼 때 SLR 0.2～0.5 정도가 경제적이고 효율적 인 토양 처리를 위한 고액비인 것으로 보이며 이는 위에 서 말한 pH 변화와도 일치한다.
철 용출량 변화
용출 실험을 진행하는 동안 용액으로 용출된 총 철의 농도, 철2가 및 철3가의 농도 변화를 관찰하기 위해 미 생물 주입 조건(SLR 0.1)과 비교실험 조건을 비교하였 다(Fig. 9). pH 감소가 거의 없었던 비교시료(control)에 서는 24일에 이르는 실험 기간 동안 용출된 총 철의 농 도가 대부분 50 mg/L 이하로 극히 미미하였고 용출된 철은 대부분 철2가로 존재하였다. 반면에 미생물 시료에 서는 실험 기간 동안 용출된 총 철의 농도가 24일 후 최 대 1.5%로 크게 증가하였으며 동시에 철3가의 농도도 시간에 따라 점차 증가하는 것으로 나타났다. 이러한 결 과는 미생물학적 황 산화에 의해 반응 슬러리의 조건이 산성･산화 환경으로 변화되었기 때문으로 판단된다. 이 는 pH 5 범위에서 철은 (용존) 철2가와 Fe(OH)3(s)로 주 로 존재하고 pH 2 이하의 범위에서는 (용존) 철3가와 (용존) 철2가로 존재한다는 pH와 산화환원전위에 따른 철의 화학종(speciation) 분포와 일치하는 것이다(Brookins, 1988).
중금속의 존재형태 변화
SLR에 따라 용출 처리된 토양을 대상으로 중금속 및 비소의 존재형태 변화를 살펴본 결과를 Fig. 10에 나타내 었다. 구리는 초기에 가장 큰 비율을 보였던 황화물 및 유 기물 형태가 반응 후에 감소하였고 이온교환성 형태는 증 가하였다. 아연의 경우, 철 및 망간산화물 형태의 비율이 감소하고 이온교환성 형태와 잔류상 형태의 비율이 증가 하는 경향을 보였다. 납의 경우에는 탄산염 형태의 비율 이 실험 후 급격히 감소한 반면 이온교환성 형태가 증가 하였고, 특히 SLR이 증가할수록 제거효율은 낮아지지만 가장 큰 비율을 보였던 탄산염 형태가 감소하고 황화물과 유기물 형태, 잔류상 형태의 비율이 상대적으로 크게 증
Fig. 10. Partitioning of sequentially extracted metal contents of soil after bioleaching experiments for Cu, Zn, Pb, Fe and As (SLR: soil (g) / liquid (mL)).
가하는 경향을 보였다. 이는 납 이온이 용출된 후 황산납 침전물 등을 형성하여 환경변화에 대해 안정적인 형태로 변화하였기 때문으로 판단된다. 토양 내 존재하는 중금속 이 잔류상 형태로 존재한다는 것은 중금속들이 광물격자 내에 강하게 결합되어 자연에서 낮은 이동성을 보이며 식 물의 이용가능성이 매우 낮다는 것을 뜻하므로 납은 미생 물학적 황 산화에 의해 안정화된 것으로 판단된다. 철과 비소의 경우에는 미생물학적 용출실험 전과 후를 비교 했 을 때 존재형태의 큰 변화 없이 용출되는 경향을 보였다.
용출 처리된 토양을 대상으로 중금속의 존재형태 변화를 살펴본 결과, 용출이 어려운 형태로 존재하던 구리와 아연 은 용출 반응 후에는 용출이 보다 용이한 형태(이온교환성 및 탄산염 형태)로 변화하였다. 이 경우 미생물학적 용출을
중단하고 토양을 방치한다면 외부 환경변화에 의한 중금속 용출이 지속적으로 발생할 수 있으므로 반응 기간을 연장 하여 용출을 최대한 유도하는 방안이 필요할 것이다.
결 론
충청남도 서천군 장항읍 소재 구 장항제련소 부근의 중금속 및 비소로 오염된 토양을 대상으로 하여 황산화 균인 A. thiooxidans를 이용한 중금속의 용출 실험을 수 행하였다. 미생물의 에너지원으로 콜로이드 황을 사용하 였으며 용출 효율에 영향을 주는 다양한 인자들에 대해 평가하였다. 미생물학적 용출 실험 동안 일정한 시간에 따라 채취한 용출액을 대상으로 용존 중금속 및 비소의
농도를 분석하고, 반응이 종료된 토양을 수거, 건조하여 중금속의 제거 효율 및 존재형태 변화를 조사하였다.
