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최종보고서(완결본) 013-071-062

(UCM2133-8654-6)

유해대기오염물질 관리기술

Management and treatment technology of hazardous air

pollutants

자동차 실내 NO 및 VOC의 제거를 위한 제올라이트

흡착-단파장 자외선 하이브리드 기술

Hybrid Technology on NO and VOC Oxidative Removal in

Automobile Indoor Air Using Zeolite Adsorption-Shortwave

Length UV

한국과학기술연구원

환 경 부

- 1 -

제 출 문

환경부장관 귀하

본 보고서를 “자동차 실내 NO 및 VOC의 제거를 위한 제올라이트 흡착-단파

장 자외선 하이브리드 기술”과제의 최종보고서로 제출합니다.

2009년 3월 31일

주관연구기관명 : 한국과학기술연구원

연구책임자 : 정 종 수

연 구 원 : 심 상 규

〃 : 진 성 민

〃 : 장 하 나

〃 : 박 은 석

- 3 -

사업명 차세대 핵심환경기술개발사업 기술분류 (실용,공공,원천,기획)

연구과제명자동차 실내 NO 및 VOC의 제거를 위한 제올라이트 흡착-단파장

자외선 하이브리드 기술

최종성과품

수행기관

(주관기관)

기관

(기업)명한국과학기술연구원 설립일 1966.02.10

주소 서울특별시 성북구 하월곡동 39-1

대표자

(기관장)금 동 화 연락처 02-958-5114

홈페이지 www.kist.re.kr 팩스 02-958-5478

연구과제

개요

주관연구책임자 정종수 소속부서

에너지환

경연구본

부

전화

E-mail

02-958-5688

[email protected]

실무담당자 진성민전화

E-mail

02-958-5597

[email protected]

참여기업

총사업비

(천원)

정부출연금민간부담금

합계현금 현물

170,000 170,000

총연구기간 2007. 04 . ~ 2009. 03. ( 2년)

연구개발

결과최종목표

자동차 부착용 (외부) 공기청정장치에서 상온 NOx 및 VOC

동시처리를 위한 단파장자외선과 Zeolite/ACF/MnO2 필터 하

이브리드 기술의 개발

1. 단파장자외선의 조사에 의한 NOx/VOC의 산화 분해 효과

및 최적 반응조건 연구

2. VOCs 및 NOx의 동시 흡착이 가능한 제올라이트/섬유상

활성탄 등 필터 매질 연구

3. 자동차에 부착이 가능한 크기의 초소형․고출력 단파장자외선 광원모듈 연구

보고서 초록

- 4 -

개발내용 및

결과

- 단파장자외선/기상고온합성 TiO2 광촉매를 이용하여 NO

(2,000 ppb)와 톨루엔(500 ppb)을 개별적으로 산화 제거

하였을 때는 후단에서 측정한 NOx(NO2)와 톨루엔 농도가

각각 83(95.9%), 94(81.2%) ppb 수준이었다.

- NO(2,000 ppb)와 톨루엔(500 ppb)을 동시에 산화 제거하

였을 때는 후단에서 측정한 NOx(NO2)와 톨루엔 농도가 각

각 105(94.8%), 123(75.4%) ppb으로 개별적으로 산화

제거할 때 보다 농도 수준이 증가하였다.

- UV 반응기 후단에 MnO2 촉매층을 설치하여 자외선램프에

서 발생되는 오존을 제거하는 동시에 오존 분해시 발생되는

O*을 이용하여 NO와 톨루엔을 추가적으로 산화 제거한 결

과 체류시간 2초, 상대습도 40% 조건에서 NO와 톨루엔 농

도가 23(98.9%), 38(92.4%) ppb로 각각 감소하여 본 연

구의 최종 목표치인 50 ppb 수준을 만족하였다.

- 한편, 단파장자외선 램프에서 발생되는 오존은 MnO2 촉매층

에서 충분히 산화되었으며 MnO2 촉매층 후단에서 측정한

오존 농도는 검출 한계 이하로 오존이 완전 제거됨을 확인

하였다.

개발기술의

특징․장점

단파장자외선/기상 고온합성 TiO2 광촉매/MnO2 촉매를 이용한

VOC 및 NOx 를 광산화분해 하이브리드 기술은 실내공간과 같

은 저농도 오염 발생원에 대해서 상온 하에서도 산화 처리가

가능(90% 이상)하며 오존과 같은 2차 오염물질이 발생하지 않

는 장점이 있다.

기대효과

(기술적 및

경제적 효과)

본 연구를 통해 개발된 단파장자외선/기상고온합성 TiO2 광촉

매/MnO2 촉매를 이용한 VOC 및 NO 광산화분해 하이브리드

기술은 저농도, 상온에서 VOC 및 NOx를 90% 이상 산화 제거

가 가능하고, 단파장자외선에서 2차 오염물질로 발생되는 오존

을 MnO2 촉매에서 완전 제거가 가능하기 때문에 2차 오염물질

의 배출을 완전히 방지할 수 있다는 장점을 가지고 있다. 그러

므로 실제 작동 상황, 즉 피독 물질, 입자상 물질 등에 의한 성

- 5 -

능 저하 등을 고려한 추가적인 연구 및 내구성 등을 고려하면

자동차 실내뿐만 아니라 사무실, 가정 등의 생활공간에도 이른

시기에 적용이 가능할 것으로 예상된다.

적용분야자동차 실내, 가정, 다중 이용시설 등의 실내 공간 공기청정 장치

(NOx, VOC)

과학기술적

성과

특허

국내 출원: 1건

국외

논문

게재

SCI SCI논문 1건(게재), 1건(투고)

비SCI SCI논문 1건(투고)

기 타

사업화

성과

매출액

개발후 현재까지 억원

향후 3년간 매출 억원

시장

규모

현재의 시장규모 국내 : 억원

세계 : 억원

향후(3년) 예상되는 시장규모 국내 : 억원

세계 : 억원

시장

점유율

개발후 현재까지 국내 : %

세계 : %

향후 3년 국내 : %

세계 : %

세계시장

경쟁력

순위

현재 제품 세계시장 경쟁력 순위 위 ( %)

3년 후 제품 세계시장 경쟁력 순위 위 ( %)

- 7 -

목 차제 1 장 서론 ························································································································13

제 1 절 연구개발의 중요성 및 필요성 ···················································································13

제 2 절 연구개발의 국내외 현황 ·····························································································18

제 3 절 연구개발 대상 기술의 차별성 ···················································································22

제 2 장 연구개발의 목표 및 내용·····················································································23

제 1 절 연구의 최종목표 ············································································································23

제 2 절 연도별 연구개발의 목표 및 평가방법 ·····································································24

제 3 절 연도별 추진체계 ············································································································25

제 3 장 연구개발 결과 및 활용계획················································································27

제 1 절 연구개발 결과 및 토의 ·······························································································27

1. 단파장 자외선에 의한 NOx 광산화 분해 제거 ································································31

2. 단파장 자외선과 TiO₂(P-25)에 의한 VOC 및 NOx 광산화 분해 제거 ·················39

3. 제올라이트/MnO2/ACF의 NOx 및 VOC 흡착제거 성능 평가 ······································64

4. 기상 고온 TiO₂ 나노 입자 합성 ·····················································································75

5. 단파장 자외선과 기상고온 합성 TiO₂ 촉매에 의한 NOx 및

톨루엔 광산화 분해 제거 ····································································································89

6. MnO2 촉매와 오존을 이용한 NO의 촉매 산화 특성 ······················································99

7. 단파장자외선/기상합성 TiO₂광촉매/MnO2 촉매를 이용한 VOC 및

NOx 광산화분해 하이브리드 기술 ··················································································107

8. 자동차 부착용 공기청정 모듈 설계 ················································································111

제 2 절 연구개발 결과 요약 ···································································································113

제 3 절 연도별 연구개발목표의 달성도 ···············································································114

제 4 절 연도별 연구성과(논문․특허 등) ··············································································115 제 5 절 관련분야의 기술발전 기여도 ···················································································116

제 6 절 연구개발 결과의 활용계획 ·······················································································117

제 4 장 참고문헌·······················································································································119

부 록··················································································································································121

- 8 -

표 목차

Table 3. 1 GC 분석 조건 ············································································································45

Table 3. 2 CO2 분석용 메타나이저 및 GC 분석 조건 ·························································46

Table 3. 3 GC/MS 분석 조건 ·····································································································47

Table 3. 4 UV 파장별 제거 성능 비교. 초기농도, 0.6ppm, 체류시간, 33초; 상대습도 40~50%···51

Table 3. 5 반응조건 변경에 따른 톨루엔 제거율 및 분해 생성물 변화 ··························54

Table 3. 6 초순수 전․후단 공기 및 초순수 내에 포집된 알데히드 물질 농도 ················55

- 9 -

그림 목차

Fig. 3. 1 Schematic diagram of the experimental apparatus for NOx removal

using UV254+185 nm lamp ························································································31

Fig. 3. 2 Time course behavior of NO removal with UV irradiation.

Residence time, 12 s; NO concentration, ca. 42 ppm; Relative humidity,

ca. 40%; O2 concentration, 20%; Reaction temperature, 25˚C ··········32

Fig. 3. 3 Ozone concentration formed from UV irradiation with and without

NO feeding ················································································································33

Fig. 3. 4 Mass balance calculated from NO oxidation products analysis.

