Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 24, No. 1, pp.63-68 (2008) 오존처리및 UV 조사를이용한 Sulfamethoxazole 제거 ; 동역학적고찰및 ph 영향 정연정 김완기 장하영 최양훈 오병수 * 강준원 연세대학교환경공학부 * 광주과학기술원해수담수화플랜트사업단 Removal of Sulfamethoxazole using Ozonation or UV Radiation; Kinetic Study and Effect of ph Yeonjung Jung Wangi Kim Hayoung Jang Yanghwun Choi Byungsoo Oh * Joonwun Kang Department of Environmental Engineering, YIEST Yonsei University * Gwangju Institute of Science and Technology, Center for Seawater Desalination Plant (Received 16 October 2007, Accepted 12 December 2007) Abstract This study was performed to assess the potential use of ozone or UV radiation for the treatment of water contaminated with sulfamethoxazole (SMX), which is frequently used antibiotic in human and veterinary medicines, especially focusing on the kinetic study and effect of ph. In a study using ozone alone, kinetic study was performed to determine second-order rate constant (k O3,SMX) for the reactions of SMX with ozone, which was found to be 1.9 10 6 M -1 s -1 at ph 7. The removal efficiencies of SMX by ozone were decreased with increase of ph due to rapid decomposition of ozone under the condition of various ph (2.5, 5.3, 7, 8, 10). In a UV irradiation study at 254 nm, a kinetic model for direct photolysis of SMX was developed with determination of quantum yield (0.08 mol Einstein -1 ) and molar extinction coefficient (15,872 M -1 cm -1 ) values under the condition of quantum shielding due to the presence of reaction by-products formed during photolysis. For effect of ph on photolysis of SMX, SMX in the anionic state (S -, ph > 5.6), most prevalent form at environmentally relevant ph values, degraded more slowly than in the neutral state (SH, 1.85 < ph < 5.6) by UV radiation at 254 nm. keywords : Ozone, ph, Quantum yield, Rate constant, Sulfamethoxazole, UV 1. 서론 1) 항생제는인간및가축의병원균감염에대한예방과가축의성장촉진을목적으로널리사용되고있다. 이중 Sulfamethoxazole(SMX) 는 Sulfonamide 계열의합성항생제로서지난수년동안사람과가축을대상으로질병을치료하거나, 성장을촉진하고체중을늘리기위해서가축의먹이에첨가하여사용되고있다 (NRC, 1999). 대부분의이들항생제는체내대사작용을통해분해되나, 일부는분해되지않고, 그대로동물의배설물이나화장실, 하수구를통해하천에배출되고있다 (Boxall et al., 2003). 실제최근유럽및미국에서시행된연구들에의하면, 하수방류수및지표수에서다양한종류의항생제들이검출되고있으며, 특히, Sulfonamide 계열항생제의경우지표수에서약 70~ 150 μg/l, 하수방류수에서는약 200~2,000 μg/l가검출된바있다 (Hirsch et al., 1999; Kolpin et al., 2002). 우리나라의경우, 최근 Kim 등 (2007) 은영산강부근에위치한하수처리장의방류수및지표수에서 26 종의의약물질과내분 To whom correspondence should be addressed. jwk@yonsei.ac.kr 비계장애물질을모니터링한결과, 다양한물질이검출되었으며, 특히, SMX는하수방류수에서약 3.8~407 μg/l, 지표수에서 1.7~36 μg/l가검출되었다고보고하였다. 