Small things in the earth.

원문 출처 : http://www.secchidipin.org/Phosphorus.htm

Portions of the following has been excerpted with permission from copyrighted material.  Material in this section should not be reproduced without specific permission of the North American Lake Management Society (www.NALMS.org).  The reader is encouraged to read the original material for more details on phosphorus and phosphorus analytical methods. 

Carlson, R.E. and J. Simpson.  1996.  A Coordinator’s Guide to Volunteer Lake Monitoring Methods. North American Lake Management Society.  96 pp.

Phosphorus

Phosphorus is probably the most studied plant nutrient in freshwater aquatic sciences. It is often found to be (and more often inferred as) the nutrient that limits the growth and biomass of algae in lakes and reservoirs. Whether this nutrient is as universally limiting as once believed is debatable, but certainly there is substantial evidence of its importance in many lakes. Numerous correlations and regressions have been constructed linking phosphorus, especially total phosphorus, with variables such as algal chlorophyll, algal weight, and productivity. Because of its possible importance in limiting the growth and biomass of algae and because of the numerous empirical models available for phosphorus, it is an important addition to the list of variables to be measured in volunteer programs

Forms of Phosphorus

Phosphorus in natural waters is divided into three component parts: soluble reactive phosphorus (SRP), soluble unreactive or soluble organic phosphorus (SUP) and particulate phosphorus (PP) (Rigler 1973). The sum of SRP and SUP is called soluble phosphorus (SP), and the sum of all phosphorus components is termed total phosphorus (TP). Soluble and particulate phosphorus are differentiated by whether or not they pass through a 0.45 micron membrane filter. The phosphorus fractions are illustrated below:
 

Soluble Reactive Phosphorus (SRP)
This phosphorus fraction should consist largely of the inorganic orthophosphate (PO₄) form of phosphorus. Orthophosphate is the phosphorus form that is directly taken up by algae, and the concentration of this fraction constitutes an index of the amount of phosphorus immediately available for algal growth.
 
In phosphorus limited situations, the concentration of this form should be very low to undetectable (<5 ug/L). As concentrations of orthophosphate (as reflected in the SRP fraction) increase, it can be inferred that phosphorus is either not needed by the algae or that it is being supplied at rates faster than it can be taken up by the biota. Measurement of SRP can be used as an indicator, albeit a potentially inaccurate one, of the degree of phosphorus limitation of the algae.
 
At one time SRP was called "dissolved inorganic phosphorus." This terminology was changed to "soluble reactive phosphorus" (Rigler 1964; Strickland and Parsons 1965) to reflect a more realistic interpretation of what forms of phosphorus were found in this fraction. The terms "soluble" and "reactive" were chosen instead because this form of filtered phosphorus was neither necessarily dissolved nor necessarily inorganic.
 
The term "reactive" is used to indicate that the phosphorus in the SRP fraction is not solely inorganic phosphorus, but could include any form of phosphorus, including some organic forms, that react with the reagents. Some organic forms apparently do hydrolyze and react under the conditions of this test, while some forms of inorganic phosphorus (polyphosphates), in fact, do not react. There is a continuing debate as to what extent SRP represents solely the ortho form of phosphorus or is biologically available (Nürnberg and Peters 1984). The actual composition of SRP probably varies with the nature of the water body.
 
The "soluble" fraction does not necessarily contain only dissolved phosphorus forms: the phosphorus containing material in the soluble fraction is dependent on the porosity and characteristics of the filter used. Typically, a 0.45 micron cellulose (Millipore) filter is used as a standard. This filter excludes most particulates, but colloidal phosphorus may be present in the filtered fraction.
 
Some analytical protocols use glass fiber filters instead of a membrane filter. Using a glass filter increases the amount of particulate material that passes through the filter and therefore increases the amount in the "soluble" fraction. Small particulates, including very small algae and bacteria will be present in the filtered sample. Whether or not they become represented as SRP will depend on the extent that they react with the reagents. Glass fiber filters are less costly than the membrane filters, and, more important, are used in a number of other tests such as chlorophyll, particulate carbon, and suspended solids. There is no consensus as to whether the necessity of separating the soluble fraction from all possible particulate forms is more important than analytical consistency between variables.
 
Some researchers in phosphorus dynamics use Nucleopore™ filters instead of either membrane or glass fiber filters. These filters partition the water into size fractions more accurately than do membrane or glass fiber filters, and therefore allow much better separation of size related phosphorus forms. Nucleopore filters also do not contain phosphorus, which is a contaminant in membrane filters (Peters, personal communication). However, these filters are more expensive than either membrane or the glass fiber filters, and the increased control of size may not be important to a general monitoring effort.

Soluble Unreactive Phosphorus (SUP)
This phosphorus fraction contains filterable phosphorus forms that do not react with the phosphorus reagents under the time and conditions of the test. It is measured as the difference between soluble phosphorus (SP) and SRP. The compounds in the SUP fraction are organic forms of phosphorus and chains of inorganic phosphorus molecules termed polyphosphates. The size of this fraction relative to the other phosphorus fractions is highly dependent on the type of filter used to separate the soluble from particulate fractions.
 
A number of organic phosphorus molecules have been identified, but two main classes seem to predominate in natural waters. The first are low molecular weight compounds, apparently derived from algal and bacterial metabolism, which release orthophosphate upon treatment with alkaline phosphatase. These compounds do not react with the phosphorus reagents without prior digestion (Franko and Heath 1979). The second are colored, large molecular weight compounds, perhaps phosphorus bound in humic complexes, which release orthophosphate in the presence of ultraviolet light.
 
These compounds may (Downes and Paerl 1978) or may not (Franko and Heath 1979) react without prior digestion and could be measured as SRP. These organic forms apparently form a pool of phosphorus for algal and bacterial growth, but they must be first converted to orthophosphate, either by enzymes or by UV light, before they are available for uptake by the biota. Although the phosphorus in the pool appears to be highly dynamic, the total amount of phosphorus in this fraction seems to be fairly stable seasonally in lakes with long residence times (Rigler 1964). However, changes in the pool might signal shifts in either the availability of this phosphorus form to algae or bacteria or shifts in the biotic community's ability to use this form, or more likely, runoff variability into the lake.

Soluble Phosphorus (SP)
This form is measured after the digestion of the filtrate and should contain all filterable forms of phosphorus, both organic and inorganic that are converted to orthophosphate by the digestion process. However, the amount of phosphorus in this filterable pool is highly dependent on the filter used. The larger the effective pore size of the filter, the more particulate material that will pass through the filter, be digested, and be considered "soluble."
 
Rigler (1964) estimated the percent of phosphorus that would be considered part of the soluble phosphorus pool of three lakes, using 7 different separation techniques and filter sizes. Particulates were removed using a Foerst centrifuge, or by passing the water through 3 layers of Whatman #44 paper filters, or through 5.0, 1.2, 0.45, 0.22, and 0.1 micron Millipore filters. Considerable differences in the percent soluble phosphorus were found as the pore size decreased.

The effect of particle separation method or filter pore size on the estimate amount of soluble phosphorus in lakewater (mean plus or minus standard error).  Data from Rigler 1964.

Deviation from the 0.45 micron membrane standard will have a significant effect on the soluble phosphorus concentration, and, because it is calculated as the difference between SP and SRP, soluble organic phosphorus will be affected as well. SRP may or may not be affected, depending on the extent to which phosphorus in these particulates are released during the analytical procedure.

Particulate Phosphorus
This fraction of phosphorus contains all material, inorganic and organic, particulate and colloidal, that was captured on the filter. Typically, particulate forms will contain bacteria, algae, detritus, and inorganic particulates such as clays, smaller zooplankton, and occasionally, larger zooplankton, sediments, or large plant material.
 
