KR20100109610A

KR20100109610A - 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제 및 이를 이용한 중금속 흡착제거방법

Info

Publication number: KR20100109610A
Application number: KR1020090027948A
Authority: KR
Inventors: 옥용식; 이현용; 주진호; 양재의
Original assignee: 강원대학교산학협력단
Priority date: 2009-04-01
Filing date: 2009-04-01
Publication date: 2010-10-11
Also published as: KR101055661B1

Abstract

본 발명은 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제 및 이를 이용한 중금속 흡착제거방법에 관한 것으로서, 더욱 상세하게는 폐수 중 저농도로 함유된 카드뮴(Cd), 납(Pb) 및 구리(Cu) 등의 중금속을 효과적으로 제거할 수 있는 생물흡착제로서 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제와, 이를 폐수 중에 투입하고 흡착반응에 의하여 카드뮴, 납 및 구리 등의 중금속을 수중에서 제거한 후 상기 중금속을 함유한 흡착제거제를 침강시켜 제거하는 중금속 흡착제거방법에 관한 것이다.

본 발명에 의하면, 폐수 중 저농도의 중금속을 간단하게 제거할 수 있으며, 율피를 중금속에 대한 생물흡착제로서 사용할 수 있으므로 폐기되던 밤 부산물의 용도를 확대할 수 있는 부가적인 효과를 기대할 수 있다.

중금속, 생물흡착제, 율피, 밤 부산물, 폐수

Description

율피를 포함하는 중금속 흡착제거제 및 이를 이용한 중금속 흡착제거방법{Chestnut Shell contained Absorbent and Absorbing Method of Heavy Metal Ions from Aqueous Solution by using them}

본 발명은 율피를 포함하는 생물흡착제와 이를 이용하여 수용액 중 중금속을 흡착 및 제거하는 방법에 관한 것이다.

환경 중에서 중금속은 생물권을 순환하며 먹이연쇄를 통해 인간에게 이동하는 것으로 알려져 있다. 중금속은 유기오염물질과 달리 생분해성이 없어 인체에 미량이라도 축적되는 경우에는 장기간에 걸쳐 부작용을 유발하게 된다.

최근 급속한 산업발달로 인해 수환경으로 유입되는 중금속의 양이 증가하는 추세에 있어 중금속 처리기술에 대한 연구가 활발히 진행되어 왔다[1].

현재까지 수질 중 중금속을 제어하기 위한 방법으로는 침전, 이온교환, 역삼투, 전기분해, 전기투석 등이 제안되었으나 대부분의 공정은 비용이 많이 소요되거나 수처리 과정에서 각종 폐기물 또는 슬러지가 발생하는 등 2 차오염을 유발하며 저농도의 중금속에 대한 제거효율이 낮은 문제점을 지니고 있다[2].

이에 따라 기존의 물리화학적 수처리 공정에 대한 문제점을 보완하기 위해 최근 생물흡착제(biosorbent)를 이용한 중금속 제거 연구가 활발히 진행되고 있다[3]. 특히 생물흡착제를 이용한 중금속 폐수 처리 공정은 수십 ppm 이하의 저농도로 용존하는 중금속을 효율적으로 제거할 수 있으며[4,5], 폐미역 등 각종 폐자원을 재이용하기 때문에 비용면에서 경제적이고 2차 오염이 발생될 우려가 없어 친환경적 기술로 각광을 받고 있다[6]. 또한 생물흡착공정(biosorption process)은 pH에 대한 사용범위가 넓고 중금속에 대한 선택성이 높아 다양한 형태의 흡착공정에 적용할 수 있다는 장점이 있다[3].

국외에서는 미국과 캐나다를 중심으로 생물흡착제를 이용한 중금속 제거 연구가 실용화 수준까지 진행되어 캐나다의 B. V. SORBEX 사 및 미국의 Bio-Recovery System 사 등에서는 현장규모에서 조류, 미생물 등을 이용한 중금속 생물흡착공정을 개발하였다[7]. 국내에서도 서 등(2006)을 비롯한 일부 연구자들이 생물흡착공정을 연구하여 왔으나 지속적인 연구가 이어지지 못하고 있어 다양한 폐자원으로부터 특정 중금속에 대한 선택성이 높은 생물흡착제를 탐색하는 기초연구가 꾸준히 수행될 필요성이 있다.