실험 결과, 에너지원인 콜로이드 황의 주입량이 증가할 수록 pH는 강한 산성을 나타내었으며 결과적으로 용출 효율이 높은 반면에 콜로이드 황을 주입하지 않은 경우에 는 매우 낮은 용출 효율을 보였다. 초기에 주입한 미생물 량이 증가함에 따라 용출된 중금속 및 비소의 농도가 빠 르게 증가하였으며 미생물을 주입하지 않은 경우에는 월 등히 낮은 용출 효율을 나타내었다. 온도에 따른 영향을 평가한 결과, 저온(2℃)에서 반응한 경우에는 최적 온도 (28℃)에 비하여 매우 낮은 용출 효율을 보여 특히 동절 기에 미생물학적 용출 기술을 현장에 직접 적용할 경우 온도 조절이 필요한 것으로 판단하였다. 교반 유무에 따 른 영향을 평가한 결과, 구리, 아연, 니켈, 크롬은 반응 12 일까지는 두 조건에서 비슷한 용출 농도를 보였으나 12 일 이후부터 차이가 나타나기 시작하여 교반 조건에서만 용출이 지속되는 경향을 보였다. 이는 교반 조건에서 미 생물학적 황산화가 지속적으로 이루어진 반면에 비교반 조건에서는 미생물의 활성이 저해됨을 나타내는 것이다.
다양한 고액비(soil-liquid ratio) 조건에서의 용출 후 잔 류 토양을 분석한 결과, 일반적으로 미생물 용액에 대한 토양의 비율이 증가함에 따라 토양의 완충작용에 의하여 pH 감소속도가 느려지며 낮은 중금속 용출 효율을 보였 다. 구리와 납은 고액비 0.2 조건에서 최대 76%, 최대 54%의 제거효율을 보였으며 아연과 철은 고액비 0.1 조 건에서 각각 최대 83%, 81%의 제거효율을 나타냈다. 용 출 처리된 토양을 대상으로 구리와 아연의 존재형태 변 화를 살펴본 결과, 용출이 어려운 형태로 존재하던 이들 중금속이 용출 반응 후에는 용출이 보다 용이한 형태로 변화하였다. 이 경우 외부 환경변화에 의한 중금속 용출 이 지속적으로 발생할 수 있으므로 반응 기간을 연장하 여 용출을 최대한 유도하는 방안이 필요하다.
이 연구를 통하여 황산화균을 이용함으로써 오염 토양 으로부터 중금속 및 비소를 효과적으로 용출, 제거할 수 있음을 밝혔으며 특히 오염 토양을 원위치에서 처리 가 능함을 확인할 수 있었다. 이러한 결과는 중금속 및 비소 로 오염된 토양에 대하여 보다 효율적이고 환경친화적인 생물학적 정화 기술을 수립하기 위한 기반 자료를 제공 할 수 있을 것으로 기대한다.
사 사
이 연구는 환경부 “토양･지하수오염방지기술개발사업
(GAIA project)”과 ‘한국광해관리공단의 광해방지기술 개발사업’에서 지원받아 수행되었으며 또한 서울대학교 공학연구소의 지원에 감사드립니다.
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김 윤 수
2008년 강원대학교 지구시스템공학과 공학사
2011년 서울대학교 에너지시스템공학부 공학석사(응용지구화학 전공)
현재 한국광해관리공단 재직 (E-mail; [email protected])
이 종 운
1988년 서울대학교 공과대학 자원공학과 공학사
1990년 서울대학교 대학원 자원공학과 공학석사
1997년 서울대학교 대학원 자원공학과 공학박사
현재 전남대학교 공과대학 에너지자원공학과 부교수 (E-mail; [email protected])
전 효 택
1971년 서울대학교 공과대학 자원공학과 공학사
1973년 서울대학교 대학원 자원공학과 공학석사
1979년 서울대학교 대학원 자원공학과 공학박사
현재 서울대학교 공과대학 에너지자원공학과 교수 (E-mail; [email protected])
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