Particulate phosphorus can be measured either by filtering a known volume of water through a membrane filter and then digesting the filter, or it can be obtained by subtraction of total soluble phosphorus (SP) from the total phosphorus concentration (TP). The filtration method allows the analyst to concentrate samples from low particulate waters, thereby increasing the sensitivity of the test, but it also increases the probability that large particles, such as zooplankton will be captured as well. Caution must be taken so that adequate oxidant is present to completely digest the sample.

Large zooplankton, suspended sediments, or large plant remains may be captured on the filter. These latter particulates are generally considered to be contaminants rather than normally occurring portions of the fraction. Although suspended sediments, especially if stirred up during the sampling process or stray leaf or plant remains should be considered a contaminant, zooplankton in the sample present an interpretational problem, especially in low phosphorus situations. Zooplankton can significantly increase the phosphorus concentration in the water sample. Chamberlin (1968), as cited in Rigler (1973), found that a single individual of the zooplankter, Daphnia, containing 0.19 g P, would increase the total P in a 50 ml water sample by 4 ug/L. Prepas and Rigler (1982) found that one phantom midge larva (Chaoborus) can add 100 ug/L to a 50 ml sample.
 
Zooplankton and other large particulates cause a problem to particulate and total phosphorus analyses because they are probably inadequately sampled, and therefore give an inaccurate phosphorus estimation. If particulate P is determined by subtraction, zooplankton are probably not sampled accurately or randomly in a 10 or 50 ml aliquot used in the total phosphorus determination. The presence or absence of the few zooplankton that may be captured would cause a significant overestimate or underestimate of the limnetic phosphorus pool if zooplankton are considered part of that pool. Although it might seem that filtering and digesting the filter would increase the precision of the particulate measurement, its accuracy is still in doubt because the tools used for collecting total phosphorus from the lake (water samplers or tube samplers) will generally under sample zooplankton populations. By either method, the limnetic phosphorus pool will be inaccurately measured.

Certainly, the larger size fraction of the limnetic phosphorus pool (zooplankton and fish) are generally ignored in most studies, although they may make up a sizeable fraction of the total phosphorus in the water. For example, Prepas and Rigler (1982) found that the phosphorus fraction greater than 250 microns (which might contain larger algae as well as zooplankton) constituted between 14 and 28% of the total phosphorus in the epilimnion on an Ontario lake. Fish can also constitute a sizable proportion of the total phosphorus in a lake. Kitchell et al. (1975) reported that zooplankton constituted 18% and fish, 74%, of the total pelagic zone phosphorus in Lake Wingra, Wisconsin. Generally these larger size fractions do not interfere with the use of total phosphorus in empirical models because the data used in model construction probably ignored these size fractions as well. However, if the data were used to estimate lake phosphorus content for a nutrient budget, then it is possible that the content could be seriously underestimated without consideration of the larger fractions.
 
The ideal would be to have a size fractionated phosphorus, where phosphorus would be sampled by methods appropriate for each size fraction. In the absence of the ideal, which is probably the case of volunteer programs, particulate phosphorus is probably best measured by subtraction from total phosphorus rather than filtration. In this case, the particulate value will be influenced by the pore size of the filter used. Volunteers could be cautioned to try to exclude large particles such as leaves.

Total Phosphorus 
This form incorporates the total of all filterable and particulate phosphorus forms mentioned above. It is probably the most often analyzed fraction of phosphorus because it is used in a wide variety of empirical models relating phosphorus to a wide variety of limnological variables (Peters 1986); and the link between phosphorus loading estimates and phosphorus content in the lake.

Considering the wide variety of materials that might constitute "total phosphorus," it is remarkable that total phosphorus correlates well with any other single variable, especially an algal variable such as chlorophyll. The chlorophyll molecule itself does not even contain phosphorus. For such correlation to be strong, chlorophyll must be related to phosphorus containing compounds in algal cells. Variations in TP chlorophyll relationships come, in part, from variations in the amount of chlorophyll generated per unit of total phosphorus in algal cells. As cells vary in their phosphorus or chlorophyll content, the TP/chlorophyll ratio will vary. All other phosphorus forms found in the water must be constant, negligible, or at least change as a function of chlorophyll.
 
For example, SRP is generally low in phosphorus limited situations while SUP may be relatively constant. Increases in SRP or variations in SUP would adversely affect chlorophyll phosphorus relationships. Forms of particulate phosphorus, other than algal phosphorus, must also be negligible, constant, or change as a function of chlorophyll. Chlorophyll would be expected to relate best to total phosphorus in situations where there are negligible amounts of clays, suspended sediments, and detritus, where phosphorus limits algal biomass, and in natural lakes that have sufficient depth that bottom sediments are not resuspended.
 
"Total" phosphorus is largely defined on the basis of how much phosphorus in its various forms will be oxidized into orthophosphate by a specific oxidant. Different analytical tests used for the digestion and analysis of phosphorus may change the amount of phosphorus reported. It is important to remember that all these phosphorus designations are functionally defined, and the coordinator must be very cautious about modifying phosphorus analysis procedures. It is possible that some modifications would alter the results significantly and therefore limit the use of the data. It is also important to remember that all of the empirical equations are based on certain methodologies (hopefully, the same ones). Deviations from these methods could introduce error in these empirical relationships (Griesbach and Peters 1991).

Phosphorus Collection and Analysis 

Sampling and Preservation
Although field kits that measure phosphorus potentially could be used by volunteers, the limits of detection of the kits that use visual comparators are too high to be useful in lake monitoring programs. A sensitive spectrophotometer is necessary to measure the phosphorus levels found in most lake situations. Because of this, volunteers will most often be asked to collect samples for later analysis in a laboratory. Prime concerns should be that the volunteer collects the sample correctly and that the sample is stored in a manner that will allow subsequent analysis with minimal changes in either the absolute concentration or phosphorus form.
 
Collection of the water sample for subsequent analysis can be done with any of the sampling techniques discussed in the earlier chapter on sampling techniques. Surface (0.5 m) samples are usually used in trophic state determinations, but see the chapter on sampling for a discussion of alternative sampling procedures. Whatever the technique chosen, the phosphorus sample should be taken from the same water sample that is used for chlorophyll. Hypolimnetic phosphorus samples can also be taken, but as the Wisconsin program discovered, it is difficult to obtain a near sediment sample without disturbing the sediments. Care should be taken that the sampler is clean, without any dirt or material from earlier excursions clinging to the inside surface. Several rinsings with lake water prior to use may be beneficial.
 
Once collected, the water should be poured into a pre-cleaned sample container. It would be best that this sample container be cleaned and supplied by the program rather than relying on the volunteer to supply or to clean the container. Cleaning should consist of washing the containers in phosphorus free detergent. (usually dish washing detergent, not dishwasher detergent, is phosphorus free), several tap water rinses, a rinse in dilute HCl (Standard Methods APHA 1989, recommends hot dilute HCl) and then several rinses in distilled water. If care is not taken in the cleaning of the containers, subsequent care becomes meaningless. Standard Methods (APHA 1989) also recommends that plastic jars not be used unless the sample is frozen because the phosphorus may be adsorbed onto the walls of the plastic container. If the sample is to be poured from the container in the laboratory prior to analysis, the sample should be preserved prior to storage to prevent any transformations (uptake by algae or bacteria) or sorption to the walls of the container during storage. If only total phosphorus will be measured, then the sample can be preserved with one ml of HCl per liter or by freezing the sample.

An alternative method used in several Midwest program is to measure and pour an exact amount of the sample into a pre-cleaned borosilicate bottle. Later, digestion is done in this same container. The assumption is that preservation is not necessary because any material adsorbed onto the side of the container will be stripped off during the digestion process.
 
