Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 25, No. 3, pp (2009) 생분해과정중용존유기물특성변화에미치는휴믹물질의영향 박민혜 ᆞ 이보미 ᆞ 이태환 ᆞ 허진 ᆞ 양희정 * 세종대학교지구환경과학과 * 국

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1 Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 25, No. 3, pp (2009) 생분해과정중용존유기물특성변화에미치는휴믹물질의영향 박민혜 ᆞ 이보미 ᆞ 이태환 ᆞ 허진 ᆞ 양희정 * 세종대학교지구환경과학과 * 국립환경과학원한강물환경연구소 Effects of Humic Substances on the Changes of Dissolved Organic Matter Characteristics by Biodegradation Min-Hye Park Bo-Mi Lee Tae-Hwan Lee Jin Hur Hee-Jeong Yang * Department of Earth and Environmental Sciences, Sejong University * Han-River Environment Research Center (Received 31 December 2008, Revised 13 March 2009, Accepted 10 April 2009) Abstract Characteristics of humic substances on the changes in dissolved organic matter (DOM) characteristics by biodegradation was investigated using three types of the artificial water samples composed of glucose and Suwannee River fulvic acid (SRFA). Some selected DOM characteristics including the specific UV absorbance (SUVA), the synchronous fluorescence spectra and the molecular weight (MW) were compared for the artificial water samples before and after 28-day microbial incubation. The changes of the DOM characteristics were minimal for SRFA during the incubation whereas they were significant for glucose. SUVA, dissolved organic carbon (DOC)-normalized fluorescence intensity, and MW values of glucose increased, suggesting that such labile organic compounds could be exclusively transformed into more humidified materials by biodegradation. For glucose-srfa mixture, the selected DOM characteristics were greater than those estimated using the assumption that the individual changes of either glucose or SRFA are conservative for the mixture of the two materials. Our results suggest that the presence of humic substances (HS) may lead to the enhancement of the formation of refractory organic materials during biodegradation of labile compounds. Detailed analyses of size exclusion chromatography (SEC) revealed that the enhancement occurred for the DOM mixture with a MW range between 500 Da to 4000 Da. keywords : Biodegradation, Dissolved organic matter, Humic substances, Labile component 1. 서론 1) 최근 20년간한강수계내유기물관련수질변화추이를보면생분해성유기물지표인 BOD(Biochemical Oxygen Demand) 는거의변화가없거나일부감소한반면난분해성유기물을반영하는 COD(Chemical Oxygen Demand) 농도는지속적으로증가하는추세를보인다 ( 국립환경과학원, 2005; 김재구등, 2007). 이러한추세는수계내지속적인난분해성물질유입을반영하는것으로보인다. 