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자연 분해 과정을 모사한 토양 중 옥솔린산의 분해
Abstract
Oxolinic acid (OA), a quinolone-class antibiotic commonly used in domestic agriculture, exhibits low bioavailability, raising concerns about its potential environmental persistence. Residual OA in the environment can undergo partial degradation through natural processes, which are influenced by various factors. This study aimed to investigate the photodegradation and biodegradation patterns of OA under various environmental factors, including temperature, light intensity, soil usage, soil organic matter content (OM). Additionally, adsorption and desorption experiments were conducted to elucidate the relationship between OA degradation and its adsorption-desorption behavior in soil. In this study, two UV-A intensities (2.3 and 1.5 mW cm-2) and two temperatures (21.8 and 35.0°C) were applied to examine the OA degradation behavior. Biodegradation tests were conducted using soil samples with varying land uses (rice paddy, field) and OM (6.4% and 2.3%). Additionally, sorption tests were performed using the soil samples and OA solutions, followed by desorption tests on the OA-sorbed soil samples. In the photodegradation experiment, the OA degradation rate ranged from 16.6% to 51% across all conditions after 20 d. Compared to other antibiotics reported in previous studies, OA exhibited relatively slow photodegradation, and the variations in degradation rates under the tested experimental conditions were not statistically significant. In the case of biodegradation, similar degradation rates were observed in the field and rice paddy soils, with faster degradation occurring in soils with lower OM. The differing biodegradation patterns observed across soil samples could be partially explained by the adsorption-desorption characteristics of OA in soils. The degradation of antibiotics through simulated natural processes such as photodegradation and biodegradation did not exhibit consistent trends depending on the environmental factors or soil properties. This suggests that the degradation of antibiotics is a complex process influenced by various factors, including, but not limited to, environmental factors and soil properties. This study highlights the need for further research to better understand the behavior of residual antibiotics in soil environments.
Key words: Oxolinic acid, Residual antibiotics, Photodegradation, Biological degradation, Sorption
요약
국내 농업용 항생제 중 하나인 옥솔린산(oxolinic acid, OA)은 퀴놀론 계열의 항생제로서 생물학적 이용성이 낮아 환경에 잔류 위험성이 있다. 환경 중 잔류하는 OA는 자연분해 과정을 통해 일부 제거될 수 있고, 이러한 과정은 다양한 인자에 영향을 받는다. 본 연구에서는 다양한 환경인자(온도, 광 강도, 토양 용도, 토양 유기물 함량(organic matter content, OM))에 따른 OA의 광분해와 생물학적 분해 양상을 확인하고자 했다. 또한 토양에 대한 OA의 흡착 및 탈착 실험을 통해 OA의 분해와 흡･탈착의 관계를 확인하고자 한다. 본 연구에서는 두 가지 광 강도(2.3 및 1.5 mWcm-2의)와 온도(21.8 및 35.0°C) 조건에서 OA의 분해 양상을 확인하기 위한 실험을 진행했다. 또한, 토양 용도(논, 밭)와 OM(6.4% 및 2.3%)에 따른 OA의 생물학적 분해 양상을 확인하기 위한 실험을 진행했다. 더불어 대상 토양과 OA 용액을 이용해 흡착 실험을 진행한 후, 흡착된 OA의 탈착 실험을 진행했다. 광분해 실험의 경우, 모든 조건에서 20일 후 OA 분해율은 16.6-50.8%였다. OA는 기존 연구에서 보고된 다른 항생물질에 비해 광분해가 느린 편으로 본 연구에서 사용한 환경인자 조건에서는 조건에 따른 분해율 변화가 유의하지 않았다. 생물학적 분해의 경우, 밭 토양과 논 토양에서 분해율은 비슷하였고, OM이 낮은 토양에서 더 빠르게 분해되었다. 토양 특성에 따라 다른 생물학적 분해 경향은 토양에 대한 OA의 흡･탈착 특성으로 일부 설명할 수 있었다. 광분해와 생분해와 같은 자연 분해 과정 모사를 통한 항생제 분해는 환경 요인이나 토양 특성에 따라 일관된 경향을 보이지 않았다. 이는 항생제의 분해가 환경 요인과 토양 특성을 포함하되 이에 국한되지 않는 다양한 요인에 의해 영향을 받는 복잡한 과정임을 시사한다. 본 연구는 토양 중 잔류 항생물질의 거동을 이해하기 위한 추가 연구의 필요성을 보여준다.