이에, 본 발명은 상기한 생물흡착제 개발에 대한 연구를 수행한 결과, 우리 나라는 밤 생산량이 연간 120,000톤에 달하는 세계 제1의 밤 생산 국가이며(FAO, 2002) 이 중 약 50%에 해당하는 60,000톤은 밤알맹이(전분)로써 식품 및 일부 공업용으로 이용되나 나머지 50%에 해당되는 밤껍질은 특별한 재활용 없이 폐기되고 있다는 보고[8]와, 폐기되는 밤껍질 중 속껍질인 율피가 평균 25%의 탄닌 성분을 포함하고 있음에 착안하여 율피의 생물흡착제로서 적용 가능성을 검토하여 본 발명을 완성하였다.

즉, 본 발명은 국내 발생량이 많은 폐자원으로 밤 부산물(율피)을 중금속 제거용 생물흡착제로 적용하고자 대표적인 중금속(Cu, Pb, Cd)에 대한 흡착특성을 평가하였으며 기기분석을 통해 주요 흡착 메커니즘을 규명하였으며, 이에 근거하여 새로운 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제 및 이를 이용한 중금속 흡착제거방법을 제공하는데 그 목적이 있다.

상기한 목적을 달성하기 위한 본 발명은, 율피(chestnut shell)를 포함하는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거제를 제공한다.

상기 율피는 밤의 속껍질을 건조하여 분쇄한 것일 수 있다.

상기 중금속은 카드뮴(Cd), 납(Pb) 및 구리(Cu) 중에서 선택된 하나 또는 그 이상의 혼합물일 수 있다.

상기한 목적을 달성하기 위한 다른 일례로서 본 발명은, 폐수에 상기한 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제를 투입하여 중금속을 흡착시키는 과정과, 상기 중 금속이 흡착된 흡착제거제를 침강시켜 제거하는 과정을 포함하여 이루어지는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거방법을 제공한다.

이하 본 발명의 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제를 상세하게 설명한다.

본 발명은 폐수 중의 저농도의 중금속을 제거하기 위하여 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제를 사용한다. 이때 저농도는 중금속이 폐수 내 3 ppm 이하, 바람직하기로는 1 내지 0.1 ppm 범위로 존재하는 경우를 의미한다. 상기 율피는 밤껍질, 바람직하기로는 밤의 속껍질을 의미하는 것으로, 율피를 건조 및 분쇄하여 사용하는 것이 더욱 좋으나 반드시 이에 한정되는 것은 아니며, 중금속의 흡착을 저해시키는 않는 성분과 혼합하여 중금속 흡착제거제로서 성형하는 사용하는 것도 무방하다.

상기 율피는 폐수 중에 1000 내지 10000 mg L^-1, 바람직하기로는 2500 내지 5000 mg L^-1 범위로 사용할 수 있다. 사용량이 1000 mg L^-1미만으로 너무 적으면 중금속의 흡착제거 효과가 작아질 수 있으며, 10000 mg L^-1를 초과하여 너무 많으면 초기 흡착능이 떨어지고 경제적이지 못한 문제가 있다.

이하 본 발명의 상기 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제를 이용한 중금속 흡착제거방법을 설명한다.

본 발명의 중금속 흡착제거방법에 의하면, 탄닌 성분이 다량 함유된 율피를 중금속 흡착제거제로 사용하여 폐수 중 중금속 3종(Cd, Pb, Cu)에 대한 흡착특성을 알아보고 향후 폐수처리공정에서 생물흡착소재의 적용가능성을 평가하고자 수행하였다. 실험에 사용한 인공폐수에는 Cu, Pb, Cd을 첨가하여 10, 20, 40, 60, 100, 150, 200 mg L^-1으로 오염시켰으며 pH 5.5에서 흡착실험을 진행하였으며, 그 결과는 도 1에 나타내었다. 반응과정 중 중금속의 침전을 방지하기 위하여 용액의 평형 pH는 0.01M HCl 및 0.01M NaOH를 이용하여 pH 4 내지 6, 바람직하기로는 pH 5.5를 유지하도록 하는 것이 좋다.