난분해성물질증가는수생태계내탄소원증가로인한조류대증식등의 2차적인상수원오염을유발하며상수처리시설에서는염소소독부산물의전구체역할을하여상수처리비용의증가를가져올수있다 ( 허진등, 2006). 주요상수원이되는인공호수내유기물은내부생성뿐아니라외부에서기인하는유기물의유입정도및특성에따라그성상이달라진다. 예를들어, 토양침출수나낙엽 To whom correspondence should be addressed. 으로부터기원한외부생성유기물의경우, 내부생성유기물에비해방향족탄소구조와같은휴믹성분을더많이포함하고있다고알려져있다 (Malcolm, 1990; McKnight et al., 2001). 하폐수처리장에서발생하는방류수에는상당량의유기물이포함되어있으며이것은전형적인상수원난분해성물질외부유입원이된다. Imai 등은하폐수시설에서발생하는방류수내에대표적인난분해성물질인휴믹물질이많이분포하고있으며이러한방류수유입이호수내난분해성물질증가에크게기여함을지적한바있다 (Imai et al., 2002). 하폐수처리시설방류수특성은처리공정변수나초기유입수의성상에따라특성이크게달라질수있다 (Servais et al., 1999). 그러나대부분처리시설내유기물제어는생물학적공정에기반을두고있으며그기본원리가미생물의유기물산화및섭취를통한제거에있기때문에기존점오염원시설내에서의난분해성유기물제어는어느정도의한계가있을것으로판단된다. 뿐만아니라미생물분해과정중일어나는유기물성상변화는그보다더복잡한양상을보일수있다. 예를들어, 생물학적공정내 Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 25, No. 3, 2009

2 420 박민혜 ᆞ 이보미 ᆞ 이태환 ᆞ 허진 ᆞ 양희정 미생물이사멸하는과정중배출하는용존성유기물의상당수는고분자성난분해성물질로전환될수있음을많은연구논문에서시사하고있다 (Barker and Stuckey, 1999; Jarusutthirak and Amy, 2007). 한편 Ogawa 등은미생물분해과정중생분해성유기물질의일부가휴믹화과정을거쳐미지의난분해성물질로전환한다는것을체계적인분석자료를통해입증한바있다 (Ogawa et al., 2001). 생분해과정에서유기물의휴믹화경향혹은난분해성물질전환에관한이전연구에서는최종유기물성상에대한생분해성유기물과휴믹물질간의상호작용이가지는역할에대한가능성을조사하지않았다. 대부분의연구가휴믹물질과비휴믹물질에대한생분해실험과유기물성상변화를비교하는데그쳤다 (Rosenstock et al., 2005). 그러나실지로생활하수에국한하더라도강우기에상당량의휴믹물질이하수처리시설내로유입될수있으며이렇게유입된휴믹물질이생물학적공정내에서최종유기물형성에어떤역할을하는지에대한의문이남는다. 생분해성유기물과휴믹물질이공존시적용할수있는가장간단한예측모델은미생물분해과정동안생분해성물질농도는감소하고난분해성물질은변화가없는것이지만생분해성유기물중일부탄수화물및아미노산이난분해성물질인휴믹물질과결합하는등의내부에서일어나는유기물질의성분변화는보다복잡한양상을보일수있다. 이러한변화양상을보다체계적으로조사하기위해서는유기탄소농도이상의보다심도있는분석법을동원해서결과를해석할필요가있다. 본연구에서는총유기탄소 (TOC) 분석외에고유흡광도 (Specific UV absorbance: SUVA), 크기별배제크로마토그램 (Size exclusion chromatography, SEC), 형광측정법등다양한유기물분석법을사용하여서로다른포도당및휴믹물질성분비를가진 3 종류의인공수질시료를대상으로생분해후달라지는유기물특성을비교하고자한다. 또한, 생분해과정후변화한각각의포도당과휴믹물질특성및그혼합비율을사용하여계산된유기물특성과실지측정결과와비교하여수중휴믹물질의존재가최종유기물성상에미치는영향을파악하고자한다. 2. 연구방법 2.1. 실험재료 인공수질시료내생분해성유기물과난분해성유기물을대표하는성분으로각각포도당 (D-glucose, Aldrich) 과 SRFA (Suwannee River fulvic acid) 를사용하였다. SRFA는수질성 (aquatic) 휴믹물질을대표할수있으며지금까지휴믹물질연구에서가장광범위하게사용된물질이다 (McKnight et al, 2001). 준비한 3가지시료는순수포도당용액 (AS A), 포도당과 SRFA를 4:1로섞은혼합액 (AS B), 그리고순수 SRFA 용액 (AS C) 으로서그농도는각각 53.1, 52.4, 19.8 mg C/L이었다 배양준비 미생물배양을위하여시료의이온화세기는 0.01 M NaCl이되도록하고 0.1 N HCl과 NaOH를이용해 ph를 7.0으로조절하였다. 배양기간동안미생물의영양부족을막기위해최종시료에 C:N:P의질량비율이 30:10:3이되도록 NH 4NO 3(28.6 mg/l) 와 K 2HPO 4(16.9 mg/l) 을첨가한후멸균된 300 ml 삼각플라스크에준비한시료를 250 ml씩옮겨담았다. 미생물접종을위한시료 (inoculum) 는하폐수처리장의포기조시료를대상으로하였으며 100 μm 공극체를사용하여큰고형물을제거후각배양플라스크에총시료부피의 1% 가되도록첨가하고용기입구를봉한후 20도항온조건에서암실배양하였다. 미생물접종으로인한유기탄소농도증가는전체농도에비해미미한것으로나타났다 (0.26 mgc/l). 배양기간동안충분한산소공급을위해각플라스크의입구를열어매일흔들어주었다. 배양전시료내유기물분석은공정한비교를위해미생물접종후실시하였다. 