Residence time, 12 s; NO concentration, ca. 42 ppm; Relative humidity,

ca. 40%; O2 concentration, 20%; Reaction temperature, 25˚C ··········34

Fig. 3. 5 Effect of relative humidity on the total NOx removal . Residence

time, 12 s; NO concentration, ca. 42 ppm; O2 concentration, 20%;

Reaction temperature, 25˚C ·············································································35

Fig. 3. 6 Effect of inlet NO concentration on total NOx removal. Residence

time, 12 s; Relative humidity, ca. 40%; O2 concentration, 20%; Reaction

temperature, 25˚C ································································································36

Fig. 3. 7 Effect of residence time. Relative humidity, ca. 40%;

O2 concentration, 20% Reaction temperature, 25˚C.(●), NOx removal

efficiency from ca. 10 ppm NO gas (○), NO2 concentration from ca. 10

ppm NO gas; (■), NOx removal efficiency from ca. 43 ppm NO gas;

(□), NO2 concentration from ca. 43 ppm NO gas ···································37

Fig. 3. 8 Removal efficiency of reaction temperature. Residence time, 12 s;

relative humidity, ca. 40%; O2 concentration, 20% NO concentration, ca.

40 ppm ························································································································38

Fig. 3. 9 유해물질 처리기술의 개념도 ··················································································40

Fig. 3. 10 단파장자외광에 의한 유해물질 광산화 제거 원리 ············································40

Fig. 3. 11 단파장 자외선과 TiO₂(P-25)에 의한 VOC 및 NOx 광산화 분해 실험 장치41

- 10 -

Fig. 3. 12 단파장자외선과 광촉매 적용 광분해 반응기 ······················································42

Fig. 3. 13 단파장자외선 램프의 크기 및 구조 ······································································42

Fig. 3. 14 단파장자외선의 발생 파장 스펙트럼 ····································································43

Fig. 3. 15 KI 수용액 코팅 데뉴더(Denuder) ······································································46

Fig. 3. 16 반응기 내부 분위기 가스에 의한 톨루엔 제거율 영향. 유입농도, 2 ppm;

체류시간, 33 초 ·······································································································49

Fig. 3. 17 상대습도의 영향. 톨루엔 농도, 10 ppmv; 체류시간, 16.5 s ·······················50

Fig. 3. 18 톨루엔 유입 농도의 영향. 체류시간, 33초; 상대습도 40~50% ··················52

Fig. 3. 19 체류시간의 영향. 상대습도, 40~50% ·································································54

Fig. 3. 20 GC/MS 분석에 의해 초순수 포집수에서 검출된 중간생성물들의 크로마토그램. 톨루엔 농도,

20 ppm; 체류시간, 33 초; 상대습도 40~50 %. ························································56

Fig. 3. 21 톨루엔의 광분해 과정에서 생성된 유기 에어로졸 생성 개수 분포 ··············57

Fig. 3. 22 단파장자외선 조사에 의한 오존 발생 특성. 체류시간 33 초 ························58

Fig. 3. 23 단파장자외선 조사에 의한 NO의 광산화 제거 결과. NO 농도, 약 0.6 ppm;

체류시간, 약 11초; 상대습도, 40~50% ····························································60

Fig. 3. 24 NO 광산화 제거 반응의 물질 수지 ·····································································61

Fig. 3. 25 NO의 광산화 제거 반응에서 상대습도 영향. NO 농도, 약 0.6 ppm;

체류시간, 약 11초 ···································································································62

Fig. 3. 26 NO의 광산화 제거 반응에서 체류시간 영향. NO 농도, 약 0.6 ppm;

상대습도, 40~50% ··································································································63

Fig. 3. 27 NOx 및 VOC 흡착 제거 실험 장치도 ·································································65

Fig. 3. 28 제올라이트에 의한 NO 흡착 실험 결과. NO 유입농도, 약 41 ppm;

공간속도, 약 30,000 h-1; 상대습도, 30~40 % ··············································66

Fig. 3. 29 MnO2에 의한 NO 제거 실험 결과. NO 유입농도, 약 43 ppm;

공간속도, 약30,000 h-1; 상대습도, 30~40 % ················································67

Fig. 3. 30 제올라이트 및 MnO2에 의한 NO2 제거 실험 결과. NO2 유입농도, 약 40 ppm;

공간속도, 약 30,000 h-1; 상대습도, 30~40 % ··············································67

Fig. 3. 31 MnO2 촉매에 의한 오존 분해 메커니즘 ·····························································69

Fig. 3. 32 MnO2 촉매 및 오존 주입에 의한 NO2 제거 성능 평가. NO2 유입농도,

약 40 ppm; 공간속도, 약 30,000 h-1; 상대습도, 30~40 % ·····················70

- 11 -

Fig. 3. 33 섬유상활성탄에 의한 VOC 성능 평가 실험 장치도 ·········································71

Fig. 3. 34 섬유상활성탄에 의한 톨루엔 제거 실험 결과 ····················································72

Fig. 3. 35 섬유상활성탄에 의한 자일렌 제거 실험 결과 ·······················································72

Fig. 3. 36 Schematic diagram of the experimental setup for TiO₂ synthesis ·82

Fig. 3. 37 XRD (X-ray diffraction) patterns of the TiO₂ nanoparticles ···········83

Fig. 3. 38 Anatase phase percentage in TiO₂ nanoparticles under various

synthesis temperatures ························································································84

Fig. 3. 39 SSA for TiO₂nanoparticles under various synthesis temperatures 85

Fig. 3. 40 TEM images (30 nm scale) of TiO₂nanoparticles under various

synthesis temperatures ······················································································86

Fig. 3. 41 Thermally decomposed TiO₂ synthesis mechanism ······························86

Fig. 3. 42 UV-vis diffuse reflectance of P-25 and thermally decomposed

catalysts at various temperatures ·································································87

Fig. 3. 43 Photodegradation of P-25 and thermally decomposed catalysts

at various temperatures ·······················································································88

Fig. 3. 44 Schematic diagram of the experimental setup for catalytic oxidation of

NO on MnO2 in the presence of ozone. ······················································89

Fig. 3. 45 Variation of ozone concentrations at various residence time

and temperatures ····································································································90

Fig. 3. 46 NO2 concentrations at various residence time in the presence of

UV irradiation. reaction temperature, 25℃; NO concentration, 500 ppb;

relative humidity, 40% ·························································································92

Fig. 3. 47 NOx removal rate at various residence time in the presence of


relative humidity, 40% ···························································································93

Fig. 3. 48 NO2 concentrations at various residence time in the presence of



Fig. 3. 49 NOx removal rate at various residence time in the presence of UV

irradiation. reaction temperature, 25℃; NO concentration, 2000 ppb;

- 12 -


Fig. 3. 50 Toluene removal rate at various residence time in the presence of UV

irradiation. reaction temperature, 25℃; toluene concentration, 500 ppb;


Fig. 3. 51 Comparison of Life time between P-25 and synthesized TiO₂ at 900℃.

Toluene lnlet concentration, 500 ppb; relative humidity, 40%; reaction

temperature, 25℃. ···································································································98


NO on MnO2 in the presence of ozone. ···················································100

Fig. 3. 53 Integrated mechanism for NOx on MnO2 in the presence of ozone 101

Fig. 3. 54 Adsorptive desorptive characteristicsof NO2 over MnO2 catalyst

(NO2 initial conc. : 50 ppm, space velocity : 10,000 h-1, MnO2 catalyst

temperature;30℃) ································································································102

Fig. 3. 55(a) Variations of NO o NO2 concentration at various catalytic temperatures

on MnO2 in the presence of ozone (O3/NO ratio : 1.0, NO feeding

concentration:50 ppm, space velocity : 10,000 h-1) ·····························103

Fig. 3. 55(b) Variations of NO or NO2 concentration and NOx removal rate at various

reaction temperatures and O3/NO ratios on MnO2 in the presence of

ozone (NO feeding concentration : 50 ppm, space velocity : 10,000 h-1)

····································································································································104

Fig. 3. 56 Mass balance calculated from NO oxidation products analysis at

various catalytic temperatures (O3/NO ratio : 2.0) ·····························105


NO on MnO2 in the presence of ozone. ···················································107

Fig. 3. 58 NOx concentration at each experimental conditions. reaction temperature,

25℃; NO concentration, 2,000 ppb; relative humidity, 40% ·············108

Fig. 3. 59 Toluene concentration at each experimental conditions. reaction

temperature, 25℃; toluene concentration, 500 ppb; relative humidity,

40% ····························································································································109

Fig. 3. 60 자동차 부착용 공기청정 모듈 ················································································111

- 13 -

제 1 장 서 론

제 1 절 연구개발의 중요성 및 필요성

1990년대 이후 우리나라에서의 연료 사용은 꾸준히 증가하는 추세에 있으며 이에 따른 대기 오

염물의 양도 지속적으로 늘어나고 있는 추세이다. 유해가스의 배출농도 규제치는 점차 강화되고 있

어 앞으로는 선진국형 저감 기술 확보 없이는 환경 규제 대응이 불가능하다. 선진국에서는 규제강

화 대비 차세태형 유해가스 저감 기술 개발을 추진하고 있으며, 국내에서도 이에 대응한 미래 선진

기술 개발이 필요하다.

대기 중으로 유입되는 유기 화합물은 산업공정에서의 유기 용제로부터 방출되거나 액체 연료의

사용 중에 휘발되거나 배기관을 통해 대기 중으로 방출된다. VOC에는 방향족 탄화수소화 지방족

탄화수소 등 일반 탄화수소와 질소, 산소 및 할로겐 원소가 포함된 알데히드, 케톤류와 같은 비 균

질 탄화수소 등이 포함된다. 특히 VOC는 방향족 탄화수소와 할로겐화 탄화수소는 건강에 유해하며

탄소-탄소 이중결합을 가진 지방족 탄화수소 등의 올레핀계 탄화수소 화합물과 같이 대기 중의 광

화학반응에 의해 오존 생성 등의 2차적 유해를 초래할 수 있고 다중 고리 방향족 탄화수소는 대기

중에 포함된 발암성 물질로 알려져 있다. 대기 중에 존재하는 VOC는 인체에 유해한 영향을 미치기

때문에 이들 문제를 해결하기 위한 연구가 활발히 이루어지고 있다. VOC에 장시간 노출된 경우 활

동자의 건강에 영향을 미치고, 장기간의 동물 생체실험을 통하여 VOC에 많은 종류의 화합물이 발

암물질로 밝혀졌다. 또한 VOC가 대기 중에서 광화학 반응에 의해 오존, 알데히드와 같은 산화물질

로 전환되어 유해한 2차 오염물질 생성한다. 따라서 이렇게 유해한 VOC 발생량을 국가적으로 규제

하고자 국내대기환경보전법으로 규제대상 VOC물질들을 선정하였다.