항생제가수계로유입될경우, 상수원수및음용수에잔류될수있으며, 수중에잔류된항생제는수중미생물에악영향을미칠수있다 (Lindberg et al., 2007). 또한항생제가함유된물을음용수로마실경우, 약제에민감성을가진사람에게치명적인결과를초래할수있다. 따라서정수및하수처리단계에서효과적으로항생제를제거할수있는공정에대한연구가필요하다. 오존은강한산화력을가지고있기때문에미생물제어뿐만아니라난분해성유기화학물이나내분비계장애물질, 맛, 냄새물질등을효과적으로제어할수있다는장점이있어현재많은정수처리공정에서도입되고있다 (Kawamura, 2000). UV 공정은뛰어난소독효과가있으며, 온도영향이없고소독부산물을발생시키지않는다는장점이있어현재정수처리공정에서소독공정으로서널리이용되고있다 (Wolfe, 1990). 따라서본연구에서는오존처리와 UV 조사를이용하여 SMX의제거특성을평가하였다. 세부적으로는오존과 UV 처리후얻을결과를동역학적방법으로고찰하였으며, ph Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 24, No. 1, 2008
64 정연정 김완기 장하영 최양훈 오병수 강준원 별 SMX 의화학종에따른제거율변화를평가하였다. 2. 연구방법 2.1. 대상시험물질제조 Sulfamethoxazole (SMX, 99%) 는 Sigma-Aldrich 사에서, phenol은 Duksan pure Chemical에서구입하였다. 실험에사용된표준시료와희석수는초순수 (Distilled-deionized water, Barnstead, Co.) 로제조하였다. 2.2. 오존, UV 장치구성및실험조건본연구에서는오존과 UV 조사를이용하여항생제제거에대한동역학적 (kinetic) 연구를수행하였다. Fig. 1에본연구에서사용한 (a) 오존및 (b) UV 반응기를나타내었다. 오존평가실험에사용한반응기는수두가없도록시린지형태로제작하였으며, 오존포화수 ( 1.0 mm) 를초기농도가 4.2~14.6 μm이되도록 Gas-tight 시린지를이용하여반응기에직접주입하였다. 반응후잔류되는오존농도는본연구실에서고안된연속측정장치를이용하여 Indigo method로연속측정하였다 (Hoigné and Bader, 1981). 일정시간간격으로채취한시료는 0.01 N Na 2S 2O 3 를주입하여오존과의반응을종료시켰다. UV 조사실험에서는 500 ml 용량의유리재질의회분식반응기를사용하였으며, 반응기내부에석영관을설치하고내부에 UV 저압램프 (UVP Inc., 254 nm) 를장착하여, UV 빛이석영관을통해조사되도록구성하였다. UV 조사강도 (8 10-7 Einstein L -1 s -1, 0.38 W/L) 는 H 2O 2 actinometry 방법으로측정하였다 (Nicole et al., 1990). 또한수조를이용하여수온을 20 C로일정하게유지하였다. 오존주입및 UV 조사시대상원수의 ph 영향을평가하기위해서 ph를 0.1 M phosphate buffer와 0.1 M NaOH, 0.1 M H 2SO 4 를이용하여대상원수의 ph를각각 2.5, 5.3, 7, 8, 10으로조절하였다. 2.3. 시료분석일정간격으로채취한시료의농도분석은고성능액체크로마토그래피 (High Performance Liquid Chromatography, Gilson 社 ) 로분석하였다. 분석조건은역상컬럼 (Waters 5 μm ODS2 C 18 4.6 250 mm) 을사용하였고, 용리액 (Eluent) 은 20 mm phosphoric acid와 acetonitrile을 40:60의비율로하여 1 ml/min의유량으로유지하였으며, 최종 270 nm에서 UV-vis 검출기로검출하였다. SMX의검출한계 (Method detection limit) 는 0.01 μm이었다. 또한 UV-Vis 분광광도계 (Cary-50, Varian 社 ) 로오존및 UV 처리전후시료의 200~400 nm 의 UV 스펙트럼을관찰하였다. 3.1. 오존처리 3.1.1. SMX 제거율 3. 결과및고찰 오존처리시오존주입농도별 SMX의제거율을평가하였다. Fig. 2에오존처리시반응시간 (a) 과주입오존농도 (b) 에따른 SMX의제거율을나타내었다. 초기주입오존농도는 2~42 μm로하였다. Fig. 2(a) 에나타난바와같이초기주입된 100 μm SMX는주입된오존농도에따라 10 초이내에빠르게분해되었으며, 이후더이상제거되지않았다. 또한동시에잔류오존을측정한결과, 잔류된오존이검출되지않았다. 이는 SMX이오존과매우빠르게반응함을의미한다. Fig. 2(b) 는주입오존농도에따른 SMX의제거율을나타낸그래프이다. 주입오존농도가증가함에따라 SMX의제거율이증가하여, 42 μm의오존을주입하였을때, 약 26% 의제거율을보였다. 분해된 SMX 몰수당소모된오존의몰수는약 1.6~1.9로계산되었다. 일반적으로소모된오존몰수와제거된물질의몰수의비는 1~2.5 사이로알려져있으며, 이비율이 1에서의편차는물질이오존에의해분해된후생성되는부산물과오존과의빠른부반응 (side reaction) 이일어남을나타낸다 (Hoigné and Bader, 1983a). 따라서 SMX와오존과의빠른부반응이일어났음을알수있다. 3.1.2. 오존과의반응속도상수관찰오존과 SMX의반응속도를알아보기위해서 Competition kinetic 방법을이용하여오존과 SMX의 2차반응속도상수 (k O3,SMX) 를계산하였다. Competition kinetic 방법은오존과의반응속도가 1,000 M -1 s -1 이상으로, 오존과빠르게반응하는물질의반응속도상수를계산할때주로사용되는방법이다 (Huber et al., 2003). 이때사용된기준물질 (a) (b) Fig. 1. Schematic diagram of (a) ozone and (b) UV system. 수질보전한국물환경학회지제 24 권제 1 호, 2008