암실배양 28일후남은물질을난분해성물질로정의 (R-DOM) 하여배양전과 28일후유기물특성을서로비교하였다 (Servais et al., 1999) 분석방법시료의용존유기탄소 (Dissolved organic carbon; DOC) 는 500 C에서 2시간태운 GF/F 필터 (Whatman, West Chester, PA) 에시료를여과한후, 총유기탄소분석기 (TOC Analyzer, Shimadzu V) 로분석하였다. 유기물내방향족탄소성분지표를위한 SUVA 값측정에는흡광광도계 (Evolution 60, Thermo Scientific) 를사용하였다. 유기물내형광성물질의성분분석을위해형광분광계 (Luminescence spectrometer, Perkin-Elmer LS-50B) 를사용하였다. 측정시형광분광계의여기파장과방출파장슬릿은각각 10으로고정시켰다. 유기물을제외한배경용액으로부터형광특성을배제하기위해측정시마다 3차증류수를사용하여형광측정을실시하고시료의형광세기로부터이를차감하였다. 또한 0.05 M sulfuric acid를용매로 quinine sulfate dehydrate 100 μ g/l를제조하여형광측정시여기파장과방출파장이각각 350와 450 nm에해당하는형광세기를시료의형광세기값에대해나누어모든시료의형광세기의단위를 quinine sulfate equivalents(qse) 단위로표준화하였다 (Chen et al., 2007). 물분자활동에의해나타나는라만스펙트럼과이로인해생기는장파장에서의 2차랄리산란 (Raleigh scattering) 효과로인한용존자연유기물질형광특징분석방해제거를위해 290 nm 파장이하의빛을차단하는필터를사용하였다. 형광측정전모든시료에대해흡광광도계로측정된 254 nm에서의흡광도값이 0.1 이하가되도록희석하여용존자연유기물질자체가흡수하는빛으로생길수있는영향을최소화하였다 (Baker, 2001). Synchronous 형광스펙트럼분석은여기파장과방출파장의차이를 30 nm로고정하여파장 200 nm에서 600 nm까지측정하였다. 한시료에대해반복측정한결과형광세기및흡광도는 1% 미만의오차를보여주었다. 분자량크기분포를위한 SEC 시스템은고성능액체크 수질보전한국물환경학회지제 25 권제 3 호, 2009

3 생분해과정중용존유기물특성변화에미치는휴믹물질의영향 421 로마토그래피 (Waters model 590 pump) 를기본으로 UV 감지기 (Waters 486 absorbance detector) 와 Protein Pak 125A 컬럼 (Waters, mm) 으로구성되었다. UV 감지기는파장 254nm에서측정하였다. 표준물질로는분자량 18K, 8K, 4.6K daltons을가진 sodium polystyrene sulfonates (PSS)(Polysciences, Inc., PA), salicylic acid(138 daltons 99.99% purity, Aldrich) 와 acetone(58 daltons, HPLC grade, Aldrich) 을사용하였다. 시료의최종분자량분포는표준물질분자량로그값과머무름시간 (Retention time; Rt) 과의일차선형관계식 (logmw= rt+6.771, R 2 =0.99) 을사용하여얻었다. SEC 시스템에사용된이동상은인산염완충용액 (0.1M NaCl+2mM NaH 2PO 4 H 2O+2mM Na 2HPO 4) 이었고시료는컬럼을통과하면서분자량별로분획되었다. 유속은 1 ml/min로유지되었다 (Hur and Schlautman, 2003). Fig. 1. Percentage of the remaining substances of DOM for artificial water samples before and after 28-day microbial incubation 난분해성물질특성예측생분해과정중휴믹물질이유기물특성에미치는영향을파악하기위해포도당과휴믹물질의특성변화가혼합시료에도그비율에따라그대로적용된다는가정에기초하여혼합시료 AS B의 28일배양후남은난분해성물질특성을계산식을이용하여예측하고실제측정된특성과비교하였다. 계산식은아래와같이배양후포도당과휴믹물질개별시료의측정값과혼합액의예상비율을고려하여구하였다. DOM mix = x GLU DOM GLU + x HS DOM HS 여기서, DOM mix = 28일배양후혼합시료의유기물특성 DOM GLU = 28일배양후포도당특성 DOM HS = 28일배양후휴믹물질특성 x GLU = 혼합액내에서포도당이차지하는유기탄소농도비율 x HS = 혼합액내에서휴믹물질이차지하는유기탄소농도비율 3. 결과및고찰 3.1. 유기물농도및고유흡광도변화 3가지인공수질시료의배양전후휴믹물질및난분해성물질의분포를비교하였다 (Fig. 1). 배양후 DOC 농도는세가지시료에서모두감소하였으나유기물성상에따라그감소폭은크게달랐다. 순수한포도당용액인 AS A의경우, 초기농도 53.1 mg/l에서 6.3 mg/l로 88.1% 의 DOC 감소율을보인반면순수휴믹물질용액인 AS C에서는 19.8 mg/l에서 19.0 mg/l로 4.0%(p=0.015) 의적은감소폭을보여주었다. 이것은미생물이생분해성물질인포도당을선택적으로섭취함을보여준다. 