대기 중의 질소 산화물은 자연적인 상태에서 토양중의 세균에 의해 주로 생성되고, 대기 중

에서 자연적 원인에 의한 농도는 아주 저 농도로 문제가 되지 않는다. NO2는 알카리 및 클로

로포름에 용해되는 자극성 냄새의 적갈색 기체로서 실내에서의 질소산화물은 취사용 시설이나

난방, 흡연 등에서 발생하며 외부에서 유입하는 양도 상당량 존재한다. 화석연료의 연소에 의

해 발생되는 이산화질소의 발생원은 취사용 프로판가스 기구의 사용, 흡연, 난방 연료(나무,

석탄, 기름 등)의 연소에서 발생된다. NO는 공기 중에서 서서히 산화되어 NO2가 되는데, 실

제로 건강에 장해를 주는 것은 NO2로서 호흡 할 때에 체내로 침입해서 폐까지 깊이 도달하여

헤모글로빈의 산소 운반능력을 저하시키고, 수 시간 내에 호흡곤란을 수반한 폐수종 염증을 일

- 14 -

으키는 독성이 강한 물질이다. 또한, 점막자극이 강하고 메트헤모글로빈을 형성하여 호흡기와

폐에 장해를 초래한다. 이산화질소는 일산화질소의 5~10배의 독성을 가지고 있으며 위 표는

질소산화물(NOx)이 인체에 미치는 영향을 나타내고 있다.

산업 발전과 국내의 지속적인 에너지 소비량의 증가로 인하여 원자력 에너지원을 제외한

대부분의 에너지원을 화석 연료에 의존하고 있는 우리나라는 정부의 감소를 위한 많은 노력에

도 불구하고 연소 공정에서 생성되는 질소 산화물 농도는 다른 오염물질에 비해 감소가 되지

않고 오히려 증가하고 있으며 이에 대한 규제 또한 강화되고 있는 실정이다. 국내 대기 오염물

질의 배출량 추이를 보면 아황산가스의 경우는 정부의 저 황유 사용 정책 및 탈황설비 설치

등에 의해 지속적으로 그 배출량이 줄어들고 있고 CO의 경우도 급격한 배출량 감소를 보이는

데 입자상물질 및 NOx 배출량은 감소의 경향이 없거나 오히려 증가하는 추세를 보이고 있는

데 NOx의 경우 1998년 경제적인 위기상황에 의한 감소 외에 계속적으로 증가하고 있음을 알

수 있다. 질소산화물은 고온의 조건에서 공기 중의 질소와 산소 혹은 연료 중의 질소와 공기

중의 산소가 반응하여 발생하기 때문에, 대기 중 질소산화물의 농도는 연료 연소량, 폐기물 소

각량과 직접 비례한다. 연료의 연소는 산업 활동에서 필요한 열원을 얻기 위한 목적과 자동차

운행을 목적으로 한 것이며, 폐기물 소각 역시 경제 활동에서 배출된 폐기물의 처리를 위한 것

으로 경제 성장과 직접적인 연관이 있다. 특히, 대도시의 경우 제한된 공간에서 밀집된 자동차

의 운행으로 인하여 오염정도가 특히 심한 특징을 보인다.

전국 대기질 측정망 자료를 보면 국내 6개 도시의 대기 중 질소산화물 농도가 꾸준히 증

가하고 있음을 알 수 있다. 1998년을 전후하여 다소 감소하였지만 그 이후에는 다시 증가 추

세에 있는데 이는 1998년 GDP가 -5.8% 성장을 보인 후 다시 성장 추세로 돌아선 것과 관

련이 깊다. 한편 6개 대도시 중에서도 유난히 서울의 농도가 가장 높게 나타나는 것은 인구와

자동차가 밀집하여 있기 때문인데, 2000년을 기준으로 보면 서울의 연평균농도가 기타 5개

도시의 평균 농도보다 약 50% 높게 나타나고 있다. 한편, 24시간 단기기준 초과 회수가 서울

과 경기도를 중심으로 1999년 이후 크게 증가하는 추세를 보인다.

미국, 일본, 독일 등의 선진국을 중심으로 화력발전소나 대형보일러 사용업체 및 소각로

등에서 배출되는 질소산화물을 저감시키기 위한 공정의 개발은 계속 진행되고 있으며, 세계 각

국에서 경제적이고 효율적인 공정의 기술개발을 위해 많은 노력을 기울이고 있다.

국내의 발전설비, 시멘트공장, 소각로 등에서 배출되는 질소산화물의 농도는 국내산 무연탄

을 사용하는 발전소의 경우는 88~196 ppm, 수입 석탄 사용의 경우에는 292~320 ppm 그리

고 중유 발전소의 경우엔 150~230 ppm 임을 나타내고 있으며 특히 시멘트 공장에서는 공정

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의 특성상 고온 로의 유지 때문에 500~600 ppm과 같이 높은 농도를 나타내고 있어 현 수

준의 배출 규제치를 만족시키기 위해서도 약 50%이상의 탈질제거를 해야 함을 알 수 있다.

그리고 현재 소각로에서 배출되는 질소산화물의 농도는 제작사에 따른 소각로 특성 및 운전

조건 등에 따라 80~230 ppm 정도이다.

지금까지 설명한 바와 같이 우리나라의 질소산화물 배출설비들은 저-NOx 버너, 연소개선

및 연소제어 등의 기법을 통해서 대부분 현재의 배출허용기준치를 만족시키고 있다. 그러나 앞

으로의 질소산화물 배출허용기준치를 만족시키기에 위해서는 일정한 효율이상의 NOx 저감기

술의 적용이 필요함을 알 수 있으며 이러한 배출농도는 연소 전 및 연소 중의 질소산화물 배

출억제 기술을 이미 적용한 수치이므로 배출 전 억제법을 통해서도 이미 생성된 질소 산화물

을 연료의 연소공정 후에 처리하는 후처리 설비를 하지 않고서는 더 높은 질소산화물 제거효

율 혹은 강화된 규제치를 만족시키기 힘든 실정이다.

자외선 (Ultra Violet)은 태양으로부터 지구에 도달하는 빛의 일부분으로서 자연의 균형과

조화에 한 부분을 감당해 왔다. 근대에 와서야 사람들은 자외선의 가치를 깨닫고 자외선을 여

러 가지 용도로 사용해오고 있는데 최근에는 환경 분야에서 자외선의 효과와 경제성이 입증되

어 몇 가지 분야에서 두각을 나타내고 있다.

이러한 자외선은 자연에 이미 존재했던 것으로서 더 이상의 가치를 논할 수 없고 자연을

모방하는 것이야말로 환경문제를 해결하는 최상의 선이라는 것을 보여주는 대표적인 예라고

생각된다. 최근 들어 수질오염에 따른 미생물에 대한 소독 및 유기물의 제거에 자외선이 활발

히 응용되고 있으나 실제 자외선의 특성 및 이에 대한 인식부족으로 효율적 이용이 절실히 요

구되고 있는 실정이다.[1-6]

파장별 자외선의 특징을 살펴보면 다음과 같다.

- UVA(320~400nm)

Black Light라고도 하며 실내에서 선태닝(suntanning)을 하거나 푸른 조명을 할 때 사용

된다. 또한 TiO₂등의 광촉매가 활성화될 수 있어 에너지원으로 사용할 수 있어 최근에는 광

촉매를 이용한 수처리, 대기처리에 사용되고 있다.

- UVB(280~320nm)

Dorno선이라고 부르며 비타민 D를 형성하거나 피부에 홍반작용을 일으킨다.

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- UVC(200~280nm)

살균(Germicidal)선이라고 하며 DNA와 단백질 그리고 오존(Ozone)이 잘 흡수하는 파장

이다. EK라서 오존(Ozone)을 잘 분해하기 때문에 최근에는 UV/OZONE AOP 공정에 응용되

거나 오존파괴용 그리고 소독용으로 사용되고 있다.

- Vaccum UV(100~200nm)

진공자외선이라고 하는데 이는 파장이 너무 짧아 흡수성이 높고 투과력이 매우 낮다. 특히

185nm의 파장은 산소를 오존으로 바꾸는 성질이 있기 때문에 저농도의 오존을 발생시킬 때

사용이 되며 반도체 산업에서는 초 순수공정에서 미량의 유기물질(TOC)를 제거하는데 응용하

기도 한다.