오존처리및 UV 조사를이용한 Sulfamethoxazole 제거 ; 동역학적고찰및 ph 영향 65 (a) (b) Fig. 2. Removal of SMX as a function of (a) time and (b) ozone dosage at ph 7 and 20 C; [SMX] o = 100 μm. (Reference compound) 은유사한반응메커니즘을가지고있는 phenol로선정하였고, 오존분해의중간물질로생성되는 OH 라디칼의영향을배제하기위해서 OH 라디칼의 Scavenger로널리사용되는 t-buoh (tert-butyl alcohol, 20 mm) 을주입하였다 (Staehelln and Hoigné, 1985). 대상물질과오존의반응이 1차반응이라는가정하에, SMX, phenol이오존과반응하여분해되는속도는다음과같이표현될수있다 ( 식 (1), (2)). (1) (2) 각식 (1) 과 (2) 의각항을적분한후식 (1) 을식 (2) 로나누면다음과같이정리된다. (3) 따라서실험을통해계산된 값과 값의기울기로부터오존과 SMX 의 2 차반응속도상수 (k O3,SMX) 를계산할수있다. 여기서, ph 7 에서 k O3,phenol 값 (k O3,phenol =1.3 10 3 M -1 s -1, k O3,phenolate =1.4 10 9 M -1 s -1, pka =9.9) 은문헌을통해 1.8 10 6 M -1 s -1 로계산되었다 (Hoigné and Bader, 1983b). Fig. 3은 ph 7, 20 C에서 SMX와 phenol 의분해시험을실시한후 와 값의 상관관계를나타낸그래프이다. 정확도를높이기위하여초기 SMX와 phenol의비를 1:1과 1:2로하였다. 그결과, 과 이선형관계를보였으며, 초기 SMX와 phenol의농도비에관계없이유사한기울기를보였다. 기울기값과 ph 7에서의 k O3,phenol 값을이용하여오존과 SMX의 2차반응속도상수값을계산한결과, k O3,SMX 는 Fig. 3. Determination of the rate constants for the reaction between ozone and SMX using the ozonation; [SMX] o = 10 μm, [phenol] o = 5 μm and 10 μm, [t-buoh] = 20 mm, ph 7, Temp. = 20 C. 1.9 (± 0.1) 10 6 M -1 s -1 로계산되었다. 동일 ph 조건에서 k O3,SMX 값에대해 Dodd 등 (2006) 은 5.5 10 5 M -1 s -1 로제시하였으며, Huber 등 (2003) 은 2.5 10 6 M -1 s -1 로보고하였다. 이는본연구결과의신뢰성을뒷받침한다. 또한 Huber 등 (2003) 은 UV/H 2O 2 공정을이용한연구에서 OH 라디칼과 SMX의 2차반응속도상수 (k OH,SMX) 는 5.5 10 9 M -1 s -1 (ph 7, 25 C) 로보고하였다. 이러한결과를종합하여볼때, SMX는오존과매우빠르게반응하며, 따라서오존을이용한 SMX 제거시오존이 SMX의분해에주된역할을함을알수있다. 3.2. UV 조사 3.2.1. SMX 제거율 UV 조사에의한 SMX의제거효율을평가하기위해서일정한 UV 강도 (8 10-7 Einstein L -1 s -1 ) 로 30분동안 UV를조사하였다. Fig. 4에 UV 조사시간에따른 SMX의제거율을나타내었다. SMX의초기농도는 100 μm로하였으며, ph 7, 수온 25 C에서 UV를조사하였다. Fig. 4에나타난바와같이, UV 조사시간이증가함에따라서 SMX의제거율이증가하여, 30분조사 (UV fluence = 678.6 J/L) 시약 87% 의제거율을보였다. Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 24, No. 1, 2008