율피의 중금속 흡착량은 중금속 유형별로 차이를 나타내었으며 중금속 농도가 증가함에 따라 흡착량이 증가하다가 점차 증가율이 감소하여 일정한 평형에 도달하는 경향을 나타내었는데 이는 율피의 표면이 피흡착물질로 채워져 비어있는 흡착가능 영역이 감소하기 때문인 것으로 판단되었다.

상기 연구의 결과를 프로운들리히(Freundlich) 및 랑무아(Langmuir) 모델에 적용한 결과 r2값은 랑무아(Langmuir) 모델에서 Pb, Cu, Cd 3가지 중금속 모두 0.99 이상으로 높게 나타났으며 각 중금속에 대한 율피의 흡착친화도는 Pb>Cu>Cd 순으로 최대흡착량(qm)은 Pb 31.25 mg g^-1, Cu 7.87 mg g^-1, Cd 6.85 mg g^-1로 조사되었으며, 그 결과는 도 2a, 도 2b 및 도 2c에 나타내었다.

FT-IR 분석결과 율피는 1080 cm^-1에서 카르보닐기(carbonyl group), 하이드록실기(hydroxyl group), 카르복실기(carboxyl group)와 1200 cm^-1에서 1700 cm^-1 사이의 카르복실레이트기(carboxylate group), 카르복실기(carboxyl group), 메틸렌기(methylene group), 에스테르기(ester group) 등이 존재하는 것으로 조사되었다. 그 결과는 도 3에 나타내었다.

SEM 분석 결과 중금속 이온 흡착 전에는 표면이 매끄럽게 안정된 모습이 관찰되었지만 중금속 흡착 반응 후 전자밀도가 높은 부분이 관찰되어 중금속 이온이 흡착되었을 것으로 판단되었다. 그 결과는 도 4에 나타내었다. SEM-EDS 분석을 수행한 결과는 도 5에 나타내었으며, 중금속 이온의 흡착 후 표면의 납 이온 피크가 관찰되었다. 이상의 결과로부터 율피에 의한 중금속 이온의 흡착은 물리적인 흡착보다는 관능기에 의한 화학적 흡착일 것으로 판단되었으며, 율피가 중금속 흡착제거제로 사용가능함을 확인할 수 있다.

상기한 본 발명에 의하면, 율피를 생물흡착제로서 사용하여 수용액(폐수) 중의 저농도의 중금속을 높은 효율로 제거할 수 있다.

또한, 본 발명에 의하면, 다량으로 폐기되던 밤 부산물인 율피의 활용 분야를 넓힐 수 있는 효과를 기대할 수 있다.

이하 본 발명을 실시예 등에 의거하여 구체적으로 설명하겠는 바, 다음 실시예 등에 의하여 본 발명이 한정되는 것은 아니다.

참고예 1.

재료 및 시료조제

본 발명에 사용된 밤 부산물은 밤 가공 공정에서 밤알맹이(전분)를 제외한 부산물을 수거한 후 탄닌 함량이 상대적으로 높은 것으로 보고된 속껍질인 율피만을 수거하여 이용하였다. 흡착실험에 이용할 율피는 불순물을 제거한 후 분쇄기를 이용하여 파쇄 후 건조기에서 60℃로 3일간 건조 후 데시케이터에 보관하고 사용하였다.

공시 생물흡착제를 이용한 중금속 흡착실험은 단일 중금속 시스템에서 각 중금속 종류별로 수행하여 등온흡착특성을 평가하였다. 중금속 흡착실험에 사용한 시약은 Cd, Cu, Pb에 대해 각각 Sigma-Aldlich 사의 AR급 Cd(NO₃)₂·4H₂O)(cadmium nitrate tetrahydrate), Cu(NO₃)₂·5H₂O(copper(II) nitratehydrate), Pb(NO₃)₂(lead(II)nitrate)를 사용하였으며 중금속 농도는 0 ~ 200 ppm으로 조절한 인공폐수를 이용하였다.