환경부에서 최근 대중교통수단의 실내 이산화탄소 농도를 포함하는 실내 공기질 가이드라인

을 발표함으로써 많은 승객을 태우고 운행하는 버스 등의 대중교통수단에서 실내 이산화탄소

농도 저감을 위한 환기장치의 설치가 불가피해졌다. 그러나 도심 운행 중에 환기설비를 가동하

여 외부 공기를 유입시키면 도로변의 대기오염물질, 특히 건강을 해칠 우려가 있는 고농도의

질소산화물(NOx)나 휘발성유기화합물(VOCs) 등이 자동차 실내로 유입될 수 있어서 탑승자의

인체에 유해한 영향을 줄 수 있다. 또한 자동차 실내에 있는 시트나 대시보드 등의 내장재로

쓰인 석유화학제품에서 나오는 포름알데히드 등 유해한 VOC 물f 들이 두통, 구토, 피부염증 등

을 일으키는 이른바 새차 증후군을 유발하는 문제도 있다. 현재 운행 중 자동차와 신규 제작차

량의 경우 외기에서 들어오는 공기 중 미세먼지 제거를 위한 정전필터가 설치되어 있으나, 이

필터로는 질소산화물(NOx)나 휘발성유기화합물(VOCs) 등 가스상 오염물질 제거를 기대하기는

어렵다. 따라서 도로변 대기오염물질 중 외기중의 농도가 상대적으로 높고, 인체에 유해한 성분

인 NOx와 VOCs를 동시에 처리할 수 있는 공기청정장치를 장착한 환기기술의 개발이 더욱 엄

격해질 대중교통수단의 실내 공기질 관리정책을 고려할 때 필요하다.

상온에서 VOC를 처리할 수 있는 기술로는 흡착제를 이용한 방법이 효과적이다. 활성탄은

넓은 비표면적을 가지고 있고, 소수성이기 때문에 대기 중의 톨루엔과 벤젠 등 VOC를 효과적

으로 처리할 수 있다. 활성탄은 수명이 길지 않고, 파과(breakthrough) 시 2차 오염물질이 발

생할 수 있다는 단점이 있으므로, 입상 활성탄보다 흡착효율이 좋고, 재생이 용이한 섬유상활성

탄(Activated carbon fiber: ACF)을 사용할 수 있다. 그러나 NOx에 대해서는 그다지 흡착효

율이 높지 않은 것으로 알려져 있다.

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NOx의 처리방법으로는 암모니아를 촉매 상에서 반응시켜 질소로 환원시키는 선택촉매환원

법(SCR)이 가장 일반적이지만, SCR 촉매의 활성에는 300 ℃ 이상의 고온이 필요하기 때문에

상온에서는 사용할 수 없다. 또한 NOx대기 중 비율이 높은 일산화질소(NO) 가스의 흡착 효과

가 높지 않고 VOC에 대한 흡착효율도 낮기 때문에 VOC와 NOx의 동시 처리에는 부적합하다.

최근 몇 년간 이산화티탄(TiO2)의 광촉매 반응을 이용해 VOC와 NOx를 동시 산화시키는 연

구가 활발하게 이루어지고 있다. 이 기술의 원리는 TiO2 표면에 자외선을 조사했을 때 발생하

는 OH 라디칼과 산소 활성종을 이용해 오염물질을 산화․분해시키는 것이다. 그러나 오염물질의 특성에 따라 반응효율이 매우 차이가 많고, 특히 소수성인 NOx는 친수성인 TiO2 표면과의 흡

착성이 좋지 않기 때문에 제거율이 그다지 높지 않다.

이외에 NOx와 VOC를 상온에서 동시에 처리하는 기술에 대해서는 보고되고 있지 않기 때문

에 이들 오염물질을 상온에서 동시에 처리할 수 있는 기술의 개발이 꼭 필요하다.

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제 2 절 연구개발의 국내외 현황

VOC 처리방법은 크게 소각방법, 비소각 방법, 회수 방법으로 분류할 수 있다. 소각방법으

로는 열 연소법 (Thermal oxidizer)과 촉매 연소법 (Catalytic oxidizer), 농축 촉매 연소법

(Concentration and catalytic oxidizer), 축열식 촉매 연소법 (Regenerative thermal

oxidizer) 등이 있다. 열 연소법은 VOC를 800℃에서 연소시켜 처리하는 방법으로 고농도의

VOC를 처리하는데 적합하다. 촉매 연소법은 250~400℃에서 승화시킨 기체 상태의 VOC에

촉매를 가하여 무화염 저온 연소시켜 연소 시 발생되는 열을 열교환기를 이용하여 회수하는

방법이다. 농축 촉매 연소법은 저농도의 VOC를 농축시킨 후 촉매를 이용하여 무화염 저온연

소 시켜 연소 시 발생되는 열을 열교환기를 이용하여 회수하는 방법이다. 축열식 촉매 연소법

은 축열에 의한 직접 열교환 방법으로 VOC가 연소될 때 발생되는 열을 축열재를 이용하여 축

열시키고 이 열로 VOC를 승화시켜 연소시키는 방법이다. 이러한 연소법은 부하변동이 심하고

저 농도, 저 유량일 경우에는 비경제적이며, 비교적 대형 시스템이어서 설비 확장이 어렵다는

단점이 있다. 또한 배가스 중에 난분해서 VOC 존재 시 연소반응의 온도가 높아져 운전비 및

초기 투자비가 많이 드는 단점이 있다.

비 소각 방법에는 활성탄 흡착법, 액상 촉매 제거법, 바이오 필터법 등이 있다. 활성탄 흡

착법은 대표적인 흡착제인 활성탄을 이용하여 VOC를 흡착시켜 처리하는 방법으로 저농도의

VOC 처리에 유리하나 활성탄 사용에 따른 유지 관리비가 많이 든다. 활성탄을 재생하여 사용

하는 경우에는 재생 처리 시설의 설비 투자비가 상승한다. 액상 촉매 제거법은 VOC를 액상

촉매에 접촉시켜 촉매에 의한 산화, 환원 반응으로 완전 분해 하지만 수용성 가스에만 적용할

수 있다. 흡착법은 소각 방법에 비해 설치비 및 운전비가 적게 들며, 흡착제에 흡착된 VOC가

고가일 경우에는 회수하여 판매가 가능하다. 그러나 흡착제를 이용하여 VOC를 제거하기 때문

에 배가스 중에 포함된 케톤, 알데히드, 에스테르와 같은 VOC가 활성탄 표면에서 고분자화 되

어 흡착제의 미세 기공을 막아 흡착기능을 저하시키는 피독 현상(Poisoning)이 발생할 수 있

다. 또한, 흡착된 VOC 처리 및 처리 용량이 작기 때문에 유량이 큰 배가스 처리에는 부적합하

다. 바이오 필터법은 섬유에 미생물을 부착하거나 토양에 주입하여 미생물에 의해 VOC를 분

해하는 방법으로 VOC를 미생물의 에너지원으로 사용할 수 있도록 특별한 환경을 제공하여야

한다. 따라서 바이오필터 장치는 물에 대한 용해도가 높고 저분자량 화합물 제거에 적합하다.

바이오필터를 통해 효과적인 제거가 가능한 혼합물로는 알칸류, 알코올, 알데히드, 케톤, 석유

증류제품, 비 할로겐 방향족 등을 들 수 있다. 바이오 필터법의 특징은 천연물질을 여과제로

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사용하여 투자비와 운영비가 비교적 저렴하고, 저농도의 배가스에 유리하며, 장시간 운영할 경

우 비용 절감 효과를 얻을 수 있는 장점이 있다. 그러나 할로겐 화합물 등과 같은 VOC를 처

리할 경우 장치가 대형화되어 처리 효율도 낮아지고, 미생물의 배양에 필요한 조건이 유지되지

못하면 처리가 중지되는 문제가 발생할 수 있다.

회수방법으로는 K-filter 법, 초저온 응축 회수법, 냉각 응축법 등이 있다. K-filter 법은

입자형태의 활성탄 대신 섬유상 활성탄을 이용하여 VOC를 흡착한 후 탈착하여 응축시켜 용제

를 분리, 회수하는 방식이다. 초저온 응축 회수법은 액체질소, 냉동기 냉매를 이용하여 열교환

기 내에서 배출되는 VOC를 급격히 냉동시켜 회수하는 방법으로 유량이 작은 가스와 고농도에

적합한 방법이다. 하지만 냉동기, 증발기, 열교환기, 액체질소 저장 탱크 등의 부대설비가 많이

필요하다는 단점이 있다. 냉각 응축법은 일정 온도에서 포화된 증기가 포화온도보다 더 낮은

온도에 있는 표면과 접촉하면서 응축되는 현상을 이용하는 방법이다.

자동차에 적용할 수 있는 VOC 처리 방법 중 가장 보편적인 방법은 통풍과 흡착법이다.

통풍은 자동차 시내에 Fan을 설치하여 VOC를 처리하기 때문에 VOC가 대기 중으로 유출되어

2차적인 대기오염의 원인이 될 수 있다. 흡착법은 필터나 활성탄 등의 흡착제를 이용하여

VOC를 저감한다. 흡착법은 VOC를 완전히 제거하는 것이 아니라 흡착제로 이동시키는 역할만

하기 때문에 탈착에 의한 2차적인 대기 오염의 가능성이 있고 VOC를 흡착한 흡착제의 재생

을 위한 설비가 필요하다는 단점이 있다. 이러한 방법의 대안으로 광 에너지를 이용한 광촉매

산화 처리법이 많이 연구되고 있다. 광촉매를 이용하여 저농도 VOC를 저감하는 방법은 최종

분해 산물이 CO2와 H2O로 완전히 분해되어 인체에 무해하고 2차 오염원으로 작용할 가능성

도 없는 방법이다. 많은 광촉매 제품들이 시판되고 있지만 현재까지 빛에너지로 자외선을 이용

해야 한다는 문제점에 봉착하였고 이에 대한 연구가 진행되어야만 한다.