Griesbach and Peters (1991) found that TP in unpreserved, unfiltered samples stored frozen was stable for up to 12 months, if stored in the tubes in which they would eventually be analyzed. At room temperature, samples could safely be stored for a month, again, if stored in the tubes in which they would be analyzed. If other forms are to be analyzed, filtration prior to preservation seems to yield the best results. If clean filtration equipment can be assured, there is no reason that the volunteers could not do the filtration to differentiate between soluble and particulate phosphorus. If glass fiber filters were used, then the filtrate obtained from the chlorophyll filtration could be used for the soluble phosphorus fraction. The problem of volunteer obtained filtered samples is that of preservation. Standard Methods (AHPA 1989) recommends that the sample should be immediately frozen at or below 10 °C or preserved with HgCl₂. Mercuric chloride is extremely hazardous and should never be given to volunteers.
 
Griesbach and Peters (1991) found that filtered samples kept at room temperature could be analyzed for SRP and SP within a week, if stored in the tubes in which they would be eventually analyzed. They did not recommend freezing samples for analysis of the phosphorus fractions. Others report maximum holding times for SRP analysis from less than 24 hours to a week.

Limits of Detection
Although a number of analytical tests exist for the measurement of phosphorus, the ascorbic acid method described in Standard Methods (AHPA 1989) is probably the most commonly used test. In this test, the molybdate reagent reacts with orthophosphate producing phosphomolybdic acid, which forms the colored molybdenum blue upon reduction with ascorbic acid. While the compound appears blue, the peak absorbance at 885 nm is in the infrared region. Absorbance is linearly related to concentrations by Beers Law, and this test detects phosphate concentrations of 5 to 1300 µg/L with a cuvette pathlength of l cm.
 
It is important to have an appropriately defined phosphorus detection limit. For example, a TP detection limit of 50 ug/L will not be adequate for a great deal of limnological efforts. Some phosphorus tests are designed for soils or sewage analysis and their minimum detection limits are inappropriate for limnological phosphorus analysis.  As a matter of protocol, detection limits of 10 or 5 ug/L (or lower) will likely be necessary, to have adequate resolution for typical stream and lake monitoring. Using a rule of thumb that the detection level is about two times the standard deviation of replicate blanks, the lowest level of quantification is about five times this standard deviation. Hence, the level of quantification better defines the lower levels of identifiable TP concentrations, which occur with better (lower) detection levels.

Lower limits of detection can be obtained with a longer pathlength cell. Griesbach and Peters (1991) found that TP concentrations (after digestion) were relatively insensitive to even substantial changes in the concentration of the phosphorus reagents, and high precision was unnecessary when preparing the reagents. Results should be reported as the concentration of phosphorus, not phosphate, present in the water. Since orthophosphate is the form measured in the test, the results can be presented as PO₄P.

Digestion Methods
As mentioned earlier, total phosphorus and total soluble phosphorus require a digestion step prior to the measurement of the orthophosphate form. There is no one perfect oxidant. The acid persulfate test that is often used is a compromise method that extracts most but not all phosphorus, but is a safer technique than others. Perchloric acid digestion, for example, will extract phosphorus from soils, but is a more complicated procedure and requires special facilities and safety precautions. Harwood et al. (1969) compared three different digestion methods (magnesium nitrate fusion, persulfate digestion, and peroxide digestion) on five types of liquid samples but found no significant differences in the resulting phosphorus concentrations. 

Prepas and Rigler (1982) found that using persulfate alone produced less variable results than did perchloric acid or potassium persulfate with sulfuric acid (Jeffries et al. 1979). Standard Methods (1989) recommends the use of acid together with persulfate. It may be that the acid aids in the digestion of phosphorus from clays and other soil particles. Griesbach and Peters (1991), in an extensive examination of phosphorus techniques, found that the total phosphorus values resulting from varying the amount of persulfate added was not important within a range of 0.5 to 0.8 g persulfate per 40 ml sample. They suggested that weighing of each sample was not necessary; using a simple, volumetric scoop of persulfate was adequate. They also found that digestion time and whether the samples were autoclaved or boiled had no significant effect on the final phosphorus concentration. They suggest that boiling is more time-consuming than autoclaving but can be used if no autoclave is available.
 
Interferences
Several substances can interfere with the phosphorus analysis. Arsenate, which has been used to control algae and aquatic macrophytes, and high concentrations of silica can interfere. Where there is considerable humic color or clay turbidity, it may be necessary to run color/turbidity blanks for each sample. Keep a close watch on the physical characteristics of water samples. The phosphorus test is sensitive to trace amounts of contamination as is normally present in tap water, on fingers, in soap and some detergents, and in buffers or other reagents; be sure to clean glassware thoroughly, and observe maximum cleanliness in the field collection and in the laboratory. It is very important to run distilled water blanks and standards, keeping records of the absorbance in order to detect changes in distilled water quality or reagents.

Recommendations

Based on the theory discussed above and on the methods, observations, and comments by existing programs, the following recommendations are made.

1. Based on ease of sampling, questions about storage, and utility of the information, total phosphorus should be the primary form of phosphorus measured in volunteer programs.

2. Coordinators should first utilize surface (0.5 m) or an integrated epilimnetic samples in their programs, especially if chlorophyll and Secchi depth are to be measured at the same time. A second total phosphorus sample taken in the hypolimnion would add another dimension to the sampling program.

3. The sampling program should have samples taken during spring turnover so that an estimate can be made of the total phosphorus content of the lake. An alternative is to take a detailed vertical profile during summer stratification.

4. Although preservation of total samples is recommended, there are questions about the safety of having the volunteers handle strong acids. Coordinators should consider freezing the samples or having the digestion performed in the sample container itself.

5. Volunteers should be given pre-cleaned, acid washed sample containers. Manipulation of the sample and the container by the volunteer should be minimized. Phosphorus differences can rapidly set up in a large container as particles settle. The volunteers should be instructed to shake the sample well before pouring. It would be better to pour directly from the water sampling device into the sample container rather than into a second container so that settling in the container and possible contamination is minimized.

6. Soluble reactive phosphorus can also provide valuable information, but requires field filtration through a pre-cleaned membrane or glass fiber filter under clean circumstances. There are also questions of its stability with storage. If done, samples should be rapidly frozen and brought to the laboratory for analysis. Thought should be given to using a syringe filtration system so that the volunteers would not handle the filters.

7. Research remains to be done as to the importance of the type and porosity of the filter on SRP analysis.
 
Literature Cited
 
Betz, C.R., P.J. Howard, and P.J. Anderson. 1990. Wisconsin's expanded self-help lake monitoring program: Results of the 1990 pilot program expansion. Presented at the International Symposium of the North American Lake Management Society.

Canfield, D.E. Jr. 1991. Assessment of water quality in the lakes of north and central Florida. Project Completion Report.

Chamberlain, W.M. 1968. A preliminary investigation of the nature and importance of soluble organic phosphorus in the phosphorus cycle of lakes. Ph.D. Thesis, University of Toronto, Canada.

Downes, M.T. and H.W. Paerl. 1978. Separation of two dissolved reactive phosphorus fractions in lakewater. J. Fish. Res. Board Can. 35: 1636-1639.

Franko, D.A., and R.T. Heath. 1979. Functionally distinct classes of complex phosphorus compounds in lake water. Limnol. Oceanogr. 24: 463-473.

Griesbach, S.J. and R.H. Peters. 1991. The effects of analytical variations on estimates of phosphorus concentration in surface waters. Lake and Reservoir Management. 7: 97-106.

Harwood, J.E., R.A. Van Steederen, and A.L. Kahn. 1969. A comparison of some methods for total phosphate analyses. Water Res. 3: 425-432.

Jeffries, D.S., F.P. Diken, and D.E. Jones. 1979. Performance of the autoclave digestion method for total phosphorus analysis. Water Res. 13: 275-279.