이결과는미생물에의한유기물섭취가휴믹성분보다비휴믹성분에서더크게나타난다고보고한 Rosenstock 등의결과와잘일치한다 (Rosenstock et al., 2005). 포도당과휴믹물질이혼재해있는 AS B 시료의경우, 각각성분에서관찰된유기탄소감소폭이 Fig. 2. Changes of SUVA values for artificial water samples before and after 28-day incubation. 그대로적용된다고가정했을때배양후 AS B의예상 DOC 감소율은 72.1% 로나타났다. 그러나실지측정된 DOC 감소율은계산된수치보다조금높은 76.7%(P<0.001) 로나타났다. 이것은생분해성물질과휴믹물질이함께존재시미생물에의한유기물분해양상이단순한두가지물질의이상적혼합결과보다복잡해질수있음을시사한다. 배양후 SUVA 값은시료의종류에상관없이증가하였다 (Fig. 2). 미생물배양에따른 SUVA 값의증가경향은이전의연구결과와잘일치한다 (Kalbitz et al, 2003; Saadi et al, 2006). 일반적으로 SUVA 값의증가는시료내유기물구조중이중결합탄소구조및방향족성분물질의분포가상대적으로많아졌음을시사한다. SUVA 값의증가폭은포도당 / 휴믹물질비율에따라크게달랐다. AS A의경우에도배양전과후의 SUVA 값은 0.02에서 0.33으로증가하였다. 실지로 Ogawa 등 (2001) 은 glucose, glutamate 와같은단당류유기물질이미생물배양을통해초기구조와는다른난분해성유기물로전환될수있음을보여준바있다. AS C의 SUVA 값은배양전후큰차이를보이지않았다 (p=0.347). 한편배양후포도당과휴믹물질에서측정된개별 SUVA 값이 AS B의경우에도혼합비율에따라그대로적용된다는가정하에배양후 AS B의 SUVA 값은 0.74에서 2.73으로증가할것이라고예측되었지만실지 SUVA 값은 3.0(p<0.001) 으로계산된수치보다높게나타났다. 이것은생분해성물질과휴믹물질이함께존재할 Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 25, No. 3, 2009

4 422 박민혜 ᆞ 이보미 ᆞ 이태환 ᆞ 허진 ᆞ 양희정 때생분해과정중휴믹화경향은예상보다더크게나타날수있음을시사한다. 실지로생분해에의한유기물성상변화는초기유기물의성분및구조, 미생물의종류, 온도등의다양한수환경에의해크게달라지는것으로알려져있다 (Hertkorn et al., 2002). 본연구목적상미생물자체에서생성된물질에의한영향은거의없다고판단된다. 우선생분해실험시첨가된 inoculum의유기탄소농도는 0.5 mg C/L 이하로서무시할만할수준이며비슷한농도의하천수 inoculum을사용한 Hur 등 (2009) 에서도대조실험을위해유기물이배제된상태에서순수 inoculumd 의생분해실험을진행한결과미생물특성에유의한변화가관찰되지않았다 (Hur et al., 2009). 한편, 보다체계적인분석을위해서휴믹물질의존재가생분해물질의휴믹화경향을강화시키는방향으로작용하는지혹은미생물에의한생분해성물질섭취가난분해성물질의 SUVA 값을높이는데도움을주는지에대한보다심도있는연구가필요하다 형광특성변화배양전후의각시료에대한 synchronous 형광스펙트럼의특징을비교하였다 (Fig. 3). Synchronous 형광스펙트럼의여기파장방출파장의차이를 30 nm로고정하여측정하였을경우, 여기파장 300 nm 이하에서나타나는형광피크를단백질계 (PLF: protein-like fluorescence), 파장 350 nm 근처에서의형광피크를펄빅산계 (FLF: fulvic-like fluorescence), 그리고파장 450 nm에서의형광세기를육질성휴믹산계 (THLF: terrestrial humic-like fluorescence) 형광특징으로정의하였다 ( 허진등, 2006). 이중에서 PLF는 tryptophan 과 tyrosine과같은방향족아미노산및단백질성분과깊은관련이있으며 FLF는하천수, 호소수, 하폐수시료에서공통적으로나타나는피크로서수중휴믹물질중가장흔한펄빅산과관련이있는것으로보고되고있다 (Baker, 2001). THLF는토양휴믹물질과관련이있다 (Hur et al., 2007). 일반적으로단파장에서의형광세기는느슨한저분자탄소구조와연관성이있으며장파장으로갈수록다방향족물질과같은단단한고분자탄소구조와관련이있다 (Chen et al., 2003). 실험결과배양후 AS A에서는배양전에관찰되지않았던 PLF와 FLF가뚜렷이나타났다. 이것은미생물분해과정을통해포도당이형광특성을가진다른구조의유기물로전환될수있음을시사한다. AS C에서는배양전후형광스펙트럼은거의비슷한패턴을보여주었다. 혼합액인 AS B의경우, 배양전시료에비해형광특성이아주높게나타났다. 그러나순수포도당과휴믹물질의배양후형광특성을통해예측된전반적인형광스펙트럼패턴과는큰차이를보이지않았다. 따라서관찰된형광특성변화의원인은주로미생물에의한포도당의선택적섭취에있음을말해준다. 다만장파장에서 FLF과 THLF 형광세기가계산된수치에비해높게관찰되었다. 앞에서관찰한바와같이단백질계및펄박산계형광세기의증가가포도당의휴믹화과정을주도했던점을고려할때 AS B에서의 Fig. 3. Comparison of synchronous fluorescence spectra for artificial water samples before and after 28-day microbial incubation. 결과는포도당과휴믹물질이혼재되어있을경우휴믹물질자체의구조변화보다는포도당의휴믹화가전체유기물변화를주도할수있다는것을시사한다 분자량분포변화 SEC를이용하여생분해에따른분자량크기분포를비교한결과, AS B와 C의전분자량범위에서 SEC signal이증가함을관찰하였다 (Fig. 4). 이것은미생물분해가진행됨에따라 UV를흡수하는방향족및다중결합구조를가진유기성분이모든분자량범위에서상대적으로많아졌음을말해준다. AS B의경우계산식에의한수치기준 SEC signal 증가폭을분자량별로비교하였을때분자량 500 Da 수질보전한국물환경학회지제 25 권제 3 호, 2009