생활 폐기물과 사업장 폐기물 처리시설에서 뿐 아니라 발전설비, 보일러 등의 시설에서 에

너지전환을 위한 화석연료들의 연소 및 가스화가 증가되고 있다. 이러한 상황에서 미국, 일본

및 서구유럽에서 연소와 화석연료의 가스화에 의해서 발생되는 Dioxin과 CO, CO2, NOx,

NH3, SOx 등의 배출물질들을 감소시키기 위한 여러 가지 연구들이 수행되어 왔다. 특히,

Nitric Oxide(NO), Nitrogen Dioxide(NO2)와 SO2는 초기 연구에서 화석연료의 소비로 인하

여 대기 중에 배출되어지는 대부분의 유해가스 중에서 가장 중요한 관심사였다. 연간 NOx의

배출량 및 배출원에서 배출되는 가스양은 증가됨을 알 수가 있다. 이 가스들은 도시 내의 스모

그나 산성비를 야기하여 주민들의 건강악화를 유발하여 대기 중에 NOx가 고농도로 존재할 시

에 기도손상, 시력 악화뿐 아니라 치명적인 병도 야기하는 것으로 알려져 있다. 그러나 오랜

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기간 동안 이루어진 지속적인 연구로 다양한 기술들이 제안되었고 적용됨에도 불구하고 NO,

NO2 와 Dioxin의 배출제어는 어려운 과제로 남아있다.

NOx의 경우에는 두 가지 방법(건식법, 습식법)에 의하여 제거할 수 있다. 알칼리염을 이

용하는 습식 흡수법과 촉매분해, Selective Catalytic Reduction(SCR), Selective

Non-Catalytic Reduction(SNCR), Radiation, Adsorption과 다른 여러 가지 기술들을 이용

하는 건식법들이 그 방법들이다. 폐수 처리설비 등의 2차적인 오염물처리가 불필요한 간단한

공정구성이 가능하며, 유지비와 초기투자비가 낮은 건식법이 습식법에 비하여 보다 더 적합한

방법들로 보고되고 있으며, 일반적으로 촉매와 환원제를 이용한 SCR공정이 주로 사용되고 있

으며, 알칼리 흡수공정들은 NO와 NO2, SO2를 제거하기 위한 대부분의 상업적인 공정들로 적

용되고 있으나, 이러한 공정들 또한 각각의 장점 외에 여러 가지 문제점들을 가지고 있다. 이

공정들은 과도한 에너지의 소비와 복잡한 공정구성요소를 포함하고 있으며, SCR의 경우에는

촉매의 비활성화와 지속적인 교체비용, 환원제의 적절한 사용 등이 요구되는 단점이 있다. 기

존의 NO, NO2를 제거하는 방법으로 여러 가지 방법들에 대한 연구가 이루어졌으며, 복합공정

내지는 다른 방법으로 연구가 진행되고 있다. 활성탄을 이용한 흡착공정은 활성탄의 활성화된

표면적과 미세기공을 가진 구조적인 특성 때문에 여러 가지의 다양한 독성 가스들을 제거하는

데 있어서 높은 흡착능을 가진 것으로 알려져 있다 이런 공정들은 일반적으로 저비용 흡착제

로 알려진 Granular Activated Carbon(GAC)이 사용되어진다. 활성탄 공정은 낮은 전력을

소모하며, 초기설치에 필요한 공간이 비교적 적으며, 다른 공정들과 통합되어 사용되어 동시제

거에 적합한 공정으로 알려져 있다. 그러나 흡착공정들은 비교적 저농도에 적합하며, 고농도

오염물이 존재할 시엔 활성탄의 흡착능이 감소하는 것으로 알려져 있다. 그리고 흡착공정 운영

시에 환원제의 첨가나 다른 공정들과 비교하였을 때 낮은 deNOx 효율을 가지는 단점을 가지

고 있다. 따라서 활성탄을 이용한 흡착공정은 SCR/흡착공정의 복합공정에서 2차 처리시설로

운영되든지 다른 제거시설과 통합되어 기존 공정의 효율을 보완하면서 운영되어 질 때 대단히

유효한 공정으로 운영되어질 수 있다. 기존의 단순한 흡착탑에서 운용되어지는 GAC만을 가지

고는 NO와 NO2 의 흡착에 효과를 달성할 수 없으므로, 이러한 GAC를 가지고 비표면적이나

활성탄의 표면을 수정하여 NOx제거 효율을 향상시키기 위한 연구개발이 이루어지고 있다. 여

러 가지의 침착물질들이 활성탄효율향상을 위해 연구되고 있으며 적정 조건에서 NOx 제거효

율이 얻어질 수 있다고 보고되고 있다.

고정층 흡착탑을 이용한 공정은 값싼 흡착제로 분류되는 탄소재료가 주로 사용되며, 설비

가 간단하므로 기존 공정에 쉽게 삽일 설치할 수 있기 때문에 흡착질에 대한 제거 효율을 끌

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어올릴 수 있다면 매우 효율적인 공정으로 알려져 있다. 현재까지 대체적으로 일반 입상 활성

탄 (Granular Activated Carbon, GAC)을 이용한 약산성, 약염기성, 중성으로 이루어진 유기

화합물의 흡착에 대해서는 많은 연구가들에 의해 큰 진보를 가져왔다. 특히 휘발성 유기화합물

인 VOCs에 대해서 이미 상업적 처리기술로써 상당한 진보를 해왔다. 그러나 NOx, SO2, HCl,

악취류 (H2S, NH3)등을 비롯한 각종 강산성 및 강염기성을 띄는 무기화합물계의 가스 및 중

금속등에 대해서는 흡착능을 제대로 발휘하지 못하여 상업적으로 적용하기에는 불가능한 실정

이다. 따라서 수년전부터 GAC의 단점을 보완할 수 있도록 GAC에 화학적 활성을 부여하여 각

종 유해가스에 대해 선택적 흡착능을 지니는 첨착활성탄이 큰 관심을 불러일으키고 있다.

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제 3 절 연구개발 대상 기술의 차별성

단파장자외선은 공기 중의 산소와 수분의 광분해 반응을 일으켜 강력한 산화제인 OH라디칼

과 오존 등 다양한 산소활성종이 생성시키는 능력을 가지고 있다. 이러한 반응 활성종은 NOx

및 VOC와 반응하여 NOx는 HNO3로, VOCs는 CO2로 각각 산화시킬 수 있다. 다만, 제거효율이

반응활성종과 오염물질과의 반응 접촉시간에 크게 의존하고, 또한 유해한 중간생성물이 발생할

가능성이 있다는 것이 실용화를 위해 극복해야 할 기술적 문제이다. 따라서 이러한 기술적 한

계를 극복하기 위해서 본 연구 과제에서는 1차적으로 단파장자외선을 지속적으로 조사함으로써

VOC와 NOx를 효율적으로 산화제거하며, 섬유성 활성탄 및 제올라이트, MnO2 촉매를 이용한

흡착을 유도하고 흡착 촉매들의 파과 시간이 짧은 단점을 보완하기 위하여 2차적으로는 단파장

자외선과 TiO2 광촉매간의 반응에서 발생되는 OH*을 VOC와 NOx와 반응시켜 산화 제거시키

며, 단파장자외선에서 발생되는 오존은 오존제거용 MnO2 촉매층에서 완전 산화제거하는 동시

에 오존 산화제거시 발생하는 O*이 잔여 VOC 및 NOx를 최종 제거하는 하이브리드 기술이다.

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제 2 장 연구개발의 목표 및 내용

제 1 절 연구의 최종목표

본 연구과제의 최종 목표는 차량 부착용 공기정화 장치를 위하여 필수적인 핵심 기술인 도시

대기오염물질인 질소산화물 및 휘발성 유기화합물의 상온 동시 처리가 가능한 분해 기술을 개발하

는 것이며 정량적 목표로서는 총 휘발성 유기화합물(TVOC) 농도를 500 ug/m3 → 50 ug/m3 미

만, NO 2000 ppb → 50 ppb 미만으로 저감하는 기술을 개발하는 것을 목표로 한다.

이를 위하여 ① 단파장자외선에 의한 NOx/VOC 광산화 분해 효과를 조사하며, ② VOC와

NOx의 동시 흡착 및 분해생성물의 처리가 가능한 고기능성 필터를 개발하고, ③ 초소형/고효율 단

파장자외선 램프와 고기능성 필터를 적용한 공기 청정장치 시작품을 제작해 NOx/VOC의 동시 제거

성능을 실험적으로 검증하는 것이고, 최종적으로 본 기술의 실용화 추진의 가능성을 검토하는 것이

다. 또한 추가적으로 NOx/VOC 흡착처리 시 기능성 필터들의 파과 시간이 짧다는 단점을 보완하고

또한 광산화 분해 효과를 더욱 증대시키기 위한 방법으로 고효율과 고활성의 광촉매를 자체 합성하

고 이를 통한 여러 기술을 혼합한 하이브리드 기술을 적용하여 좀 더 우수한 기술을 개발하는 것이

다.