참고예 2. 흡착실험 방법

등온흡착실험은 생물흡착제와 인공폐수의 비율을 1:200으로 설정하고 항온수조에서 20℃, 120rpm의 조건으로 평형시간인 24시간 동안 반응하였다. 이때 반응과정 중 중금속의 침전을 방지하기 위하여 용액의 평형 pH는 0.01M HCl 및 0.01M NaOH를 이용하여 pH 5.5를 유지하였다. 반응 후 상등액은 Whatman No. 42 여과지를 통과 후 ICP-AES(Perkin-Elmer, Optima 3100XL)를 이용하여 Cd, Pb, Cu의 농도를 측정하였다. 중금속 흡착량(q)은 초기 인공폐수에 함유된 중금속 농도를 Ci로 평형 후의 농도를 Ce로 정의한 후 다음 수학식 1에 의해 산출하였다.

[수학식 1]

q = V × (CiCe)÷ S

상기 수학식 1에서, q는 흡착량(mg g^-1)이고, Ci는 초기농도(mg L^-1)이며, Ce는 평형농도(mg L^-1)이고, V는 인공폐수의 부피(L)이며, S는 생물흡착제 질량(g)을 나타낸다.

중금속 흡착 전후 생물흡착제의 표면변화를 관찰하고 표면의 무기원소 함량과 조성 변화를 관찰하기 위하여 흡착 전 시료와 흡착 후 여지에 남은 시료를 수거하여 건조시킨 후 시료의 표면 형상과 화학적 정보는 SEM-EDS(JEOL, JSM-5410)을 이용하여 측정하였고, 관능기 분석은 FT-IR(Bio-Rad, FTS 3000MX)을 이용하여 각각 측정하였다.

실시예 1. 율피를 사용한 중금속 흡착제거 확인

흡착모델은 율피 0.2 g에 단일 중금속 농도를 10, 20, 40, 60, 100, 150, 200 ppm으로 조절한 용액 40 ml을 20℃ 항온수조에서 120 rpm으로 교반 24시간 후 측정한 중금속 잔존농도를 이용하여 수학식 2와 수학식 3에 제시된 프로운들리 히(Freundlich) 모델 및 랑무아(Langmuir) 모델에 적용하여 R² 값이 높은 것으로 평가된 모델을 최적의 모델로 선정하였다. 프로운들리히(Freundlich) 모델은 다음 수학식 2와 같이 표현되고, 랑무아(Langmuir) 모델은 다음 수학식 3과 같이 표현된다.

[수학식 2]

q = K × Ce^1/n

상기 수학식 2에서, q는 생물흡착제 무게당 흡착된 중금속 이온의 질량(mg g^-1 biomass)을 나타내고, Ce는 잔류 중금속 이온의 평형농도(mg L^-1)를 나타내며, K 및 1/n은 Freundlich 상수로서 흡착제의 특성에 따라 결정되는 매개 변수로 정의할 수 있다[11].

[수학식 3]

q ÷ qm = b × Ce ÷ (1 + b × Ce)

상기 수학식 3에서, q는 생물흡착소재 무게당 흡착된 중금속 이온의 질량(mg g^-1 biomass)을 나타내고, qm은 단분자층을 형성하는 포화흡착량을 나타내며, b는 흡착 파라미터(parameters)이고, Ce는 잔류 중금속 농도(mg L^-1)를 의미한다[11].

상기와 같이, 중금속 농도변화에 따른 율피의 중금속 흡착량을 알아보기 위해 초기 중금속 농도를 10 내지 200 mg L^-1까지 변화시키면서 등온흡착실험을 수행한 결과, 3가지 중금속(Cd, Pb, Cu) 모두 중금속 농도가 증가함에 따라 흡착량이 증가하다가 점차 증가량이 감소하면서 일정한 평형상태에 도달하는 것으로 나타났다[도 1].