Kitchell, Koonce, and Tennis. 1975. Phosphorus flux through fishes. Verh. Internat. Verein Limnol. 10: 2478-2484.

Nürnberg, G. and R.H. Peters. 1984. Biological availability of soluble reactive phosphorus in anoxic and oxic freshwaters. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 41: 757-765.

Peters, R.H. 1986. The role of prediction in limnology. Limnol. Oceanogr. 31: 1143-1159.

Prepas, E.E. and F.H. Rigler. 1982. Improvements in quantifying the phosphorus concentration in lake water. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 39: 822-829.

Redfield, A.C. 1958. The biological control of chemical factors in the environment. Amer. Sci. 46: 205-221.

Rigler, F.H. 1973. A dynamic view of the phosphorus cycle in lakes. In: E.J. Griffith, A. Beeton, J.M. Spencer, and D.T. Mitchell (Eds), Environmental Phosphorus Handbook. John Wiley & Sons.

Sakamoto, M. 1966. Primary production by phytoplankton community in some Japanese lakes and its dependence on lake depth. Arch. Hydrobiol. 62: 486-489.

Strickland, J.D. H. and T.T. Parsons. 1965. A manual of sea water analysis. Bull. 125. Fish. Res. Bd. Canada.

Vollenweider, R.A. 1976. Advances in defining critical loading levels for phosphorus in lake eutrophication. Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 33: 53-83.

출처는 네이버 블로그  시크릿가든이며

원문은 http://blog.naver.com/kdg30/120029736511 입니다.

ORP 수치에 대한 판단부분은 저와 약간의 차이가 있으나 전반적으로 정리가 잘되었다고 생각됩니다.

ORP(Oxidation Reduction Potential)는 산화환원전위라 말하구요.

환경쪽에서는 음용수, 오폐수, 하수등 기타 수처리시설의 산화환원전위를 측정하는데 쓰입니다. 산화와 환원의 개념은 산화는 각원소가 가지고 있는 산화수가 증가하는것이고 환원이란 산화수의 감소 즉 음원자가의 증가를 말합니다.

이러한 원리를 이용하여 ORP를 측정하여 오폐수의 산화환원반응을 측정하여 처리가 잘되고 있는지 측정하는것입니다.

예를 들면 포기조에서는 BOD는 산소를 산화시키면서 제거 하므로 ORP를 측정해서 산화되었다(BOD가 제거되었나)를 판단하는것입니다. 물론 혐기조와 무산소조에서도 쓰이구요..

화학적 처리시에도 측정할수가 있겠죠?

그리고 pH meter처럼 ORP meter가 있네요

산화 환원전위란, 모든 물질은 다른 물질과 반응하여 산화 하거나 환원하려는 경향성을 가지고 있습니다. 이러한 경향성의 차이를 수소를 기준으로 상대값으로 표현한것이 산화 환원전위입니다. 이 값이 클수록.환원 되기 쉽고 작을수록 산화되기 쉽습니다. 그리고 BOD는 유기물의 함량을 나타내는 지표이긴하나 유기물 그자체가 아닙니다. BOD가 산화되는 대상이 이아니라 유기물이 산화되는 대상입니다.

산화·환원 반응은 전자의 이동으로 일어나는 것으로, 전자를 외부 도선으로 흐르도록 한 것이 전지(Cell)로서 화학 에너지를 전기 에너지로 변환시키는 장치이다.

전지의 두 전극 중에 이온화 경향이 큰(표준 환원 전위 값이 보다 작은)금속이 (-)극으로서 산화 반응이 일어나며, 이온화 경향이 작은(표준 환원 전위 값이 보다 큰) 금속이 (+)극으로 환원 반응이 일어난다. 이 때 두 전극의 금속 사에에서 일어나는 전위차의 정량적 척도를 전압(Volte)으로 나타낸다.

산화환원전위차는 보통 pH미터로 측정합니다. 전위차란 이온화경향, 반응성의 차를 뜻합니다.

<수조에 있어서 산화 환원 전위 입문>

이것은 산화 환원 전위（ORP）가 화학에 있어 초보자인 우리들의 수조에 있어 어떤 의미를 갖고 있는 것인가에 관하여의 문헌입니다．우리들에 있어서의 이 ORP가 의미한 것은 산업계나 연구소등으로 순수하게 화학적 사정으로의 용도와 비교한다면 큰 차이가 있습니다．우리들의 취미에서의 ORP는 화학에서 사용된 경우와 비교하고 훨씬 단순하고 이해하기 쉽습니다．

먼저，수조에 있어서 ORP는 어떤 특정한 값이 아니면 수조는 잘 되지 않는다고 말하는 것 같았던 절대치가 있지 않습니다．ORP는 그 값의 추이를 관찰한 것에 의하고 수조내에 무엇이 일어나고 있는 것인가를 알기 위한 목표로 된 것입니다．이 값이 움직인 요인으로서는, 수조내의 화학적 변화，생화학적 반응등이 있습니다．

나는 ，통상 ３９０ｍＶ의 값을 목표로 하고 있습니다．그리고，그 값이 시간과 함께 어떻게 변화하는지 관찰합니다．값이 계속 내려가는 경우는 ，뭔가 좋지 않는 반응이 수조내에 일어나고 있다고 말한 징후로 됩니다．값이 안정되고 있는 경우는 ，수조도 안정되고 있는 것이 됩니다．

이 값의 읽는법은 ，값이 상승하다，하강하다，상하하다， 혹은，어떤 일정한 흔들리고 폭으로 안정되고 있는 의(것) 등입니다．

먼저도 말했던 것처럼，ORP는 ３９０ｍＶ나 그 밖의 특정한 수치일 필요는 없습니다．３２０ｍＶ 위로 매우 상태가 좋은 수조를 몇개도 보었던 것이 있습니다．자연계에 있어서는 ，이 ORP는 ３２０ｍＶ 이상입니다．Kipper씨가 １９８９년에 서오스트레일리아에 행한 측정 조사에서는 ，이 ORP는 상당히 다양한 값이 측정되었다고 합니다．그러나 공통되고 있는 것은，아침 무렵은 ２５０ｍＶ 위로 시작되고，정오 정도에 피크로 되고，또 저녁때에는 내려간다고 말한 패턴으로 최대치와 최소치나 흔들림의 폭은 안정되고 있다는 것입니다．

ORP는 태양광이 강해지고 광합성이 활발하게한 장소 그것에 수반하고 상승합니다．몇개나 의(것) 장소에서 ，매우 날씨가 좋은 날(해)에는 ５００ｍＶ의 값을 계측했다고 합니다．그리고 태양이 잠기는 무렵이 된다면 ORP  그것에 수반하고 내려가고 시작했다고 합니다．정오의 피크 때로의 전형적인 값은 ，３５０∼４５０ 위로 ，그것은 날씨에 좌우됩니다만 ，실제는 그것에 의한 광합성에 의하고 생성된 산소의 양에 의합니다．보다 많은 산소가 생성된다면 그만큼 ORP는 상승합니다．그러니까，날씨가 좋은 날은 ORP  값은 높아지시고 ，흐린날은 비교적 낮아집니다．

어떤 값의 ORP에서 중요한 것은 그 움직임인 것입니다．그 움직임（상승，하강 등）에 의하고 수조내에 뭔가 좋지 않는 것이 일어나고 있는지 아닌지를 판단할 수 있습니다．이것에 관하여，나는 １９８８년에 ”The Marine Fish and Invert Reef Aquarium"라고 ”Advanced Reefkeeping”의 서적 가운데에서 언급하고 있습니다．또”Small Reef Aquarium Basics”의 서적 가운데에서보다(부터) 상세히 이것에 관해 언급하고 있습니다．