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제 2 절 연도별 연구개발의 목표 및 평가방법

연도(연차) 연구개발의 목표 평 가 방 법

2007-2008

(1차년도)

단파장자외선 조사에 의한 NOx/

VOC의 광산화 분해 효과 조사

단파장자외선에 의한 NOx/ VOC 동시

분해 효과의 정도(목표치 VOC 30%,

NOx 50%)

NOx 및 VOC의 광분해 생성물의

정량적 평가 방법 도출

분해 생성물 평가 방법의 과학적 타당

성

VOC/NOx의 동시 흡착 기능을 가진

필터 개발

VOC/NOx 동시 흡착 효과(TVOC:500

-> 50 μg/m3, NOx:2000->50 ppb

미만)

분해생성물의 처리방안 연구VOC 분해생성물 및 오존의 완전 제거(

목표치: 오존 제거율 99%)

2008-2009

(2차년도)

초소형․고출력 단파장자외선 제작 및 적용방법 연구

단파장자외선의 소형화 제작 가능성 여

부

자동차 부착용 공기청정 모듈 설계 자동차로의 부착 용이성

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제 3 절 연도별 추진체계

1차년도

(2007년)

NOx와 VOC 제거 광 반응기 설계 및 제작

운전조건별 분해 특성 및 반응 메커니즘 조사

분해생성물 조사 및 정량적 평가(물질수지)

Zeolite/ACF 필터에 의한 VOC와 NOx 동시 흡착 연구

Zeolite/ACF/MnO2 필터에 의한 VOC/NOx 및 분해생성물 제거

효과 실험

2차년도

(2008년)

초소형․고효율 단파장자외선 제작

차량 부착용 공기청정 유닛 설계

NOx, VOC 동시 제거

실험

압력 손실 평가 및 대책 연구

차량용 공기정청 장치 개발

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제 3 장 연구개발 결과 및 활용계획

제 1 절 연구개발 결과 및 토의

광촉매가 유기물을 분해하는 과정은 산화 ․ 환원에 의한 화학적인 분해이다. 광촉매는 띠간격 에너지 이상의 에너지를 가진 및을 받아야만 광촉매의 역학을 수행할 수 있다. 대략 4.0 -

2.5 eV 정도의 띠 간격 에너지 차이를 갖는 화합물이 광촉매로 사용되는데, 광촉매가 띠 간격

이상의 에너지를 지닌 빛을 조사하게 되면 전자가 채워져 있는 가전자대의 전자가 및 에너지

를 흡수하여 비어있는 전도대로 여기(excited)되어 전도대에는 전자가 생기고, 가전자대에는

전자가 빠져나간 자리에 정공이 발생하게 된다. 이 전자와 정공은 한 쌍(electron-hole pair)

으로 존재하며 강력한 환원력과 산화력을 지닌다. 주로 400nm이하의 UV(ultraviolet) light

영역의 빛 에너지를 흡수한 광촉매는 전자 ․ 정공 쌍을 생성된다. 광촉매가 띠 간격 에너지 이상의 빛을 조사받아 전도대로 여기된 전자는 촉매 표면에 흡착

된 산소를 환원시켜 Superoxide ion을 형성한다. 이렇게 형성된 산소 이온은 촉매 표면에 흡

착된 유기 화합물을 분해시킨다. 반면 가전자대에 형성된 정공은 촉매 표면에 흡착된 물을 산

화시켜 Hydroxy radical을 형성하고 이렇게 형성된 라디칼은 촉매 표면에 흡착된 유기 화합

물을 분해시킨다. 빛을 받아 생성된 전자 ․ 정공 쌍은 강력한 유기물 분해, 즉 산화 ․ 환원 작용에 의하여 유기물을 물과 이산화탄소로 분해시킨다.

광분해 과정을 살펴보면, 먼저 TiO₂광촉매에 광이 조사되면 전자가 여기되어 전자 ․ 정공쌍이 생성된다.

전자와 정공에 의하여 다음과 같은 과정이 일어나게 되고

→

→∙

→∙

→

→

→∙

- 28 -

∙→

→∙

이렇게 생성된 OH radical에 의하여 다음 반응으로 유기물이 분해된다.

∙→

유기물의 광분해 과정과 비슷하게 톨루엔 및 벤젠의 광분해 메커니즘도 유사한 과정을 거

친다. 80 - 500 ppm 정도의 벤젠과 톨루엔의 TiO2에 의한 광분해 실험을 하여 벤젠의 광분

해 메커니즘을 연구한 논문들에 따르면 phenol, hydroquinone(1,4-dihydroxybenzene),

1,4-benzoquinone, propanedioic acid, formic acid, acetic acid) 같은 중간 생성물 검출되

었다고 보고되었다.

광촉매의 산화 ․ 환원에 의한 유기물 분해의 기능은 환경정화 분야에서 수중이나 공기 중의 오염물질을 정화시킨다. 오염물질의 분해 반응은 대부분 산화 반응이므로 가전도대에서 발생하

는 정공의 산화력이 클수록 유기물의 분해가 잘 일어나는데, 이렇게 발생한 정공은 각종 유기

물을 분해할 뿐만 아니라 NOx, SOx를 제거하는 데에도 탁월한 효과가 있다. 이를 바탕으로

국내에서도 터널이나 도료에 광촉매를 사용하여 자동차 배가스 저감을 도모하고 있다. 또한,

광촉매의 산화 ․ 환원력은 항균, 살균, 방취기능을 부여하기도 한다. 일반 항균제는 항균력이 있는 물질이 박테리아와 접촉했을 때 효과를 나타내지만 광촉매는 촉매 표면에서 빛을 받아

전자가 계속 이동하므로 표면에 정공이 널리 분포하여 박테리아와의 접촉 가능성이 높아 항균,

살균, 방취 능력이 기존 항균제에 비해 뛰어나다. 또한 일반 항균제의 경우 시간이 지남에 따

라 항균력이 둔화되지만 광촉매의 경우 설치 후 기능이 반영구적으로 유지되므로 유지 보수비

가 소요되지 않는다.

광촉매로 사용될 반도체 물질은 광학적 활성이 있어야 하고, 가시광선이나 자외선 영역의

빛을 이용할 수 있어야 하며, 생물학적 ․ 화학적으로 안정하여야 하며, 광학적으로 인정한 물질이고, 가격 또한 저렴하여야 한다. 광촉매로 ZnO, WO3, SnO2, ZrO2, TiO₂ 등의 금속 산화물

이 이용되고 있지만 실제적으로 광촉매로 실용성이 있는 물질은 그 종류가 제한되며, 그 중에

서도 TiO2는 VOC 등 오염물질의 분해반응에 있어서 다른 물질들보다 뛰어난 성능을 보이기

때문이다. 이는 오염물질 분해에 가장 중요한 산화력이 크고, OH 라디칼 생성을 통한 간접산

화 반응, 그리고 O2에 의한 전자 제거 반응 등이 가능하기 때문이다. 또한 TiO2가 화학적, 광

- 29 -

학적으로 안정하기 때문이다. TiO2는 강산, 강알칼리 조건에서 모두 안정하며 빛이 조사되는

조건 하에서 전하쌍이 고체격자 이온들과 직접 반응하여 촉매를 분해시키는 광 부식 현상이

없다. 이러한 화학적 안정성 때문에 TiO2는 독성이 거의 없고 의약품에 흰색을 착색시킬 필요

가 있을 경우 첨가되기도 하는 등 인체에 무해하다. 또한 TiO2는 지구상에 풍부하게 존재하여

가격이 싸고, 촉매 제조에 특별한 경험이 없어도 실험실 내에서 쉽게 합성을 할 수 있다는 장

점이 있다.

TiO2는 흔히 흰색 분말 상이며 액상 반응에서는 콜로이드나 분산 형태로, 기상 반응에서는

지지체에 박막으로 코팅하여 사용되고 있다. TiO2는 거의 모든 재질의 지지체에 코팅할 수 있

는 기술이 연구되고 있다. TiO2의 결정상은 anatase, rutile, brookite의 세 가지이다. 이중에

서 brookite는 불안정한 상태이기 때문에 대부분의 TiO2 분말은 rutile 또는 anatase 상으로

존재한다. Anatase는 rutile보다 더 큰 약 3.23eV의 띠간격 에너지를 가진다. 따라서 전자 ․ 정공의 재결합 속도가 느리기 때문에 광분해 활성이 우수하여 광촉매로써 가장 널리 사용되고

있는 결정형이다. 세로로 길쭉한 직사각형 모양을 하고 있으며 경도, 밀도, 색, 광택, 특성이

rutile과 거의 흡사한 결정형이며 결정 간 점 접촉 구조로 이루어져 있다. Rutile은 세 가지 결

정 형태 중에서 가장 일반적인 형태로 약간 넓은 직사각형의 구조를 하고 있다. 백색의 고체로

안료나 페인트의 원료로 주로 사용되며 약 3.02eV의 띠 간격 에너지를 갖으며 결정 간에 선

접촉 구조로 이루어져 있다. 또한 세 가지 결정상 중에서 가장 열적 안정성이 우수하기 때문에

고운에서 anatase, brookite 상이 rutile 상으로 상전이 된다. Anatase와 rutile 상은 광 활성

을 지니고 있지만 brookite는 광 활성이 없다.

현재 TiO2는 다양하게 시중에 판매되고 있다. 분말제품 형태로 Degussa P-25, Hombikat

UV 100, Aldrich Anatase, Millenium PC 100, Ishibara ST-01 등이 있다. 대부분

anatase 상이 주를 이루고 있고, 그 중 Degussa P-25가 가장 널리 사용되고 있다. Degussa

P-25는 anatase와 rutile 상이 8 : 2의 비율로 혼합되어 있으며 nm 단위의 크기로 제조되고

있다.

TiO2 광촉매를 제조하는 방법에는 여러 가지 방법들이 존재한다. Chloride method,

Sulfate method, Alkoxide method 등이 대표적이고, 가장 널리 사용되는 방법은 기상 제조

법인 Chloride method이다.

Chloride method는 증기압이 높고, 반응성이 비교적 큰 휘발성 금속 염화물, 옥시 염화물

등의 기체를 973-1273K에서 수증기와 산소/공기 또는 일산화탄소/공기의 산화 분위기에서

산소 분해하여 다음의 반응식 (1)과 (2)와 같이 금속 산화물을 얻는 방법으로

- 30 -

vapor-method법이라고도 한다. 반응이 고온에서 이루어져 anatase와 rutile이 동시에 생성되

며, 고순도의 분말을 얻을 수 있는 방법이다. 현재 상업적으로 생산되고 있는 Degussa P-25

도 이 방법으로 제조되어 anatase와 rutile이 섞여 있는데, Degussa P-25 TiO2는 여러 연구

자들의 실험 결과에서 높은 광분해 효율을 보이고 있는 것이 확인되었다.