이러한 결과는 생물흡착소재의 표면이 점차 피 흡착물질인 중금속으로 채워져 유효한 흡착영역이 감소하기 때문인 것으로 판단된다[12]. 배 등(2003)은 등온흡착선이 비선형으로 나타나는 원인이 용질에 의해 흡착부위가 많이 포화된 상태에서는 흡착부위의 에너지가 균일하지 않고 용질-용질간의 정전기적 상호반발작용 때문인 것으로 보고하였으며 흡착부위의 이질성으로 인해 흡착량의 증가율이 감소한다고 보고하였다[13].

이러한 경향은 이온교환반응이 주가 되는 흡착반응에서 자주 나타나는 것으로 흡착부위에 대해 용질 간에 경쟁적인 흡착이 일어나고 반대로 흡착이 선형으로 이루어지는 경우는 비경쟁적인 흡착이 일어나는 것으로 알려져 있다[13,14].

등온흡착선이 일정 수준까지 선형으로 나타나는 경향과 관련해 배 등(2003)은 음전하를 띤 흡착제의 표면에 양전하를 띤 중금속의 농도가 증가함에 따라 확산 이중층의 두께가 얇아져 중금속 이온들이 헬름홀츠(helmholtz) 면에 가까이 접근할 수 있게 되어 흡착이 용이해지기 때문에 흡착량이 일정 수준까지 증가한다고 보고한 바 있다[13]. 여기서 헬름홀츠(helmholtz) 면이란 양자역학적 교환력으로 결합하고 있는 1의 두께의 내부 헬름홀츠 평면(inner helmholtz plane)과 쿨롱의 힘으로 형성된 3의 두께의 외부 헬름홀츠 평면(outer helmholtz plane)을 뜻하는 것인데 용액의 유동에 의해 전혀 영향을 받지 않는 특이 흡착분자가 금속표면에 정렬하게 되면서 형성되는 것으로 보고된다.

율피의 중금속 흡착이 평형상태에 도달하면 흡착제인 율피의 단위 무게당 흡착량은 잔류 중금속 이온의 평형농도 상수로서 프로운들리히(Freundlich) 또는 랑무아(Langmuir) 등온흡착모델을 따르는 것이 일반적이다[5,11]. 프로운들리히(Freundlich) 등온흡착식의 적용은 활성탄과 같이 흡착표면의 에너지가 불균일하게 분포하고 있는 경우 적합한 식으로 알려져 있다[15]. 프로운들리히(Freundlich) 모델에서 K값은 흡착능과 관련된 함수이고 1/n은 입자와 오염물질간의 흡착강도의 함수를 의미하는 것으로, 1/n값이 낮을수록 흡착에 의한 결합은 더 크다. 대부분의 흡착제에 있어서 Pb의 경우 낮은 1/n값을 가지는데 이는 다른 중금속에 비해 Pb의 흡착강도가 높은 것을 의미하므로 흡착제로부터 Pb 이온의 탈착은 상대적으로 적게 발생할 것으로 예상된다. 일반적으로 1/n의 값이 0.1 내지 0.5 사이에 존재할 때 피 흡착제는 흡착이 용이한 것으로 알려져 있고 흡착상수 K의 값이 크면 클수록 흡착제의 흡착능이 증가하는 것으로 알려져 있다[12].

본 발명에서 확인한 결과를 프로운들리히(Freundlich) 모델에 적용한 결과 상관계수(R²) 값이 0.72, 0.73, 0.87 등으로 랑무아(Langmuir) 모델에 비해 상대적으로 낮게 나타나 상기 내용에 부합하지 않는 것으로 판단되었다[표 1].

[표 1]

	Cd	Pb	Cu
R²	0.72	0.73	0.87
1/n	0.163	0.648	0.278
K	3.72	2.16	2.35
K : indicator of sorption capacity 1/n: adsorption intensity r : particle radius(cm)

랑무아(Langmuir) 등온흡착식의 적용은 흡착표면의 에너지 분포가 비교적 균일한 비기능성 고분자 흡착제에 의한 흡착의 경우가 가장 적절하다고 알려져 있다[16].