주제어: 옥솔린산, 잔류 항생제, 광분해, 생물학적 분해, 흡착
1. 서 론
항생제는 사람, 동물, 식물의 질병을 예방하기 위해 다른 세포를 선택적으로 억제하거나 사멸시키는 데에 사용된다[ 1]. 전 세계 항생제 소비량은 약 24만 톤이며, 2030년까지 약 10만 톤이 추가로 증가할 것으로 예상된다[ 2]. 전 세계적으로 항생제 사용량은 미국이 가장 많고, 우리나라가 그 뒤를 잇는다[ 3]. 2022년 식품의약품안전처에 의하면 2022년의 축산용 항생제 사용량은 약 960톤이며, 그 중 퀴놀론 계열의 항생제 판매량은 약 36톤이다. 국내에 농업용 항생제로 등록된 6종의 항생제 중 옥솔린산(Oxolinic acid, OA)은 퀴놀론 계열의 항생제로서 DNA를 절단시켜 대상 세균의 합성을 억제한다[ 4]. 전세계적으로 OA는 꾸준히 사용되고 있지만, 생물학적 이용성(bioavailability)이 낮아 주변 환경에 잔류한다는 점은 간과되고 있다 [ 1, 5]. 예를 들어, OA로 오염시킨 강물 시료 중 OA의 80%는 태양광 조건에서 5개월 후에도 농도가 변하지 않았다고 보고되었다[ 6]. 또한, 해양 퇴적물 내 OA 항균 활성 반감기는 150일을 초과하여 예전부터 환경 독성에 대한 문제점이 제기되어 왔다[ 7]. 뿐만 아니라, 퀴놀론 구조는 잠재적인 유전 독성을 가진다[ 8]. 환경 중 잔류하는 OA는 광분해와 생물학적 분해와 같은 자연 분해 과정을 통해 일부 제거될 수 있다[ 9]. 예를 들어, 암조건에서 탈이온수, 민물 및 바닷물 중 OA 분해율은 14일 후 2.2-2.6%로 초기 농도와 유의한 차이를 보이지 않았다. 하지만 광 조사 시, 민물에서는 유의한 분해를 보이지 않았지만 탈이온수와 바닷물 중 OA 분해 속도가 증가하였고, 반감기는 각각 66일과 99일이었다[ 10]. 또 다른 연구에서는 암조건에서 퇴적토 내 OA 분해 반감기가 98일 이상이었으나(18-28°C, 70일 분해), 광 조사시에는 반감기가 9.5일로 크게 감소하여 광이 OA 분해에 주요한 요인임을 시사했다[ 11]. 또한, 광분해 효율을 향상시키기 위해 광 촉매를 사용할 수 있다[ 9, 12]. 항균제 등 농약의 항균 활성은 미생물 분해에 저항할 수 있으므로, 환경 중 가수분해와 광분해가 미생물 분해보다 효과적인 제거 기작이라고 할 수 있다[ 13]. 기존 연구에서도 광이 없는 암조건에서의 OA 분해를 가수분해에 의한 것이라고 설명하였다[ 10]. 하지만 광분해는 광이 도달하는 물 또는 토양의 깊이까지만 효과적이고, 광이 없는 시간이나 광이 도달하지 않는 깊이에서는 분해가 제한적이기 때문에 토양의 깊이에 따라 생물학적 분해는 OA와 같이 환경 중에 잔류하는 항생제 물질의 분해에 가장 큰 기여를 한다고 할 수 있다[ 9]. 환경 중 항생제의 잔류성은 일반적으로 항생제 물질을 분해할 수 있는 미생물의 존재 여부 및 활동성에 영향을 받는다[ 14, 15]. 예를 들어, 항생제 오염 토양에서 퀴놀론 계열 항생제인 오플록사신과 시프로플록사신의 생물학적 분해율은 60일 후 각각 45.3%, 42.4%였다[ 16]. 또한, 해양 퇴적물 내 OA의 생물학적 분해 반감기(45.9일)는 같은 퀴놀론 계열 항생제 중 하나인 오플록사신의 반감기(24.2일)보다 길었고, 이는 같은 계열의 항생제라도 생물학적 분해 효율이 다를 수 있음을 시사한다[ 9]. 환경 중 잔류 항생제의 생물학적 분해는 항생제의 구조적 특성에도 영향을 받을 수 있지만, 토양 특성에도 영향을 받을 수 있다. 특히, 토양 또는 퇴적물에 대한 항생제 물질의 흡착은 생물에 대한 항생제 물질의 이용성을 저감하기 때문에 항생제의 생물학적 분해에 영향을 줄 수 있다[ 9, 17, 18]. 따라서 OA와 같은 잔류성 항생 물질의 흡착 특성을 이해하는 것은 항생제의 저감에 중요하다[ 19]. 기존 연구에서 진흙, 모래 진흙 및 모래에 대한 OA의 흡착능을 나타내는 Freundlich 흡착 계수(K f) 값은 각각 115.5, 69.6 및 0.3 L g -1이라고 보고하였고, 이는 토성에 따라 흡착 특성이 다름을 보여준다[ 20]. 또한, 중국 자오저우 만(Jiaozhou Bay) 주변의 강과 바다에서 채취한 세 개의 토양 시료에 대한 OA의 Freundlich 흡착 계수 값은 0.06-0.11 L g -1으로 토양 시료간 차이를 보였다[ 9]. 이와 같이 토양 특성에 따라 OA의 흡착 특성이 크게 달라지기 때문에, 환경 중 잔류하는 OA의 분해를 이해하기 위해 OA의 흡착 특성을 이해할 필요가 있다. 현재 항생제 중에서도 OA에 대한 연구 결과는 많은 편은 아니지만, 보고된 대부분의 연구가 수중 분해 연구이고, 토양 내 잔류하는 OA의 분해에 대한 연구는 부족한 실정이다. 특히, 토양 특성이 OA의 분해에 미치는 영향을 확인한 연구는 거의 없다. 따라서 본 연구에서는 광분해와 생물학적 분해와 같은 자연 분해 과정에 의해 토양 내 OA의 분해를 확인하고자 한다. 광분해의 경우, 광 강도가 OA 분해에 미치는 영향을 확인하기 위한 연구를 수행하였고, 생물학적 분해의 경우, OA의 흡착 특성에 영향을 줄 수 있는 토양 용도와 유기물 함량이 생물학적 분해에 미치는 영향을 확인하기 위한 연구를 수행하였다.