ORP의 값이 내려가고 시작하면 수조내에 뭔가 좋지 않는 것이 일어나고 시작했다고 판단하고 주의 깊게 조사를 시작하십시오．

이하의 예를 참고로 하십시오．이 예의 경우，그 밖의 수질의 수치는 동일이라고 합니다．

이처럼４일째 이후로부터 오전과 오후의 측정치가 돌연에 내려가고 시작합니다．이 경향은 특히７과 ８일째에 현저해지고 있습니다．

이 수치로 부터 알 수 있는 것은 ，３일째나 ４일째에 수조에 뭔가 일어났다고 말한 일입니다．그리고 그 사건이 원인으로 수질이 내려가고 시작했습니다．이 사건이 수조내의 물에 오염 물질을 만들어 내고，수조의 수중 산소는 이 오염 물질을 처리하는데도 쓰여지고，결과로서 ORP에 영향을 주고 그 값을 물리고 있습니다．바꾸어 말하면 ，수중의 산소의 양이 적어진다면 ORP의 값은 내려갑니다．

견해를 바꾸면 ，수질이 좋지 않는다면 나무에 ORP 가 내려간다고 말할 수 있습니다．처음은 천천히 내려가고 있던 ORP 도 그 수질을 물렸던 사건이 일어나고 계속한다면 그만큼 수질을 물리고 버리기 때문에 ORP는 보다 빨리 내려가고 스밀 것 같게 됩니다．

무엇이 일어났던 것인가는 모르더라도 이와 같은 값의 하강이 일어나고 시작하면 곧바로 원인을 찾아내는 것이 당연합니다．그리고 신속하게 대처한 것에 의하고，수질의 악화를 고정하고 원래로 되돌릴 수 있습니다．

수조 자체는 괜찮은 상태이나 ORP가 내려가고 있다면 이것은 뭔가 이상하다고 판단하고 그 원인을 찾아내십시오．그리고，할 수 있는 한 빨리 대처를 행하고 문제를 해결하십시오．이것이 ORP를 계측하는 목적이고，매우 중요한 것인 것입니다．문제가 힘에 부치기 전에 해결하십시오．

이와 같게 ORP의 값의 움직임을 보는 것에 의하고，문제가 발생하고 때를 놓침이 되기 전에 그것을 감지할 수 있습니다．

ORP의 값에 의하여 정도와 같은 것을 알을까？

ORP가 내려가고 버리는 원인으로서는, 대량의 이끼가 사멸하고 수질을 나쁘게 했다，해수어가 죽었다，라이브 락에 부착하고 있던 생물이 죽었다，스키마가 정상적으로 기능 하고 있지 않는 등이 있습니다．

ORP가 내려가고 버렸던 경우，수조의 모든 상태와 수질 패러미터를 체크하고 무엇이 원인으로 ORP가 떨어지고 계속하고 있는 것인가를 찾아내십시오．

수조에 있어서는 일반적으로，ORP는 아침은 높게 저녁때는 낮아집니다．이것은 ，ｐＨ가 아침 무렵은 낮게 조명이 사라지는 저녁때에 최대로 되기 때문입니다 ．ｐＨ와 ORP  반작용의 관계인 것입니다．ｐＨ가 오른다면 ORP는 내려갑니다．또，그 반대도 사실입니다．

이하에 ORP가 내려가는 요인을 들고 있습니다

·　새롭게 생체를 가한다면 ORP는 내려갑니다．

·　물 교환을 한다면 ORP는 내려갑니다．

·　통상보다(부터) 다량의 첨가제를 첨가한다면 ORP는 내려가는 가능성이 있습니다．이 경우，사용한 첨가제에도 의합니다만 ，요오드를 통상보다 많이 첨가한다면 잠시의 사이 ORP는 오릅니다．

또，ORP의 값을 읽는 것에 의하여 당신의 수조에 넣는 것이 할 수 있는 생체가 그 수조의 여과 능력의 한계에 가까운지 아닌지라고 한 일도 압니다．이것은 상대적으로 추이값을 읽는 것에 의하고 아는 응용의 하나입니다．

예를 들면，당신의 수조에 있어서의 ORP  값이 통상 ３６０ｍＶ이라고 합니다．거기에 새롭게 생체를 가한다면 일시적으로 ORP는 ３３０ｍＶ에 떨어질지도 알려지지 않습니다．그러나，２４시 간후에는 원래의 ３６０ｍＶ에 돌아옵니다．이것은 어떻게 말한 것이나 라고 하면 ，새롭게 생체를 가한 부분의 수조의 생체 시스템에의 부하가 중화되고 원래의 값에 돌아오었다고 말한 일입니다．바꾸어 말하면 ，그 수조로의 여과 능력에 아직 여유가 있다고 말한 일인 것입니다．

한편，새롭게 생체를 가한 것에 의하고 ORP의 값이 내려가고 원래대로 돌아오지 않는 경우는 ，당신의 수조의 생물 부하가 수조의 여과 시스템의 한계에 근접하고 있다고 말한 것입니다．그러니까，이와 같은 경우는 새롭게 생체를 가한 것은 고정하고，그리고 라이브 록이나 라이브 샌드를 추가할까，보다 능력이 좋은 스키머를 세트하고 여과 능력을 올리십시오． 혹은 보다 큰 수조의 구입이 필요할까요?

이와 같게，ORP의 값을 읽는 것에 의하고 수조에 무엇이 일어나고 있는 것인가를 다양한 각도로부터 보는 것이 할 수 있습니다．

이것에 관한 자료는 나의 수많은 저서의 중에 상세하게 말하고 있습니다．또，메인 라이브러리의 BOOK의 섹션에 무료로 다운로드할 수 있는２ 권의 책이 있기 때문에 참고로 하십시오．

이 ORP의 값은 어떤 일정한치 이하에는 내려가고 필요하다 뗄 때까지 스가（須賀），실제로는 어디까지만 허용 범위인 것인가 은 어느분도 해명하고 있지 않습니다．또，높은 값（일반적으로 ５００ｍＶ 이상）이 계속된다면 산호에 악영향이 나가기 쉽습니다．산호는 줄었던 채가 되어 버리고 폴립을 향상시키지 않아 버립니다．값이 높아지면 그만큼 산호는 줄고 버립니다．이것은 수중의 산성 물질의 양이 많아지기 때문에 산호를 자극하고 위축시키고 말기 위해(때문에)입니다 ．그러니까과 망간 산염 칼슘을 대량으로 첨가한다면 ORP가 ６００ｍＶ 이상에 까지 급격하게 올라가 버리고 모든 산호가 줄고 ORP  내려갈 때까지 열리지 않다 합니다．

또，이 ORP의 값을 읽는 일에 의하고 물이 일어났던지 아닌지를 판단한 것도 할 수 있습니다．물이 일어나고 처음의 단계에서는 ORP  매우 낮은 값입니다만 ，물이 할 수 있고 오다 에 따라 이 값은 상승을 계속하고 물이 일어나는 주변으로 최고치로 되다 그러면 안정됩니다．이와 같게，ORP의 값을 읽는 만큼으로 다른 수질 검사를 하지 않아도 물의 탄성이 읽을 수 있습니다．

오존 발생 장치를 사용하고 인공적이게 ORP를 올리고 있는 경우의 값은 비교적 낮아집니다．이것은 ，오존 발생 장치로부터 생성된 오존의 양이 시간과 함께 적어지고，그것에 수반하고 ORP도 내려가고 버립니다．이것에 의하고，ORP가 내려가고 시작의 현상이 발생했는다면 착각 해 버립니다．저 오존＝저ORP의 관계가 있습니다．만약 오존 발생 장치를 사용하고 있는 것이면，ORP의 값이 떨어지고 왔던 시점이 오존 발생 장치의 점검 청소를 하든지 오존 발생 장치의 종류에 의해서는 ＵＶ 램프를 교환한 시기가 왔다고 판단하십시오．만약，오존 발생 장치의 콘트롤러에게 세트한 값까지 오존의 값이 오르지 않는 경우나 ，오존 발생 장치가 동작하고 계속 됨에도 불구하고 오존의 값이 오르지 않는 경우는 오존 발생 장치로부터의 오존의 출력이 분명히 내려가고 있기 때문에 오존 발생 장치 자체를 점검 정비한 필요가 있습니다．