5 생분해과정중용존유기물특성변화에미치는휴믹물질의영향 423 DOC 농도는감소한반면, SUVA 값은증가하였다. 특히순수한포도당인 AS A의경우배양후 SUVA 값이상대적으로크게증가하였으며 synchronous 형광스펙트럼에서는관찰되지않았던 PLF와 FLF 특성이배양후뚜렷이관찰되었다. 이것은생분해과정중생분해성물질의휴믹화과정이있음을시사한다. 혼합시료 AS B의실제 SUVA 값은배양후포도당과휴믹물질개별시료의측정값과혼합액의예상비율에서계산된수치보다높은값을보여주었다. 이것은수내휴믹화경향이휴믹물질의존재로인해더강화될수있음을시사한다. 또한, AS B의 synchronous 형광스펙트럼에서장파장에서의형광특성인 FLF과 THLF 형광세기가계산된수치에비해높게나타났다. 휴믹물질에의한휴믹화경향강화현상은비교적넓은범위에서일어났으며특히 500 Da에서 4000Da까지중간규모의분자량을가진유기물에서더크게일어남을관찰할수있었다. 이러한결과는생분해과정중나타나는유기물분해양상이단순한두가지물질의이상적혼합결과보다복잡해질수있음을보여준다. 사 사 Fig. 4. Molecular weight distributions of AS B and C before and after 28-day microbial incubation. 본연구는 2008년한강수계환경기초조사사업 한강수계난분해성물질증감요인규명및관리방안연구 의일부로수행되었습니다. 참고문헌 Fig. 5. Relative increase (%) of UV-absorbing compounds of AS B as a function of molecular weight after 28-day microbial incubation. 에서 4000 Da까지중간규모분자량범위를가진유기물에서그증가폭이상대적으로더컸다 (10% 이상 )(Fig. 5). 이것은수중에서생분해시휴믹화과정에서휴믹물질이함께존재할때나타나는시너지효과는비교적넓은분자량범위에서일어나며특히중간규모의분자량범위를가진유기물에서그효과가더클수있음을의미한다. 4. 결론 포도당과휴믹물질의분포를달리한 3가지종류의인공수질시료를대상으로 28일동안생분해과정중변화하는유기물특성변화를관찰하였다. 28일후모든시료에서 국립환경과학원 (2005). 한강수계오염총량관리대상물질연구사업, 한강수계관리위원회. 김재구, 신명선, 장창원, 정성민, 김범철 (2007). 한강수계주요하천과호수내 TOC 와 DOC 분포및 BOD 와 COD 의산화율비교, 한국물환경학회, 23(1), 허진, 신재기, 박성원 (2006). 하천및호소수질관리를위한용존자연유기물질형광특성분석, 대한환경공학회지, 28(9), Baker, A. (2001). Fluorescence excitation-emission matrix characterization of some sewage-impacted rivers, Environmental Science & Technology, 35, pp Barker, D. J. and Stuckey, D. C. (1999). A Review of soluble microbial products (SMP) in wastewater treatment systems, Water Research., 33(14), pp Chen, J., LeBoeuf, E. J., Dai. S. and Gu. B. (2003). Fluorescence spectroscopic studies of natural organic matter fractions, Chemosphere, 50, pp Chen, Z. Q., Hu, C. M., Comny, R. N., Muller-Karger, F. and Swarzenski, P. (2007). Colored dissolved organic matter in Tampa Bay, Florida. Marine Chemistry, 104(1-2), pp Hertkorn, N., Claus, H., Schmitt-Kopplin, P. H., Perdue, E. M. and Filip, Z. (2002). Utilization and transformation of aquatic humic substances by autochthonous microorganism, Environmental Science & Technology, 36, pp Hur J., Chung, N. J. and Chung, Shin, J. K. (2007). Spectroscopic distribution of dissolved organic matter in a dam Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 25, No. 3, 2009