→

→

Sulfate method는 티탄철광(FeTiO3, ilmenite) 같은 티타늄 무기물을 황산에 용해한

TiOSO4(titanium oxysulfate)가 염기에서 중화되어 TiO2 ․ nH2O(hydrated titanium oxide)가 되면 하소(calcine) 처리하여 anatase와 rutile 상의 광촉매를 제조하는 방법이다. 이 방법

은 황산염 이온이 중간 생성물로 남게 되고 이를 제거하는 방법이 어렵다고 알려졌다. 하소 과

정을 sulfate method라 명명하여 이 방법을 sulfate method라 한다.

Alkoxide method는 실험실 상에서 광촉매를 제조하는 대표적인 방법이다. 전구체 용액을

이용하여 가수 분해 및 중 ․ 축합 반응을 통하여 1μm 이하의 크기를 지닌 콜로이드 입자가 분산된 sol 상태의 화합물을 만든 후 이 입자들을 3차원적으로 결합된 구조의 gel을 형성시킨

다음 소성하여 산화물 또는 복합 산화물로 만드는 제조 방법이다. 이렇게 sol과 gel을 형성하

여 sol-gel 제조 방법의 출발 물질로 사용하는 전구체는 주로 가용성의 알콕사이드를 사용하

는데, 금속 알콕사이드는 쉽게 가수 분해, 중합되고 유기 용매에 잘 녹고, 입자 성장 시 화학

반응에 의한 속도 조절이 가능하다는 장점이 있다. Sol-gel법을 이용하면 화학적으로 균질하

고 고순도의 분말 제조가 가능하나 금속 알콕사이드의 가수 분해 반응 속도가 빨라, 이를 조절

해야 하고 가격이 비싸다는 단점이 있다. TiO2 광촉매 제조에 사용하는 금속 알콕사이드로는

TTIP(Titanium isopropoxide)를 주로 사용한다.

이 외에도 다양한 방법으로 TiO2 광촉매를 제조하고 있다. Titanium oxysulfate와

alkaline nitrate를 603-703K에서 반응시켜 직접 anatase상의 TiO2를 얻을 수 있다.

- 31 -

NO, NO2

Electrical furnace

Water saturator

NOx analyzer

HNO3 scrubber

Vent

FLOW

FLOW

Air, N2

FLOW

Heating tape

TC

Air, N2

Vent

NO, NO2

Electrical furnace

Water saturator

NOx analyzer

HNO3 scrubber

Vent

FLOW

FLOWFLOW

Air, N2

FLOWFLOW

Heating tape

TC

Air, N2

Vent

Fig. 3. 1 Schematic diagram of the experimental apparatus for NOx removal using

UV254+185 nm lamp.

1. 단파장 자외선에 의한 NOx 광산화 분해 제거

단파장자외선(UV254+185 nm)은 고유 특성상 오존이 고농도로 발생하며 본 연구에서 사용된

반응기 내부에서도 고농도의 오존이 발생한다. Jeong 등[13]은 단파장자외선의 오존 발생 특

성을 이용하여 질소산화물을 제거하는 연구를 수행하였는데 산화력이 강한 오존만으로도 수십

ppm 수준의 질소산화물을 짧은 체류시간(7-18초)동안 산화제거할 수 있다는 연구결과를 발

표하였다. 결국, 단파장자외선만으로도 NOx 및 VOC를 어느 정도 제거할 수 있으므로 본 연구

에서는 비교적 측정이 용이한 NOx를 대상으로 단파장자외선 조사에 의한 NOx 제거에 관한

실험을 수행하였다.

Fig. 3. 1은 단파장자외선(UV254+185 nm)에서 발생되는 오존을 이용하여 대표적인 질소산화

물인 NO를 제거하는 실험 장치를 도식적으로 나타낸 그림이다. 반응가스의 습도를 조절하기

위해 초순수를 버블링시켜 반응가스와 혼합하여 습도계(Testo 623 Co. Ltd.)로 반응가스의

습도를 측정하였다. 자외선램프는 254 nm를 대부분 방출하지만 약 5%는 185 nm 파장을 방

출하는 단파장자외광 램프(G12T5VH, Philips Co. Ltd.)를 사용하였으며 파장 강도는 30 μ

- 32 -

0

10

20

30

40

50

0 500 1000 1500 2000

Irradiation time (sec)

NO, or NO2 concentration (ppm)

0

20

40

60

80

100

NOx removal efficiency (%)

UV lamp_ On

NO

NO2

NOx removal efficiency

Fig. 3. 2 Time course behavior of NO removal with UV irradiation. Residence time,

12 s; NO concentration, ca. 42 ppm; Relative humidity, ca. 40%; O2

concentration, 20%; Reaction temperature, 25˚C.

W/cm2이다. 반응가스의 NOx 농도는 NO와 NO2를 구분하여 측정할 수 있는 가스분석기

(QUINTOX, Kane-May Co. Ltd.)를 이용하여 측정하였다. 한편, NO 가스의 산화반응에 의

해 생성되는 물질을 조사하기 위해 촉매 반응기 후단에 초순수를 넣은 임핀저를 3단으로 설치

하여 반응가스를 0.06 ㎥/hr의 유량으로 20분간 통과시켜 포집실험을 수행하였다. 임핀저에서

생성물 포집 효율을 높이기 위해 얼음이 채워진 상자에 임핀저를 설치하여 임핀저 온도를 5℃

이하로 유지하였으며 포집이 완료된 용액은 이온크로마토그래피로 NO3- 농도를 분석하였다.

NO 가스의 산화반응에 의해 생성되는 NO3-는 용해도가 높아 실험 장치를 구성하고 있는 연

결관 및 밸브류 등에서 수분에 녹아 손실될 수 있다. 따라서 반응 초기에는 배출가스 중에

NO3- 농도가 낮지만, 시간경과에 따라 촉매 및 실험 장치에 부착되는 NO3

-이 포화되면 배출

가스 중 NO3-의 농도가 일정하게 유지된다. 본 실험에서는 배출가스 중에 포함된 NO3

-의 농

도를 일정 시간동안 주기적으로 분석하였고, NO3-농도가 일정하게 유지되는 것을 확인한 후

NO3-농도를 정량화하여 물질수지를 산정하였다. 한편, 자외선램프에서 발생되는 오존이 가스

- 33 -

0

20

40

60

80

100

5 9 13 17 21

Residence time (second)

Ozone concentration (ppm)

Without NO

With NO

Fig. 3. 3 Ozone concentration formed from UV irradiation with and without NO

feeding.

분석기에 유입되면 NOx 농도 분석에 영향을 미치게 되므로, 오존은 일반적으로 350℃ 이상에

서 열분해되는 특성을 이용하여 생성가스가 가스 분석기에 유입되기 전에 생성가스를 400℃

로 온도가 유지되는 전기로에 통과시켜 오존에 의한 NOx 농도 간섭 효과를 방지하였다.

Fig. 3. 2는 NO 42 ppm을 UV 반응기에 통과시켰을 때 경과시간에 따른 NO 및 NO2 농

도 및 NOx 제거율을 나타낸 그림이다. 수분이 포함된 반응가스에 UV254+185 nm가 조사되면 아

래의 반응식들에 의해 O3, OH* 등이 발생할 수 있다.

H2O + hv →H + OH• (3. 1)

O2 + hv (

- 34 -

HNO3

(61.2 %)

NO2

(38.0 %)

0.7%)

Unknown

(0.8%)

Fig. 3. 4 Mass balance calculated from NO oxidation products analysis.

Residence time, 12 s; NO concentration, ca. 42 ppm; Relative

humidity, ca. 40%; O2 concentration, 20%; Reaction temperature,

25˚C.

그러므로 NO는 오존과 반응하여 NO2로 산화되고 OH*이 존재할 경우에는 NO3

-로 산화되

게 된다. 결국 Fig. 3. 2와 같이 NO가스는 자외선램프에서 발생된 오존과 반응하여 NO2로 산

화되며 NOx 제거율은 약 62%였다.

Fig. 3. 3은 UV 반응기를 통과하는 반응가스 유량으로 반응가스 체류시간을 변경시켰을 때

생성가스의 오존 농도 와 반응가스에 NO를 42 ppm 혼합하여 통과시켰을 때 생성가스중의

오존 농도 변화를 나타내는 그림이다. 체류시간이 약 7초 정도로 짧을 때는 오존이 거의 발생

되지 않지만 체류시간 길어질수록 오존 농도도 증가하여 체류시간이 18초일 때는 오존농도가

74 ppm까지 증가하였다. 반면, 반응가스에 NO를 42 ppm 혼합하여 UV 반응기를 통과시키면

UV 램프에서 발생되는 오존과 NO가 반응하여 오존 농도가 줄어들게 되는데, 오존 농도의 감

소폭이 NO 농도의 감소와 거의 같은 수준인 것을 보면 오존가 NO가 같은 비율로 반응하여

오존 농도가 줄어드는 것으로 판단된다.

Fig. 3. 4는 반응가스의 체류시간이 12초, 상대습도 40%, NO 농도 42 ppm에서 실험장치

후단에서 가스분석기로 측정한 NOx와 임핀저에 포집된 물질을 이온크로마토그래피로 분석한

결과를 나타내는 그림이다. NO와 오존의 반응으로 NO가 NO2로 산화되고, UV 반응기에서 발

생된 산소 라디칼이 NO2와 반응하여 NO3-가 생성되어 임핀저에 포집된 것을 알 수 있다. UV

반응기에 의한 NOx 제거율은 약 61%였고 산화 제거된 물질은 수용성이 강한 NO3-였다.

- 35 -

0

20

40

60

80

100

0 20 40 60 80

Relative humidity (%)


0

10

20

30

40

NO2 concentration (ppm)


NO2

Fig. 3. 5 Effect of relative humidity on the total NOx removal. Residence time, 12 s; NO

concentration, ca. 42 ppm; O2 concentration, 20%; Reaction temperature, 25˚C.