랑무아(Langmuir) 모델에서 qm 값은 흡착 친화도를 나타내며 이 값이 클수록 흡착 친화도가 크다는 것을 의미한다. 상기 연구 결과를 랑무아(Langmuir) 모델로 나타낸 결과 Pb, Cu, Cd 3가지 중금속에서 모두 상관계수(R²) 값이 0.99 이상으로 매우 높게 나타나 모델 적용이 바람직한 것으로 판단된다[도 2 및 표 2].

[표 2]

	Cd	Pb	Cu
R²	0.99	0.99	0.99
q_m	6.85	31.25	7.87
b	3.04	0.15	0.40
q_m: amount of heavy metals adsorbed per unit weight of adsorbent(mg g^-1) b: constant related to the energy of net enthalpy of adsorption r: particle radius(cm)

상기한 결과로부터 율피의 흡착은 랑무아(Langmuir) 등온흡착식에 적합하여 단분자층에서 발생하는 화학흡착으로 결론지을 수 있었으며[15], 각 중금속에 대한 율피의 최대흡착량(qm)은 Pb 31.25 mg g^-1, Cu 7.87 mg g^-1, Cd 6.85 mg g^-1으로 산출되었다[표 2].

이러한 흡착량의 차이는 중금속 이온의 분자크기, 친화력 및 전기음성도 차이에 기인한다고 보고되었는데[17,18], 조 등(2004)은 생물흡착소재의 중금속 흡착이 생물흡착소재가 지닌 관능기의 중금속 선택성에 기인하기 때문에 특정 중금속을 효율적으로 제거할 수 있는 것으로 보고한 바 있다[19].

한편, 본 발명의 결과와 지금까지 보고된 생물흡착소재들의 중금속 최대흡착량을 비교해 보았을 때[표 3], 율피는 중금속 중에서도 Pb의 흡착에 있어 뛰어난 경쟁력을 가진 소재로 판단된다.

[표 3]

Adsorbent	Heavy metal	q_m(mg g¹)	Source
Rice husk	Cd(II)	8.58	Kumar et al (2006)
Sawdust(poplar tree)	Cu(II)	6.92	ibanetal(2006)
Sawdust(oak tree)	Cu(II)	3.60	Argun et al (2007)
Sawdust(Pinussylvestris)	Pb(II)	9.78	Taty-Costodes et al (2003)
Sawdust(walnut)	Cd(II)	4.51	Bulut and Tez (2003)
Sawdust(walnut)	Pb(II)	4.48	Bulut and Tez (2003)
Peanut husk	Cu(II)	10.15	Li et al (2006)
Jute fibres	Cu(II)	8.40	Shukla and Pai (2005)
Banana pith	Cu(II)	13.46	Low et al (1995)
Groundnut shell	Cu(II)	7.60	Shukla and Pai (2005)
Chestnut shell	Cu(II)	7.87	This study
	Pb(II)	31.25
	Cd(II)	6.85

율피의 FT-IR 분석결과 스펙트럼상에서 중금속 이온과 치환이나 결합이 될 것으로 판단되는 관능기들을 확인할 수 있었다[도 3]. 이 중 3400cm^-1에서의 하이드록실기(hydroxyl group)는 증류수의 FT-IR 분석결과 나타나는 수분에 의한 관능기 이며 이에 따라 율피의 스펙트럼 결과를 해석함에 있어 제외하였다.

율피는 기본적으로 1080cm^-1에서 카르보닐기(carbonyl group), 하이드록실기(hydroxyl group), 카르복실기(carboxyl group) 그리고 1200 cm^-1와 1700 cm^-1사이에서 카르복실레이트기(carboxylate group), 카르복실기(carboxyl group), 메틸렌기(methylene group), 에스테르기(ester group) 등을 지니는 것으로 나타났다.