66 정연정 김완기 장하영 최양훈 오병수 강준원 인해중간물질로생성되는부산물이 UV 에너지를 shielding하는방해작용을할수있음을의미한다. SMX의광분해부산물의생성을고려하여시간에따른 SMX의광분해는다음과같은식으로표현된다 (Leifer, 1988). (4) (5) Fig. 4. Removal of SMX as a function of UV radiation time; [SMX] o = 100 μm, UV intensity = 8 10-7 Einstein L -1 s -1, ph 7, Temp. = 20 C. 3.2.2. SMX 광분해생성부산물의간섭효과및광분해수율관찰본연구에서는 254 nm에서빛을방출하는 UV 저압램프를사용하였다. 따라서 254 nm 파장에서 SMX의몰흡광계수 (Molar extinction coefficient, ε SMX) 는 SMX의광분해에영향을미치는중요한인자이다. 실험결과 254 nm에서 SMX의몰흡광계수 (ε SMX) 는 15,872 M -1 cm -1 로측정되었다. SMX가분해되어생성되는부산물이 254 nm 파장에서강한흡수성을가진물질인경우, 생성부산물은 UV 에너지를 shielding하는방해작용을하여상대적으로 SMX의분해에사용되는 UV 에너지가감소될수있다. 따라서 SMX를광분해하는동안 254 nm에서의흡광도변화를측정하였다 (Fig. 5). 254 nm에서 SMX의흡광도 (A SMX) 는각 UV 조사시간별로채취한시료를고성능액체크로마토그래피로분석하여얻은 SMX의농도와, ε SMX 을이용하여계산하였으며, 생성부산물의흡광도 (A BPs) 는 254 nm에서의용액의총흡광도 (At) 에서 SMX의흡광도를뺀값으로계산하였다. Fig. 5에나타난바와같이총흡광도값은 UV 조사시간이증가함에따라서감소하였으나, 생성부산물의흡광도는증가하는경향을보였다. 이는 SMX의광분해로 여기서, I o: UV intensity (8 10-7 Einstein L -1 s -1 ) Φ SMX: SMX의광분해수율 ε SMX, ε BP: 254 nm에서각각 SMX, 부산물의몰흡광계수 b: 투과거리 f SMX: 다른물질이존재하는경쟁상태에서 SMX가흡수한빛에너지의흡수분율 A t: 254 nm에서의총흡광도 (cm -1 ) 식 (5) 를식 (4) 에대입하면다음과같이정리된다. 따라서, SMX의광분해속도는 Φ SMX, I o, A t, ε SMx 값에의해결정된다. 식 (6) 에서실험값으로얻은 SMX의제거속도와이미알고있는상수값인 I o, ε SMx, b 값을적용하여 SMX의광분해수율 (Φ SMX) 을계산하였다. 앞에서설명한바와같이 SMX의광분해부산물이간섭효과를나타내기때문에, f SMX 값이조사시간에따라변한다. 따라서식 (6) 을수치해석프로그램 (Polymath program) 으로계산하였다. 그결과, SMX의광분해수율은약 0.08 mol Einstein -1 로계산되었다. 또한계산된광분해수율과몰흡광계수를식 (6) 에대입하여 UV 조사시간에따른 SMX의분해를모델링한결과, Fig. 4에나타낸바와같이실험값과유사하였다. SMX의광분해에대한기존연구는자연광을이용한연구가대부분이며, 수처리공정에서주로사용되고있는 254 nm 파장의 UV 램프를이용한연구는미흡하다. 따라서본연구결과는 SMX 제거를목적으로 254 nm 저압 UV 램프를사용할때기초자료로활용될수있다. (6) Fig. 5. Change in total absorbance at 254 nm during the direct photolysis of SMX; [SMX] o = 100 μm, UV intensity = 8 10-7 Einstein L -1 s -1, ph 7, Temp. = 20 C. 3.3. ph 영향 Fig. 6은 ph에따른 SMX의구조를나타낸그림이다. SMX는각각 1.8과 5.6의산해리상수값을가지며, ph에따라 SH + 2 (cationic form), SH (neutral form), S - (anionic form) 의 3 가지화학종상태로존재하는것으로알려져있다 (Qiang and Adams, 2004). 따라서 SMX 용액의 ph를 2.5, 5.3, 7, 8, 10으로조절하여오존처리와 UV 조사시 수질보전한국물환경학회지제 24 권제 1 호, 2008
오존처리및 UV 조사를이용한 Sulfamethoxazole 제거 ; 동역학적고찰및 ph 영향 67 Fig. 6. Protonation state of Sulfamethoxazole: SH 2 + = Cationic form, SH = neutral form, S - = anionic form, pk a,1 = 1.85, pka, 2 = 5.6 (Qiang and Adams, 2004) Fig. 7. Effect of ph on the removal of SMX as a function of ozone dosage. [SMX] o = 10 μm, Temp. = 20 C ph에따른 SMX의분해특성을조사하였다. Fig. 7은주입오존농도에따른 SMX의제거율을나타낸그래프이다. 초기 SMX의농도는 10 μm로하였으며, 주입오존농도는 4.2~14.6 μm이되도록주입하였다. 실험결과, ph가증가함에따라서 SMX의제거율이감소하였다. 일반적으로탈양성자화 (deprotonation) 된화학종은친핵성물질 (nucleophile) 이기때문에친전자체 (electrophile) 인오존과빠르게반응한다 (Hoigné and Bader, 1983a). 또한 Huber 등 (2003) 은 SMX의경우, ph 7 이하에서는오존과의반응이다소낮게나타나며, ph가증가함에따라서반응속도가증가하지만, ph 7 이후화학종은 ph와상관없이오존과의반응속도가일정하다고보고하였다. 그러나본연구에서는 ph가증가함에따라 SMX의제거효율이감소하였다. 일반적으로높은 ph 조건에서는오존분해의개시자로작용하는수산화이온 (OH - ) 의농도가높아져오존분해를촉진시킨다 (Langlais et al., 1991). 