수중의 농약류의 고도산화 및 생화학적 처리

손진언, 이성식, 배영한*, 에이지 후루야**

동아대학교 공과대학 화학공학과

(주)이양화학, 환경기술연구소 제조기술팀*

일본 메이지대학 공업화학과**

Advanced Oxidation and Biochemical Treatment of

Pesticides in Water

Jin-Eon Sohn, Sung-Sik Lee, Young-Han Bae*, Eiji Furuya**

Department of Chemical Engineering, Dong-A University

Manufacturing Tech. Development Team, Environmental Tech. Ins.,

EYANG Chem. Co., Ltd.*

Department of Industrial Chemistry, Meiji University, Japan**

E-mail : jesohn@daunet.donga.ac.kr, sslee@daunet.donga.ac.kr

1. 서론

최근 산업 고도화에 따른 환경오염이 사회적 문제로 대두되면서 먼저 상수도수질 기준 및 오폐수 처리수 와 Cake 등에 대한 법규등이 대폭 개정되고 화학물질의 규제 항목(EPA report 등)이 다수 추가되었다. 여기에는 수도수의 정수과정에서 생성이 확인된 물질과 새로운 미량 유해물질 등도 고려되어야 하며 특히 농약오염에 대한 많은 관심이 집중되어 있다. 음료수의 실질적 안정성을 높이기 위해서는 수질기준에 포함되어 있는 특정유해물질 뿐만 아니라 아직 구조를 분명히 알지 못하는 물질, 혹은 측정이 되지 않는 화학물질 등에 대한 안정성도 고려되어야 하므로 정수처리에 있어서 이들의 제거대책도 필요한 실정이다.

안전할 뿐만 아니라 맛좋은 음용수를 얻기 위하여 종래의 정수시스템에 오존처리 등의 고도정수처리를 첨가시키는 것이 일반적이지만 정수처리에 있어서 처리수의 수질평가도 특정의 화학물질의 농도만을 기초로 하고 있어서, 장시간 섭취에 대한 안정성이 확인된다고 말하기는 어려운 현실이다. 최근에는 하수처리장에도 고도처리를 위한 오존처리시설이 도입되고 있으므로 이러한 문제는 심각히 대두되어질 수 있다.

이러한 인체영향을 직접적으로 나타낼 수 있는 독성평가방법의 한 가지로, 생체응답을 지표로 하는 소위 bioassay가 있지만, 현재로 수질평가에 사용되는 것은 Ames Salmonella/microsome assay뿐이다. 이것은 일반적으로 Ames1)시험이라 불려지고 있으며 넓은 의미로 유전독성의 지표로 삼고 있다. 그러나 최근에는 보다 신뢰성이 높은 인체 영향평가를 위하여 일반세포독성시험2)도 제안되어, 수도 수 및 각종 환경수가 높은 세포독성을 가지는 것이 있다고 보고되고 있다. 하지만 수처리 프로세스의 수질의 안전성을 유전독성시험이나 세포독성시험에 의하여 종합적으로 평가하고자 하는 시도는 아직까지 거의 알려져 있지 않다.

본 연구는 농약함유 모델오염수의 오존처리특성 및 섬유상 활성탄 흡착특성 그리고 오존처리와 섬유상 활성탄 흡착공정에서 변이원성과 일반세포독성의 변화 등 생물학적 평가에 대하여 실험적으로 조사 검토하였다.