일반적으로 중금속 흡착능이 가장 뛰어난 관능기는 카르복실기(carboxyl group) 라고 알려져 있는데 카르복실기(carboxyl group)는 수용액 속에서 -COO-와 H+로 해리되며, 일정 pK값 이상에서 대부분 -COO-형태가 되어 양이온성 중금속이 효율적으로 흡착되는 것으로 보고된 바 있다[7,22].

율피의 표면에서 중금속 이온의 흡착 유, 무 상태를 확인하기 위해 SEM-EDS 분석을 실시한 결과 중금속 이온 흡착 전에는 표면이 매끄럽게 안정된 모습이 관찰되었으나 흡착 후에는 전자밀도가 높을 것으로 판단되는 부분이 나타났다[도 4].

이러한 변화가 중금속 이온의 흡착으로 인한 것인지를 확인하기 위해 EDS 분석을 수행한 결과 중금속 이온의 흡착 전에는 중금속 이온의 피크가 나타나지 않았으나 흡착 후에는 납 이온의 피크가 나타나 율피에 중금속 이온이 흡착됨을 직접적으로 확인할 수 있었다. 이상의 결과로부터 율피에 의한 중금속 이온 흡착은 물리적인 흡착보다는 관능기에 의한 화학적 흡착일 것으로 판단되었다.

[참고문헌]

1. Ok, Y. S., Yang, J. E., Zhang, Y. S., Kim, S. J. and Chung, D. Y. (2007) Heavy metal adsorption by a formulated zeolite-Portland cement mixture. J. Hazard. Mat. 147, 91-96.

2. Seo, Y. C., Lee, H. J. and Kim, D. W. (2006) Characteristics of heavy metals bio-sorption by Penicillium biomass. The Korean Society for Environmental Analysis. 9, 49-54.

3. Lee, H. Y., Lim, J. E., Hong, K. C., Yang, J. E. and Ok, Y. S. (2008) Biosorption technology for removal of heavy metals from wastewater : a literature review. TALS. 6, 15-24.

4. Brierley, C. L., Brierley, J.A. and Davidson, M.S. (1989) Applied microbial processes for metals recovery and removal from wastewater. In Metals Ions and Bacteria(Edited by Beveridge, T. J. and Doyle, R. J.) John Wiley, NewYork, p.359-382.

5. Volesky, B. (1990) Biosorption of heavy metals. CRC Press.

6. Volesky, B. (2007) Biosorption and me, Water Res. 41, 4017-4029.

7. Jeon, C. and Choi, S. S. (2007) A study on heavy metal removal using alginic acid. KORRA. 15, 107-114.

8. Jeon, B. G. (1998) A Study on the production of chestnut powder in the inner shell(endo carp) of a chestnut from its treatment plant - A basic study on the recycling process design of wasted inner shell. Waste Recycling and Management Research. 15, 57-65.

9. Yoshio, N., Kenji, T., and Toshiro, T. (2001) Adsorption mechanism of hexavalent chromium by redox within condensed-tannin gel, Water Res. 35, 496-500.

10. Hong, K. C., Lee, H. Y., Lim, J. E., Choi, B. S., Yang, J. E. and Ok, Y. S. (2008) Development of precious metal recovery process using agricultural by-product : Gold adsorption in aqueous solution by chestnut shell. TALS. 19, 105-113.

11. Suh, K. H., Ahn, K. H., Cho, M. C., Cho, J. K., Jin, H. J. and Hong, Y. K. (2001) Sargassum confusum for biosorption of Pb and Cr. J. Korean Fish. Soc. 34, 1-6.

12. Jeon, D. Y., Lee, K. S., Shin, H. M. and Oh, K. J. (2006) Adsorption characteristics of heavy metals for waste sludge and oyster shell. KENSS. 15, 1053-1059.

13. Bae, J. S., Park, C. K., Sung, K. C., Lee, S. W. and Hwang, Y. H. (2003) A study on the adsorption of heavy metals in waste water using domestic clays. J. of Korean Oil Chemists' Soc. 21, 124-131.