이전으로부터 리프 수조에는 그다지 오존 발생 장치는 사용되고 있지 않습니다．그러나，해수어만의 수조나 상당히 큰 리프 수조로는 일반적으로 자주 사용되고 있습니다．

오존 발생 장치의 사이즈를 정한 요소인　 생성된 오존의 양은 초기의 단기간에만 생성된 오존의 양인 것입니다．그 후는 ，생성된 오존의 양은 계속 내려가고 오존의 효과는 적어지고 갑니다．물론 이것은 ，얼마나 빈번하게 오존 발생 장치의 손질을 행하든지 어느정도 자주 ＵＶ 램프를 교환할지에도 달려 있습니다．이것에 관해서는，나의 저서”The Marine Fish and invert Reef Aquarium” 가운데에서 말하고 있습니다．이 책은 메인 라이브러리의 BOOK의 섹션에 무료로 다운로드할 수 있기 때문에 참고로 하십시오．

과산화수소수를 수조에 첨가한 것에 의하여 ORP의 값을 ７０∼８０ｍＶ정 물리는 것도 가능합니다．（이것을 사용하고 있는 애호가도 있습니다만 완전히 권장하지 않습니다）수조의 물에 오존이 들어가 버렸던 경우에 과산화수소수를 한 방울만 수조에 첨가한 것에 의하고 오존을 중화할 수 있습니다．

ORP수치가

1.＋1100mv 경우　

전기 분해 수，산성수라고 불리고 있는 물．산성수라고 불리고 있습니다만 ，그 본분은 산화 힘입니다．＋1100mＶ로는 그것과 접촉한 유기물은 즉시 산화 분해되고 버립니다．상대가 생물의 경우，세포막이 파괴되기 때문에 살균됩니다．각종 세균，결핵 균，바이러스의 살균에 효과가 있습니다.

단，유기물에 접촉하면，산화력(살균 힘)을 즉시 잃어 버립니다．

2.＋500∼＋750

염소로 소독된 수도물등입니다．Ｈ2Ｏ＋Cl2→ＨCl＋ＨClＯ（차아 염소산）이 차아 염소산의 산화력으로 멸균까지는 아니지만 세균감염을 일으키는 양을 적게 합니다．

3.＋400∼＋500 　

잘 정화 된 수조의 ORP입니다．부유 유기물이 적게，생기더라도 곧 산화된 상태입니다．아질산균은 활동할 수 있습니다만 ，질산균은 이 레벨에서는 휴면하고，좀 더 ORP가 낮은 점에서 질소화 반응을 운영합니다．

4.＋100∼＋200 　

강등의 흐름이 있고 산소가 녹고 붐비고 있는，자연 담수의 ORP입니다．

장소나 유기물의 양에따라 ORP는 낮아집니다．

5.－50∼－200 　

질산 환원이 행해지는 ORP입니다．라이브 락의 다공질의 속이나 라이브 샌드의 두께 ３ｃｍ 부근에서 유기물의 산화가 질산중의 산소를 이용하고 행해지고，질소는 Ｎ2 또는 Ｎ2Ｏ로서 기화하고 갑니다．（반 질소화）

6.－200~-500

황산 환원이 행해지고 시작합니다．황산 이온 중의 산소가 여기까지 미쳤던 유기 탄소 화합물의 산화에 쓰여지고，SO4는 환원되고 황하수소로 됩니다．산호사등이 검게 변화하기 때문에 황하 수소의 발생을 압니다．단지，황하 수소는보다 상부의 질소화 반응을 돕고，다시 한번 황산 이온으로 돌아오기 때문에 소량의 황하 수소가 반드시 유해하지 않습니다．

7. -500이하

수소의 탄산 산화에 의한 메탄의 발생（탄산 환원）

ＨＣＯ３→ＣＨ４

탄산 환원은 동물의 소화 관，담수 혐기 환경이나 해수 환경에서는 심해저에서는 일어나고 있는 현상입니다만 ，수조내에서는 거의 일어나지 않습니다.

에구, 그러고 보니 우리 수조에서 흔히 나타나는 수치인 200~400mV에 대한 설명이 빠져 있군요. 원문에서도 나와있지 않습니다.

추측건데 보통 수조에서 용인되는 수치가 250~450 정도인 것을 감안하면 이치수대에서는 일상적인 질산화작용이 정상적으로 일어나고 있다고 보아야할 것 같습니다.

제가 알고있기로 이상적인 ORP의 수치는 대략 350~400 정도이고 정상적으로 잘관리되고 있는 수조에서는 300~350 정도 수치가 나온다고 합니다. 갑자기 50mV 정도의 ORP가 떨어지거나 5~10정도씩 매일 떨어질 때 수조내 어떤 이상이 왔다는 신호라고 보면 되구요.

다만 감안해야할 것은 ORP의 측정단위인 mV는 1/1000 볼트로서 매우 미세한 전압차이기 때문에 측정기기의 오차는 염두에 두어야 한다고 합니다. 많이 사용하시는 핀포인트의 경우 200mV정도까지도 오차가 나기 쉽다고 하는군요. 그래서 어떤 절대치에 연연하기 보다는 측정값의 추세변화에 더 주목하라고 하는 모양입니다.

어항속의 일반 수치들 pH, 비중, 온도, 암모니아, 아질산, 질산염 등등이 정상인데도 고기들이 죽고 산호가 죽는다면,,,여러가지 다른 원인들을 찾아 볼 수 있겠지만,,,ORP(산화화원전위-전기적 변화의 지표?)를 점검해 봐야 할 것이라고 생각됩니다.

장비가 잘 갖추어지고 원활히 작동된다면 문제가 없겠지만 나노리프나 장비의 이상 등 에서는 먹이와 분비물에 의한 유기물의 지속적인 축적이 수질의 점차적인 악화를 유발할 수 있다고 생각하는데요. 이때 orp로 측정하면 정상범위 이하의 상태를 보인다고 생각합니다.

위에서 보면 정상치가 +300~+400mV라고 하는데요

일반적인 어항에서는 200정도되지 않을까 생각됩니다.

그렇다면 정상보다 낮은 수치하에 있는 물속생물들은 지속적인 자극을 받고 있다고 봐야할 것 같습니다. 이런 측면에서 낮은 ORP를 높이는 방법을 찾아야 할 것 같은데요...