2. 실험

농약함유 모델오염수는 Thiobencarb, Dichlorvos, Fenitrothion, Isoprothiolane, Iprobenfos, EPN 및 Isoxathion 등 7종의 농약을 인공으로 조제하여 사용하였다. 농약의 농도는 Acid phosphatase (AP) 측정 법에 의한 TIG-1세포의 용량곡선으로부터 구한 Figure 1의 반 유효량(Effective Dose, ED50) 의 범위인 0.03~0.3 mM/L을 물에 첨가시켜 조제하였다. 실험공정과 시료채취 점은 Figure. 2와 같으며 오존처리 및 섬유상 활성탄 흡착실험은 회분식으로 하였다. 오존처리 실험은 500mL 농약함유 모델 수에 농도가  3□/□인 오존을  통기하여 오존과 농약을 상호 접촉시켰다. 오존은 오존발생기인 Ozonizer(Fuji Electric 사제. POX-10)를 사용하여 발생시켰다.  섬유상 활성탄은 입상활성탄(미국CAL사제, F-400, 80/100메쉬, 평균입경 0.016mm)과 섬유상 활성탄(Activated Carbon Fiber; ACF, Osaka Gas 사제, A-15, 평균경 0.012mm)4)를 각각 사용하였으며, 흡착실험은 활성탄을 일정농도의 농약함유수에 활성탄을 1g/□첨가하여 일정시간 상호 접촉시켜 흡착시킨 후 밀리포아 여과지 1□와 0.22□를 이용하여 2차례 여과하여 물 중의 미세 활성탄을 완전히 제거한 후 잔류농약의 농도를 측정하여 물질수지식으로 흡착량을 결정하였다. 농약의 농도는 GC/MS (Shimadzu 사제, GC-17A, QP-5000)로써 정량 분석하였다.

변이원성 실험을 위하여 균류는 Salmonella Typhimurim TA100을 사용하여, 전 보온법으로5) TA100을 37℃에서 9시간 전 배양시킨 액 100□과 완충액을 가하여, 37℃에서 20분간 전 보온시킨 후에 연질한천 2□를 가하여 혼합시켰다. 이것을 미리 준비된 염기성 한천의 프레이트에 균일하게 펼쳐서, 37℃에서 48시간 배양시켜 복귀 균체수를 헤아렸다. 실험은 같은 조건의 실험을 2장 프레이트로 하였다. 또한 양성대조물질로 4-니트로퀴노린-1-옥사이드(4NQO)를 두 단계에서, 원수를 사용한 음성대조시험을 동시에 행하여, 균의 활성 등을 확인하였다. 시험 결과는 각 처리수의 복귀 균체수의 평균치와 음성대조 시험에서 자연복귀 균체수의 차이로써 나타내었다.

한편, 일반세포 독성시험은 인간태아정상 2배체 세포인 TG-1 6)을 사용하였다. TG-1세포를 초기밀도 1×104cells/□로 96hole 프레이트 중에 파종하여 1일 배양시킨 뒤, 모델 원수 및 각 처리수로 조제한 FBS 5%첨가의 DME배지에서 다시 6일간 배양 후, 세포내의 가수분해효소인 AP의 활성평가에 의한 발색반응을 흡광도(405□)로 측정하는 AP assay법7)으로 하였다. 흡광도와 생 세포수가 비례하는 것을 이용하여 세포수를 측정하여 평균값으로 독성에 의한 세포증식장해를 평가하였다.

3. 실험 및 결과

일반적인 수처리 조건하에서 오존과 활성탄 처리 한 경우의 변이원성과 세포독성을 조사 한 결과를  Figure 3과 4에 제시하였다. Thiobencarb의 경우에는 오존처리 후에도 아직도 원액과 같은 정도의 세포증식 장해가 남아 있음을 알 수 있다. 이는 오존처리 부산물이 독성을 갖고 있기 때문으로 생각된다. 활성탄 처리로 인하여 그 독성이 조금 회복되기는 하였으나 완전히 독성이 없어 진 것은 아니다. 이것은 다른 유기물의 경쟁 흡착 때문으로 생각된다. 변위원성은 거의 변화를 보이지 않았다. Dichlorvos의 경우는 오존처리 후 오히려 세포증식은 더 저해되어 활성탄 처리에도 그 독성은 제거되지 않았다. 또 변위원성에는 복귀 coloni수가 오존처리로 약간 많아져 활성탄 처리 후에도 변화는 보이지 않았다. 한편 Fenitrothion 농약의 첨가수 경우에는 오존처리로 세포독성이 완전히 없어져 원수의 세포증식과 거의 같을 정도로 세포의 성장을 보였다. 이때 변이원성은 오존처리로 복귀 coloni수가 감소하였으며, 또한 활성탄 처리로 다시 감소하는 경향을 나타내었다.