14. Kim, I. B. (2002) A study on the removal of heavy metals by biomass(I). J. Korean Society of Environmental Administration. 8, 223-229.

15. Choi, I. W., Kim, S. U., Seo, D. C., Kang, B. H., Sohn, B. K., Rim, Y. S., Heo, J. S. and Cho, J. S. (2005) Biosorption of heavy metals by biomass of Seaweeds, Laminaria species, Ecklonia stolonifera, Gelidium amansii and Undaria pinnatifida. Kor. J. Environ. Agric. 24, 370-378.

16. Ruthven, D. W. (1984) Principles of adsorption and adsorption process. John Wiley & Sons, U.S.A.

17. Lee, M. G., Lim, J. H., Hyun., S. S. and Kam, S. K. (2002) Adsorption characteristics of copper ion by jeju scoria. J. Kor. Soc, of Environ. Eng. 40, 252-258.

18. Fourest, E. and Volesky, B. (1996) Contribution of sulfonate groups and alginate to heavy metal biosorption by the dry biomass of Sargassum fluitans. Environ. Sci. Technol. 30, 277-282.

19. Cho, J. S., Park, I. N., Heo, J. S. and Lee, Y. S. (2004) Biosorption and desorption of heavy metals using Undaria sp. Kor. J. Environ. Agric. 23, 92-98.

20. Ok, Y. S., Hong, K. C., Yang, J. E. and Joo, J. H. (2009) Gold recovering method in solution by chestnut shell. Korea Patent 10-2009-0006248.

21. Shukla, S. S., Shukla, A., Zhang, Y. H., Dubey, P. and Margrave, J. L. (2002) The role of sawdust in the removal of unwanted materials from water. J. Hazard. Mat. 95, 137-152.

22. Jeon, C. and Kim, J. H. (2007) Heavy metal removal using sawdust. KORRA. 15, 81-88.

도 1은 수용액 중 중금속(Cd, Pb 및 Cu)에 대한 율피의 흡착 특성을 나타낸 그래프이다.

도 2a는 수용액 중 카드뮴(Cd)에 대한 율피의 흡착 특성에 적합한 랑무아 모델을 나타낸 그래프이고, 도 2b는 수용액 중 납(Pb)에 대한 율피의 흡착 특성에 적합한 랑무아 모델을 나타낸 그래프이며, 도 2c는 수용액 중 구리(Cu)에 대한 율피의 흡착 특성에 적합한 랑무아 모델(Langmuir model)을 나타낸 그래프이다.

도 3은 실험에 사용된 율피의 FT-IR 스펙트럼을 나타낸 것이다.

도 4는 중금속 흡착전(a)과 후(b) 율피의 주사전자현미경(SEM) 사진이다.

도 5는 중금속 흡착전(a)과 후(b) 율피의 SEM-EDS 스펙트럼을 나타낸 것이다.

Claims

율피(chestnut shell)를 포함하는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거제.
청구항 1에 있어서,

상기 율피는 밤의 속껍질을 건조하여 분쇄한 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거제.
청구항 1에 있어서,

상기 중금속은 카드뮴(Cd), 납(Pb) 및 구리(Cu) 중에서 선택된 하나 또는 그 이상의 혼합물인 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거제.
폐수에 청구항 1 또는 2의 율피를 포함하는 중금속 흡착제거제를 투입하여 중금속을 흡착시키는 과정과, 상기 중금속이 흡착된 흡착제거제를 침강시켜 제거하는 과정을 포함하여 이루어지는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거방법.
청구항 4에 있어서,

상기 중금속은 카드뮴(Cd), 납(Pb) 및 구리(Cu) 중에서 선택된 하나 또는 그 이상의 혼합물인 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거방법.
청구항 4에 있어서,

상기 중금속은 폐수 내 3 ppm 이하의 저농도로 존재하는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거방법.
청구항 4에 있어서,

상기 율피는 폐수 중에 1000 내지 10000 mg L^-1범위로 포함되는 것을 특징으로 하는 중금속 흡착제거방법.