따라서회분식으로진행한본실험조건에서는 ph가증가함에따라주입된오존이빠르게분해되어상대적으로오존과의반응성이높은 SMX를분해시키지못하며, 실공정에서적용시오존이일회성으로주입될경우, ph에의한영향을크게받을수있다. 반면, 오존이연속주입되는조건에서는 ph에상관없이 SMX의제거효율이유사할것으로사료되며, 추후오존을연속으로주입한조건에서의 ph 영향을평가해야한다. Fig. 8에 UV 조사시간에따른 ph 별 SMX의제거율을나타내었다. ph 조건은 2.5, 5.3, 7, 8, 10으로하였다. 실험결과, ph 2.5와 5.3 조건에서의제거율이같았으며, ph 7, 8, 10 조건에서의제거율이동일하게나타났다. 또한, ph Fig. 8. Effect of ph on the removal of SMX as a function of UV exposure time. [SMX] o = 100 μm, UV intensity = 8 10-7 Einstein L -1 s -1, ph 7, Temp. = 20 C 2.5와 5.3조건이 ph 7, 8, 10 조건에서보다 SMX의제거율이높게나타났다. 앞서설명한바와같이, SMX는 ph에따라세가지화학종으로존재한다. 즉, ph 2.5와 ph 5.3 의경우 SH (neutron form), ph 7, 8, 10의경우 S - (anionic form) 으로존재한다. Boreen 등 (2004) 은자연광 (Natural sunlight) 에의한 SMX의광분해를평가한논문에서 SMX 가중성상태 (ph < 5.6, SH) 인경우, 탈양성자상태 (ph > 5.6, S - ) 보다광분해속도가빠르다고보고하였다. 이러한결과를종합하여볼때, SMX의화학종에따라서광분해되는정도가다르며, 탈양성자성상태 (anionic form) 보다는중성상태 (neutral form) 로존재할때, 더빠르게광분해됨을알수있다. 4. 결론 본연구에서는오존과 UV를이용하여 SMX의제거특성을평가하였으며다음과같은결론을도출하였다. 1) SMX와오존과의반응성이매우큰것으로나타났으며, Competition kinetic으로오존과의 2차반응속도상수를계산한결과, 1.9 (±0.1) 10 6 M -1 s -1 로측정되었다. 2) SMX는 254 nm 파장에서빠르게광분해되었으며, kinetic 연구를통해 SMX의몰흡광계수 (15,872 M -1 cm -1 ) 와광분해수율 (0.08 mol Enisteins -1 ) 을계산하였다. 또한, 모델식으로계산된상수값을검증하였다. 3) ph의영향에대한평가에서오존의경우, 회분식조건에서는 ph 증가에따라오존분해가빨라져 SMX의제거효율이감소하였다. UV 조사의경우, SMX의 pka Journal of Korean Society on Water Quality, Vol. 24, No. 1, 2008
68 정연정 김완기 장하영 최양훈 오병수 강준원 (pk a,1 = 1.85, pk a,2 = 5.6) 값에따라서제거효율이달라졌으며, 탈양성자성상태 (anionic form, ph > 5.6) 보다는중성상태 (neutron form, 1.85 < ph < 5.6) 로존재할때, 더빠르게광분해되었다. 사 본연구는한국과학재단특정기초연구 (R01-2006-000-10250-0) 와제 2단계두뇌한국21사업 (BK21) 의지원에의해이루어졌으며, 이에감사의뜻을전합니다. 사 참고문헌 Boreen, A. L., Arnold, W. A. and Mcnneill, K. (2004). Photochemical fate of sulfa drugs in the aquatic environment: Sulfa drugs containing five-membered heterocyclic groups. Environ. Sci. Technol., 38(14), pp. 3933-3940. Boxall, A. B. A, Kolpin, D. W., Sorensen, B. and Tolls, J. (2003). Are veterinary medicines causing environmental risk?. Environ. Sci. Technol., 37(15), pp. 287A-294A. Dodd, M. C., Buffle, M. O. and Von Gunten, U. (2006). Oxidation of antibacterial molecules by aqueous ozone: Moiety-specific reaction kinetics and application to ozonebased waste water treatment. Environ. Sci. Technol., 40(6), pp. 1969-1977. Hirsch, R., Ternes, T. Haberer, K. and Kratz, K. L. (1999). Occurrence of antibiotics in the aquatic environment. Sci. Total Environ., 225, pp. 109-118. Hoigné, J. and Bader, H. (1981). Determination of Ozone in Water by the Indigo Method. Water Res., 15(4), pp. 449-456. Hoigné, J. and