Fig. 3 Mutagenic activity when the water

samples used for culture.

Fig.4 Relative cell growth when the water

samples used for culture.

이상의 실험에서 오존처리와 활성탄흡착 결과로 세포독성과 변이원성이 변하는 것을 알 수 있었다. 그러므로 오존처리시간에 따른 농약의 농도변화와 세포독성과 변이원성의 변화를 실험 조사하여 그 결과를 Figure 5∼7에 제시하였다. Figure5에서 Thiobencarb는 오존처리시간 경과에 따라 변이원성과 세포독성이 처리시간이 길어질수록 높아지고 있다.

오존처리 시간에 따라 Thiobencarb의 농도가 감소되므로 Thiobencarb자체는 변이원성이 없지만 오존산화 부산물이 세포독성과 변이원성을 가진 것이라 생각된다. Dichlorvos는 Figure6의 결과와 같이 오존처리 2분 후에 나타난 세포독성이 오존처리동안 끝까지 변화를 보이지 않았다.

Fig.5 Changes of mutagenicity, cytotoxicity

and thiobencarb concentration with

ozonation time.

Fig.6. Changes of mutagenicity, cytotoxicity

and dichlorvos concentration with

ozonation time.

Figure7의 Fenitrothion은 오존처리에 따라 세포독성은 바로 회복되지만, 변이원성은 오존처리 후반에 높아졌다. 같은 방법으로 농약 7종류에 대하여 세포독성과 변이원성을 함께 평가하여 Figure8에 나타내었다. 세포독성과 변이원성은 상관관계가 없었으나 그림의 원점을 기준으로 오른편 위쪽으로 변화하는 Fenitrothion은 세포독성은 없어지고 변이원성이 높아졌으며, 왼편 아래쪽으로 변화를 나타낸 Dichlorvos는 세포독성이 커진 것을 알 수 있다. 그러나 왼편 위쪽으로 변화할수록 Thiobencarb는 세포독성과 변이원성이 모두 검출되었다.

Fig.7. Changes of mutagenicity, cytotoxicity

and fenitrothion concentration with

ozonation time.

Fig.8. Comparison of changes of cytotoxicity

and mutagenicity of ozonized pesticides

solution.

4. 결론

농약을 함유한 모델수의 오존처리특성, 활성탄 흡착특성 그리고 세포독성 및 변이원성 변화 등 생물학적에 평가를 실험한 결과 오존처리 경과시간에 비례하여 농약의 농도는 저농도로 분해되었으나 변이원성과 세포독성의 변화는 대응하지 않았으며, 오존처리 및 활성탄 흡착 처리공정시 세포독성과 변이원성은 서로 상관관계가 없다.

또한, 농약 원체의 농도만으로써 수질을 평가한다는 것은 인체 영향의 신뢰성이 없으며, 정수처리 과정에서 수질평가시 인간의 건강에 대하여 더욱 신뢰할 수 있는 결과를 얻기 위하여 종합적인 독성평가가 가능한 생물학적 평가의 도입과 개발이 필요하다.

참고문헌

1. Ames, B. N. et al., Mutation Res., 31, 347-364 (1975)

2. 內海英雄□□用水□廢水□ 35□ 303□310 (1993)

3. Suzuki, M. et al., Water Research, Submitted.

4. Sakoda, A. et al., Water Research, 21, 717 (1987)

5. 「上水試驗方法」(1993) 日本水道協會, 558-563

6. Ohashi, M., et al., Exp. Geront, 15, 121-1333 (1992)

7. Connolly, D. T. et al., Anal. BioChem., 152, 136-140 (1986)