6 424 박민혜 ᆞ 이보미 ᆞ 이태환 ᆞ 허진 ᆞ 양희정 reservoir affected by turbid storm runoff, Environ. Monit. Assess., 133, pp Hur, J. and Schlautman, M. A. (2003). Using selected operational descriptors to examine the heterogeneity within a bulk humic substance, Environmental Science & Technology, 37(5), pp Hur, J., Hwang, S. J. and Shin, J. K. (2008). Using Synchronous Fluorescence Technique as a Water Quality Monitoring Tool for an Urban River, Water, Air and Soil Pollution, 191, pp Hur, J., Park. M, H. and Schlautman, M, A. (2009). Microbial Transformation of Dissolved Leaf Litter Organic Matter (OM) and its Effects on Selected OM Operational Descriptors, Environmental Science & Technology, accepted. Imai, A., Fukushima, T., Matsushige, K., Kim Y. H. and Choi, K. (2002). Characterization of dissolved organic matter in effluents from wastewater plants. Wat. Res., 36, pp Jarusutthirak, C. and Amy, G. (2007). Understanding soluble microbial products (SMP) as a component of effluent organic matter (EfOM), Water Research., 41, Kalbitz, K., Schmerwitz, J., Schwesig, D. and Matzner, E. (2003). Biodegradation of soil-derived dissolved organic matter as related to its properties, Geoderma, 113, pp McKnight, D. M., Boyer, E. W., Westerhoff, P. K., Doran, P. T., Kulbe, T. and Andersen, D. T. (2001). Spectrophotometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity. Limnol. Oceanogr., 46, pp Malcolm, R. L. (1990). The uniqueness of humic substances in each soil, stream and marine environment. Anal. Chim. Acta., 232, pp Ogawa, H., Amagai, Y., Koike, I., Kaiser, K., Benner, R. (2001). Production of refractory dissolved organic matter by bacteria. Science, 292(5518), pp Rosenstock, B, Zwisler, W. and Simon, M. (2005). Bacterial consumption of humic and non-humic low and high molecular weight DOM and the effect of solar irradiation on the turnover of labile DOM in the Southern Ocean, Microbial. Ecology., 50, pp Saadi, D., Borisover, M., Armon, R. and Laor, Y. (2006). Monitoring of effluent DOM biodegradation using fluorescence; UV and DOC measurements, Chemosphere, 63. Servais, P., Garnier, J., Demarteau, N., Brion, N. and Billen, G. (1999). Supply of organic matter and bacteria to aquatic ecosystems through waste water effluents, Water Research., 33(16), pp 수질보전한국물환경학회지제 25 권제 3 호, 2009

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