이를 높이기 위해 여러가지 사용되는 방법중 독일에서는 특수용기에 과산화수소와 촉매를 넣어 활성산소를 생성시켜 이로인해 ORP를 증가시킨다고 하는데요

 1. 머리말

쾌적한 삶을 영위하고자 하는 욕구로 인하여 현대화, 산업화가 지속적으로 이루어져 우리는 편안한 생활을 할 수 있지만 그 반대급부로 오염된 공기를 이용할 수 밖에 없는 현실에 도달했다. 그리고 이러한 대기오염은대량 생산, 대량 소비가 이루어지는 한 지속적으로 악화될 수밖에 없다. 대량 생산을 위한 석탄, 석유의 사용, 대량 소비로 발생되는 폐기물 처리를 위한 쓰레기 소각 등으로 여러 가지의 대기오염물질이 대기 중으로 배출되어 대기오염을 더욱 가중시키기 때문이다. 그러나 대기오염은 많은 경우 대기오염의 정도를 직접적으로 눈으로 볼 수 없는 경우가 많아 그 심각성을 망각할 수 있기 때문에 대기오염 저감의 중요성은 아무리 강조하여도 지나침이 없다. 1952년도의 런던 스모그 사건(이 사건으로 사망한 사람은 약 4,000명으로 추정됨)과 같은 역사적으로 유명한 대기오염 사건들은 대기오염의 심각성을 극명하게 보여주었다.
날로 심각해지는 대기오염을 저감하기 위하여 환경부에서는 대기오염물질을 배출하는 사업장에서의 배출허용기준을 2005년부터 강화하기로 하였다. 배출허용기준은 개별적인 오염원에 대하여 법적 규제기준으로 작용하는 대기오염물질 배출의 최대허용치 또는 최대허용농도인데 환경기준(환경정책기본법 제10조 2항 관련 별표 1에 명시되어 있음)을 달성하기 위한 주요 정책수단이다. 이러한 배출허용기준을 강화한다는 것은 대기오염물질의 배출을 억제하는 것이기 때문에 대기오염 저감을 위해서는 아주 바람직한 것이다.
대기오염을 저감하기 위해서는 연료나 에너지의 사용을 줄이거나 대기오염물질을 보다 적게 배출하는 연료를 사용하는 등 대기오염물질의 발생 전에 그 물질의 발생을 억제하는 방법(전처리적 방법)이 있을 수 있으나 이러한 방법에는 한계가 있을 수 있다. 또 다른 방법으로는 대기오염물질의 발생 후에 물리적·화학적 수단을 이용하여 그 물질을 제거하는 방법(후처리적 방법)이 있다. 각 사업장이 강화되는 배출허용기준을 만족시키기 위해서는 전처리적 또는 후처리적 방법을 이용하게 될 것이다.
본 고에서는 대기오염 저감기술에 대한 이해의 폭을 넓히는 데 도움이 될 수 있도록 산업현장에서 많이 이용하고 있는 후처리적 대기오염 저감기술의 특징을 살펴보고자 한다.

2. 대기오염물질의 발생원

대기오염을 일으키는 원인은 아주 많으나 인간의 활동이 관여하는가 그 여부에 따라 자연적 발생원과 인위적 발생원으로 나눌 수 있다. 자연적 발생원의 대표적인 것으로는 화산 폭발, 산불 등을 들 수 있다. 이러한 것은 인간의 활동과 관계 없이 대기오염물질이 대기 중으로 방출하는 오염원이다. 반면에 인간의 활동에서 비롯되는 발생원은 대표적으로 발전소 등을 들 수 있다. 이는 인간의 활동에 필요한 전기를 얻기 위하여 화석연료 등을 연소시켜 대기오염물질을 대기 중으로 방출하기 때문이다.
인위적 오염원은 다시 점오염원, 면오염원, 그리고 선오염원(이동오염원이라고도 함)으로 구분할 수 있다. 점오염원은 발전소, 소각장 등과 같은 일정한 장소에서 굴뚝을 통하여 배출되는 오염원이다. 면오염원은 아파트 단지 등과 같이 넓은 지역에 소규모 발생원들 다수가 오염물질을 배출하는 것이다. 선오염원은 자동차, 기차 등과 같이 이동하면서 연속적으로 대기오염물질을 배출하는 것을 말한다. 향후 2005년에 강화될 배출허용기준의 주된 적용대상은 점오염원이다.

3. 대기오염 저감기술

소각장, 발전소 등과 같은 점오염원에서 배출되는 대표적인 대기오염물질에는 황산화물, 질소산화물, 먼지 등이 있으며 소각장의 경우는 다이옥신, 염화수소(HCl) 등이 추가로 발생된다.
1) 황산화물 저감기술
황산화물 저감시설은 물(또는 액체 약품)의 사용 여부에 따라 건식법, 반건식법, 습식법으로 구분할 수 있다(이러한 방법들은 황산화물 이외에도 HCl등과 같은 산성유해가스도 동시에 제거할 수 있는 장점이 있다). 이 외에도 최근 발전소에서 이용하는 방법으로 순환 유동층 연소법이 있다.
가) 건식법
건식법은 calcium oxide(CaO), magnesium oxide(MgO)와 같은 흡착제를 이용하여 황산화물을 제거한다. 이 방법은 건설비와 운영비가 저렴하고 폐수의 발생이 없으며 설치 공간이 많이 필요하지 않고 제어장치가 단순한 것이 장점이다. 반면에 저감효율이 최대 50% 정도로 낮은 것이 단점이다.
나) 1건식법
반건식법은 Ca(OH)2 슬러리 등을 이용하여 황산화물을 제거한다. 이 방법은 저감효율이 최대 90% 정도로 높고 폐수처리가 필요 없으며 건설비가 건식법 보다는 비싸지만 습식법 보다는 저렴하다. 다만 소석회를 슬러리 형태로 공급하여야 하므로 슬러리 공급시설이 필요하다. 최근에 소각로에서의 황산화물 및 염화수소 제거를 위하여 이 방법이 많이 사용되고 있다.
다) 습식법
습식법은 가성소다(NaOH) 등과 같은 용액을 이용하여 황산화물을 제거한다. 저감효율이 최대 95% 정도로 아주 높지만 건설비와 운영비가 많이 들며 별도의 폐수처리시설이 필요한 것이 단점이다.
라) 순환 유동층 연소법
이 방법은 최근에 무연탄 발전소에서 이용되고 있는데 석탄을 석회석과 혼합하여 연소시키는 것이다. 석회석과 석탄을 적정 비율로 혼합하여 보일러 내에 넣고 공기의 속도를 증가시키면 이것들이 물이 끓는 모양을 하면서 격렬하게 움직이게 되는데 이를 유동층이라 한다. 이 방법은 90% 이상의 황산화물을 제거할 수 있으며 기존의 발전소 보일러 보다 낮은 온도에서 연소가 일어나 질소산화물의 발생도 억제할 수 있는 장점이 있다.