Fig. 3. 5는 반응가스 중 NO 농도가 42 ppm, 반응가스 체류 시간 12초에서 반응가스의

상대습도를 0-80%로 변경시켰을 때 생성가스 중의 NO2 농도와 NOx 제거율을 나타내는 그

림이다. 상대습도가 0%일 때는 UV 램프에서 발생되는 오존 농도는 높지만 반응가스 중에 수

분이 없으므로 OH*가 거의 발생되지 않아 NOx 제거율이 상당히 낮은 것으로 판단된다. 하지

만. 상대습도가 높아지면 반응가스 중에 수분량이 많아져 OH* 발생량이 많아지고 결국 NOx

제거율도 증가하게 된다. 그런데, 상대습도 40% 이상에서는 NOx 제거율에 거의 변화가 없는

데, 이것은 수분량 증가에 따른 OH* 발생량에 어느 정도 한계가 있는 것으로 판단된다.

Fig. 3. 6은 반응가스의 체류시간이 12초이고 상대습도가 40%일 때 반응가스 중 NO 농도

에 따른 NO2 농도와 NOx 제거율 변화를 나타낸 그림이다. NO 농도가 낮을 때에는 NO2 발생

량은 적어지고 NOx 제거율은 100%에 가까웠지만, NO 농도가 높을수록 생성되는 NO2 농도

가 높아지고 NOx 제거율은 낮아졌다.

Fig. 3. 7은 반응가스의 상대습도가 40%이고 NO 농도가 10, 43 ppm일 때 반응가스의 체

류시간에 따른 NO2 농도와 NOx 제거율을 나타내는 그림이다. NO 농도가 10 ppm일 때는 체

- 36 -

0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Inlet concentration (ppm)


0

10

20

30

40

50



NO2

Fig. 3. 6 Effect of inlet NO concentration on total NOx removal. Residence

time, 12 s; Relative humidity, ca. 40%; O2concentration, 20%;

Reaction temperature, 25˚C.

류시간이 짧더라도 NOx 제거율이 80% 이상으로 상당히 높았지만 NO 농도가 43 ppm일 때

는 NO2와 OH*의 반응 정도가 체류시간에 상당히 영향을 받게 되어 체류시간이 7.3초일 때

NOx 제거율이 37%인 반면 체류시간이 18.5초일 때는 90%였다. 결국 NOx 제거율을 높이기

위해서는 낮은 NO 농도와 긴 체류시간이 유리한 것으로 판단된다.

Fig. 3. 8은 반응가스의 상대습도가 40%, NO 농도가 40 ppm, 반응가스 체류시간이 12초

일 때 반응가스 온도에 따른 NOx 제거율을 나타내는 그림이다. 반응가스 온도가 100℃ 미만

에서는 반응가스 온도가 상승함에 따라 NOx 제거율도 서서히 증가하는 경향을 나타내지만 반

응가스 온도 100℃ 이상에서는 NOx 제거율이 오히려 감소하는 경향을 나타낸다. 반응가스 온

도가 100℃ 미만에서는 반응가스 온도 상승으로 반응물과 반응 활성종의 충돌 횟수가 증가하

여 NOx 제거율이 상승하는 것으로 판단된다. 하지만, 100℃ 이상에서는 반응 가스 온도 상승

으로 체류시간이 감소하는 영향 때문에 NOx 제거율이 오히려 감소하는 것으로 판단된다. 본

실험에서 반응가스 온도가 25℃일 때는 반응가스의 체류시간이 12초인 반면 반응가스 온도가

100℃이면 반응가스 체류시간은 9.3초로 감소하였다.

- 37 -

0

20

40

60

80

100

5 10 15 20

Residence time (second)


0

10

20

30

40

50


NO ca. 43 ppmNO ca. 10 ppm

Fig. 3. 7 Effect of residence time. Relative humidity, ca. 40%; O2 concentration, 20%

Reaction temperature, 25̊ C.(●), NOx removal efficiency from ca. 10 ppm NO

gas (○), NO2 concentration from ca. 10 ppm NO gas; (■), NOx removal

efficiency from ca. 43 ppm NO gas; (□), NO2 concentration from ca. 43 ppm

NO gas.

- 38 -

0

20

40

60

80

100

20 40 60 80 100 120 140

Reaction temperature(℃)


Fig. 3. 8 Removal efficiency of reaction temperature. Residence time, 12 s;

Relative humidity, ca. 40%; O2 concentration, 20% NO

concentration, ca. 40 ppm.

- 39 -

2. 단파장 자외선과 TiO₂(P-25)에 의한 VOC 및 NOx 광산화 분해 제거

가. 연구수행내용

본 연구에서는 단파장자외선 조사에 의한 VOC 및 NOx의 분해 특성에 대한 연구를 실시하

였다. 연구 수행 내용으로는 우선 단파장자외선 램프를 장착한 광 반응기를 Lab-scale 규모

로 설계․제작하고, 단파장자외선 조사에 의한 VOC와 NOx의 제거 효과를 각각 실험적으로 조사하였다. 또한 반응 분위기 가스의 종류를 변경하는 등 다양한 조건 하에서 제거 효과를 조사

함으로써 단파장자외선에 의한 광산화 제거 반응의 원리를 파악하였다. 한편 VOC와 NOx의

제거 효과를 증가시키기 위해 단파장자외선과 함께 광촉매를 활용하였다. 즉, 광촉매 인공광원

으로 단파장자외선을 이용했을 때 광산화 반응과 광촉매 반응의 동시 반응에 의한 오염물질

제거 성능의 증가에 대해 검토하였다. VOC와 NOx의 광산화/광촉매 제거 반응에 영향을 미칠

수 있는 반응조건 즉, 상대습도, 접촉시간, 초기농도 등의 변화에 따른 제거율을 자세히 조사

하였다.

본 연구에서는 또한 VOC와 NOx의 광산화 분해 반응에 의해 발생되는 분해생성물을 조사

하여, 분해생성물을 정량적으로 평가하였다. VOC의 경우는 분해 생성물 중 CO2 농도를 측정

하여 탄소의 무기화율을 조사하였고, 기타 알데히드 등의 유기 중간생성물의 발생을 자세히 검

토한다. 또한 NOx의 광산화 반응에서 생성 가능성이 있는 NO2-, NO3

-물질을 조사함으로써

NOx의 분해 메커니즘 및 물질수지를 연구하였다. 한편 광산화 분해과정에서 발생되는 오존과

같은 by-product의 제거 방법에 대해서도 조사를 실시하였다.

본 연구에서 실험대상 물질로서는 도로변 대기 중 VOC 중에서 농도가 상대적으로 높고,

산화분해가 상대적으로 잘 되지 않는 톨루엔을 선정하였고, 대기 중 비율이 높은 NO 및 NO2

가스를 각각 모델 물질로 선정하였다. Fig. 3. 9는 본 공기 유해물질 처리기술의 개념도로 조

대먼지 제거-광산화 NO 및 VOC 산화 분해-제올라이트 및 활성탄에 의한 잔류물 흡착 제거

단계 및 미세먼지 제거 단계 등으로 구성할 수 있다.

단파장자외광에 의한 유해물질 광산화 제거 원리는 Fig. 3. 10과 같다. 단파장자외광에 의

해 분해된 수증기 분자 및 산소 분자로부터 수산화기(OH) 및 오존(O3)에 의해 유기물이 분해

되어 이산화탄소 및 수증기가 생성되며, NO의 산화에 의한 질산화 전환 반응도 동시에 일어

난다.

- 40 -

Fig. 3. 9 유해물질 처리기술의 개념도.

Fig. 3. 10 단파장자외광에 의한 유해물질 광산화 제거 원리.

- 41 -

Toluene

standard gas

Humidifier

Gas

MixerKI denuder Vent

GC FID GC FID

with methane converter

with gas auto-sampler

Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Vent

HPLCTOC

analyzer

Clean Air

Ice bath

250 mm

TiO2-coated area UV lamp

Vent

Toluene

standard gas

Humidifier

Gas


GC FID GC FID





Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Vent

HPLCTOC

analyzer

Clean Air

Ice bath

250 mm


250 mm


Vent

GC/MS

- -

SEMS Ozoneanalyzer

NOxanalyzer IC

Toluene or

NOx

Toluene

standard gas

Humidifier

Gas


GC FID GC FID



Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Vent

HPLCTOC

analyzer

Clean Air

Ice bath

250 mm


Vent

Toluene

standard gas

Humidifier

Gas


GC FID GC FID





Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Impinger with

pure water

DNPH

catridge

Vent

HPLCTOC

analyzer

Clean Air

Ice bath

250 mm


250 mm


Vent

GC/MSGC/MS

- -

SEMS Ozoneanalyzer

SEMS Ozoneanalyzer

NOxanalyzer IC

Toluene or

NOx

Fig. 3. 11 단파장 자외선과 TiO₂(P-25)에 의한 VOC 및 NOx 광산화 분해 실험 장치.

나. 실험

(1) 실험장치 및 재료

본 연구에서 사용한 실험 장치를 Fig. 3. 11에 나타내었다. 본 광분해 반응기는 원통형 구

조로서 내부용적은 0.5 L 정도의 실험실 규모로 제작하였다 (Fig. 3. 12 참조). 반응기 내부

에는 광촉매를 코팅한 실린더를 5개 장착할 수 있는데, 본 실험에서는 광촉매를 코팅한 실린

더 3개와 코팅하지 않은 실린더 2개를 내부에 설치하였다. UV 램프는 반응기�

hybrid technology on no and voc oxidative removal in ...webbook.me.go.kr/dli-file/075/196618.pdf ·...

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