Bader, H. (1983a). Rate constants of reactions of ozone with organic and inorganic compounds in water I. Water Res., 17(2), pp. 173-183. Hoigné, J. and Bader, H. (1983b). Rate constants of reactions of ozone with organic and inorganic compounds in water II. Water Res., 17(2), pp. 185-194. Huber, M. M., Canonica, S., Park, G. Y. and Von Gunten, U. (2003). Oxidation of pharmaceuticals during ozonation and advanced oxidation processes. Environ. Sci. Technol., 37(5), pp. 1016-1024. Kawamura, S. (2000). Integrated design and operation of water treatment facilities, John Wiley & Sons, Inc. 2nd ed. Kim, S. D., Cho, J. W., Kim, I. S., Vanderford, B. J. and Snyder, S. A. (2007). Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disrupters in South Korea surface, drinking, and waste waters. Water Res., 42(5), pp. 1013-1021. Kolpin, D. W., Furlong, E. T., Meyer, M. T., Thurman, E. M., Zaugg, S. D., Barber, L. B. and Buxton, H. T. (2002). Pharmaceuticals, Hormones, and other organic wastewater contaminants in U.S. streams, 1999-2000: A national reconnaissance. Environ. Sci. Technol., 36(6), pp. 1202-1211. Langlais, B., Reckhow, D. A. and Brink, D. R. (1991). Ozone in water treatment: Application and engineering, Lewis publichers. Leifer, A. (1988). The kinetics of environmental aquatic photochemistry: Theory and practice, ACS professional reference book. Lindberg, R. H., Bjӧrkludn, K., Magnus, P. R., Johansson, M. I., Tysklind, M. and Andersson, B. A. V. (2007). Environmental risk assessment of antibiotics in the Swedish environment with emphasis on sewage treatment plants. Water Res., 41(3), pp. 613-619. National Research Council (1999). The use of durgs in food animals, National academy press, Washington, DC. Nicole, I., Laat, J. De, Dore, M., Duguet, J. P. and Bonnel, C. (1990). Use of u.v. radiation in water treatment: measurement of photonic flux by hydrogen peroxide actinometry. Water Res., 24(12), pp. 157-168. Qiang, Z. and Adams, C. (2004). Potentiometric determination of acid dissociation constants (pka) for human and veterinary antibiotics. Water Res., 38(12), pp. 2874-2890. Staehelln, J. and Hoigné, J. (1985). Decomposition of ozone in water in the presence of organic solutes acting as promoters and inhibitors of radical chain reactions. Environ. Sci. Technol., 19(12), pp. 1206-1213. Wolfe, R. L. (1990). Ultraviolet disinfection of potable water; current technology and research needs. Environ. Sci. Technol., 24(6), pp. 768-773. 수질보전한국물환경학회지제 24 권제 1 호, 2008