2) 질소산화물 저감기술
질소산화물은 크게 연료 내의 질소성분이 연소하여 발생하는 fuel NOx와 연소용 공기 중의 질소와 산소가 반응하여 발생하는 thermal NOx로 구분할 수 있다. Fuel NOx는 연료 내에 질소 성분이 많을수록, thermal NOx는 연소 온도가 높을수록 많이 발생한다.
질소산화물을 줄이기 위한 방법으로는 크게 연소 방법을 변경시키는 것과 배연탈질기술(배가스 내의 질소를 제거하는 기술)로 나눌 수 있다. 연소방법을 변경시키는 것에는 Low NOx 버너의 사용, 배가스 재순환, 2단연소, 물/수증기 분사 등이 있으며 배연탈질기술에는 주로 선택적 촉매환원법(Selective Catalytic Reduction, SCR)과 선택적 무촉매 환원법(Selective Noncatalytic Reduction, SNCR)이 많이 이용된다.
가) Low NOx 버너
버너의 형식을 개량하여 질소산화물을 저감하는 것으로서 연소실 내에서는 버너의 위치에 따라 불꽃의 형태나 혼합 정도가 다르므로 버너의 위치를 잘 선택하여 연소실 내의 온도 분포를 균일하게 하고 고온 부분을 피함으로써 질소산화물을 저감시킨다. 저감효율은 40∼60% 정도로 알려져 있다.
나) 배가스 순환법
배가스를 순환시켜 연소용 공기에 혼합하여 연소실로 보냄으로써 배가스가 불꽃을 냉각시키는 효과를 나타낸다. 또한 산소의 농도가 낮아 연소가 지연되어 불꽃의 최고 온도가 낮아져 질소산화물의 생성량이 줄어든다. 일반적으로 재순환시키는 배가스의 양은 소요 공기량의 10∼15% 정도이며 이 경우 질소산화물의 생성량은 10∼30% 정도 감소된다고 한다.
다) 2단 연소
2단 연소법은 연소용 공기를 2단(버너 부분 및 버너 윗 부분)으로 공급하는 것이다. 버너 부분에 연소용 공기를 이론 공기량 보다 약간 적게 공급(보통 이론 공기량의 85∼95%)하여 불완전 연소를 시키고 버너 윗 부분에서 부족한 공기를 공급하여 완전연소를 시킨다. 질소산화물의 생성량이 10∼30% 정도 감소하는 것으로 알려져 있다.
라) 물/수증기 분사법
연소로 내에 물이나 수증기를 분무하면 산소와 수소로 분해되는 흡열반응이 일어나 연소 온도가 낮아져 질소산화물의 생성이 억제된다. 질소산화물 저감효율은 대략 30% 내외인 것으로 알려져 있다.
마) 선택적 촉매 환원법(Selective Catalytic Reduction, SCR)
이 방법은 암모니아 적정량을 배가스에 분사하여 TiO2 또는 V2O5 촉매층을 통과시켜 질소산화물을 질소와 물로 분해시킨다. 일반적인 운전조건은 300∼400℃이며 300℃ 이하의 온도에서는 촉매의 활성이 저하되고 450℃ 이상의 온도에서는 암모니아가 산화분해되어 질소산화물 저감효율이 저하된다. 질소산화물 저감효율은 99% 이상이며 소각장에서 사용할 경우 촉매의 종류에 따라 다이옥신도 추가로 저감하는 효과가 있다. 반면에 고가의 촉매를 사용하여야 하며 촉매독(촉매의 활성을 저하시키는 물질)으로 작용할 수 있는 물질을 미리 제거할 수 있는 전처리 시설이 필요하다.
바) 선택적 무촉매 환원법(Selective Noncatalytic Reduction, SNCR)
이 방법은 촉매 없이 연소로 내에 암모니아 또는 암모니아수를 분사하는 방식으로서 SCR에 비하여 건설비, 유지관리비가 저렴하나 저감효율이 50∼80% 정도이며 백연현상(배가스가 굴뚝에서 배출될 때 그 안에 존재하는 수분이 응축되어 하얗게 보이는 현상)이 발생할 가능성이 있다.

3) 먼지 저감기술
먼지 저감기술(집진기술)은 여러 가지가 있으나 주로 사용되는 것들로서는 중력을 이용하는 침강 집진기술, 싸이클론(cyclone) 등과 같은 원심력 집진기술, 벤튜리 스크라버(venturi scrubber) 등과 같은 세정 집진기술, 전기집진기(electrostatic precipitator, ESP) 등과 같은 전기 집진기술, 백필터(bag filter) 등과 같은 여과 집진기술이 있다.
가) 침강 집진기술
이 기술은 중력을 이용하여 배가스 내의 먼지를 제거하는 것으로 원리와 구조가 간단하여 설치, 가동비가 저렴하다. 주로 크기가 큰 먼지를 제거하기 위하여 많이 사용되며 중력 집진기술이라고도 한다.
나) 원심력 집진기술
원심력을 이용하여 먼지를 제거하는 것으로 대표적으로 cyclone을 예로 들 수 있다. 설치비가 저렴하고 운전 유지비도 적게 소요되는 장점이 있으나 먼지의 크기가 10㎛ 이하인 경우에는 집진 효율이 아주 낮아지는 단점이 있다.
다) 세정 집진기술
물 등을 아주 작은 액체 입자로 만들어 먼지를 함유한 기체와 접촉시킴으로써 먼지를 제거하는 기술이다. 처리하고자 하는 배가스가 유독성 기체인 경우에는 첨가제를 함께 이용하기도 한다. 이 기술은 먼지를 제거함과 동시에 배가스 내에 함유된 유해기체를 함께 제거할 수 있는 장점이 있다. 반면에 포집된 먼지가 수분을 많이 함유하고 있는 슬러리이기 때문에 폐수처리비용이 많이 소요되는 단점이 있다.
라) 전기 집진기술
이 기술은 배가스 내에 함유된 먼지를 하전시켜 제거하는 기술이다. 정전기력을 이용하여 먼지를 포집하기 때문에 기계적인 집진기술에 비하여 보다 작은 입자의 포집에 효과적이다. 특히 전기 집진기는 발전소나 소각장에서 배출되는 먼지 제거에 많이 이용되었는데 최근의 연구 결과에 의하면 소각장에서 전기 집진기를 이용하여 먼지를 제거할 경우 전기 집진기 후단에서 다이옥신의 농도가 더 증가하는 것으로 나타났다. 그래서 미국 환경청에서는 하루 소각용량 250톤 이상인 도시폐기물 소각시설에서는 전기 집진기 대신에 bag filter와 같은 여과 집진기를 사용하도록 추천하고 있다.
마) 여과 집진기술
여과 집진기술은 여과포 등을 이용하여 먼지를 제거하는 기술로서 먼지 발생공정 및 연소 설비 등에 광범위하게 적용되고 있다. 이전에는 배가스의 조건과 습도가 다양한 경우 여과 집진장치의 적용이 어렵다고 알려졌으나 여과포의 지속적인 개발 등을 통하여 해결이 가능하게 되었다. 특히 소각장에서 배출되는 먼지 제거를 위해서는 앞서 전기 집진기에서 언급한 것처럼 다이옥신 재생성의 문제로 인하여 전기 집진기보다 더 많이 적용되고 있다.
4) 다이옥신 저감시설
다이옥신이 문제시 되는 대기오염 배출시설로는 대표적으로 도시쓰레기 소각시설을 들 수 있다. 소각장에서 배출되는 다이옥신을 줄이는 방법은 크게 소각 전에 쓰레기 내에 포함되어 있는 염소(Cl)를 포함하고 있는 물질을 제거하는 방법과 소각로 내의 온도를 최소 800℃ 이상 유지하도록 하는 방법, 그리고 소각로 후단에서 활성탄 등을 이용하여 제거하는 방법 등이 있을 수 있다. 여기에서는 소각로 후단에서 다이옥신을 제거하는 방법에 대하여 설명한다.
소각로 후단에서 다이옥신을 제거하는 대표적인 방법은 반건식 흡착탑 또는 bag filter 등과 같은 여과 집진기 전단의 관 내에 활성탄을 분사하는 것다. 또한 다이옥신과의 흡착이 완전하게 이루어지지 않아 아직도 흡착능력을 가지고 있는 활성탄은 bag filter에 포집되어 미반응된 다이옥신을 추가로 제거하기도 한다. 특히 질소산화물 저감을 위한 SCR의 경우도 사용하는 촉매의 종류에 따라 질소산화물뿐만 아니라 다이옥신을 추가로 제거하기도 한다. SCR이 설치된 소각장과 설치되지 않은 소각장에서의 다이옥신 배출농도를 비교한 결과 SCR을 설치하지 않은 소각장에서의 다이옥신 농도가 설치한 소각장 보다 최고 10배 정도 높은 다이옥신을 배출한다고 보고되었다.

4. 맺음말

대기오염 저감기술에 대한 이해의 폭을 넓히는 데 도움이 될 수 있도록 산업현장에서 많이 이용하고 있는 후처리적 대기오염 저감기술의 특징을 살펴보았다. 주의할 점은 각 대기오염물질별로 여러 가지 저감기술이 있으나 어느 것을 설치, 사용할 것인가(질소산화물의 경우 SCR을 사용할 것인가, 또는 SNCR을 사용할 것인가 등)는 여러 가지 현장 여건(오염원의 특성, 저감하고자 하는 정도 등)에 따라 결정된다는 것이다. 따라서 여러 가지 현장 여건과 개별 저감시설의 특성을 고려하여 적정 대기오염 저감시설을 설치한다면 대기질 개선에 큰 기여를 할 것이며 나아가 우리의 삶의 질도 한층 향상될 것으로 생각된다.