2. 재료 및 방법
2.1. 시약
분석 표준품 OA(>95.0%, analytical standard)는 Sigma-Aldrich (Munich, Germany)에서 구매하여 사용하였고, 토양 오염을 위해서는 농업용 항생제 제품을 이용하였다(비천무, OA 20%, 태준아그로텍). 아세토니트릴(HPLC 등급), 메탄올(HPLC 등급), 물(HPLC 등급)은 J. T. Baker (Phillipsburg, NJ, USA)에서 구매하였고, 포름산(LC-MS/MS grade)은 Sigma-Aldrich (Munich, Germany)에서 구매하였다.
2.2. 토양 시료 준비
실험에 사용한 토양은 총 네 가지로 논 토양 1종(S1, G시)과 밭 토양 3종(S2, D시; S3, C시; S4, G시)의 농경지 토양 시료를 채취하여 풍건 후 2 mm 체로 걸러 사용하였다. 각 토양 시료의 특성은 Table 1에 나타내었다. 토양 시료의 pH는 pH 미터(Orion StarTM A329, Thermo Scientific, USA)를 이용하여 측정하였고, 유기물 함량은 Walkley – Black method를 이용하여 측정했다[ 21].
2.3. 광분해 실험
광분해 실험은 멸균한 S2 토양 시료(2 g)를 OA로 오염시킨 후, 석영시험관(내직경 10 mm, 길이 80 mm)에 담고, 수분함량을 수분보유력의 60%로 유지하여 수행하였다. OA의 초기 농도는 12.9±6.2 mg kg -1이었다. 광분해 실험은 UV-A 램프(352 nm, UV-A 20W, FL20SBL, Sankyo Denki, Japan)를 사용하여 35.0±1.0°C에서 20일 간 수행하였다. 광 강도에 따른 OA의 분해 차이를 비교하기 위해 2.3±0.3 mWcm -2와 1.5±0.1 mW cm -2의 두 가지 광 강도 조건에서 광분해 실험을 진행하였다. 두 가지 조건은 한국의 여름철 광 강도와 겨울철 광 강 도를 모사한 것이다. 대조군으로는 광을 조사하지 않은 시료를 사용하였다. 이 때, 광 조사로 인한 온도 상승이 분해에 미치는 영향을 확인하기 위해 암조건에서 상온(21.8±0.1°C)과 광분해 실험 온도(35.0±1.0°C)에서 OA 분해 정도를 비교하였다. 암조건에서 OA 분해 실험에 사용한 OA 초기농도는 5.4±1.8 mg kg -1이었다. 분해 실험 후 Pseudo-first order kinetics 이용하여 ( 식 (1)) 광분해 반감기를 산출하였다( 식 (2)). 광분해 실험에 사용한 모든 시료는 삼 반복으로 준비하였다. 여기에서 k: 1차 속도 상수, t: 경과된 시간, [At]: t 시간 이후의 농도, [A0]: 초기 농도이다.
2.4. 생물학적 분해 실험
토양 용도와 유기물 함량(organic matter, OM)이 OA의 분해에 미치는 영향을 알아보기 위해 S1-S4 토양 시료를 OA로 오염시켜 20일간 분해 실험을 수행하였다. 토양 용도에 따른 분해 비교 실험은 S1 토양(논 토양)과 S3 토양(밭 토양)을 사용하였고(초기 OA 농도: 13.3±3.9 mg kg-1), OM에 따른 분해 비교 실험은 S2 토양(높은 OM 함량; OM 6.4%)과 S4 토양(낮은 OM 함량; OM 2.3%)을 사용하였다(초기 OA 농도: 16.6±1.7 mg kg-1). 실험을 진행하는 동안 온도는 21.3±1.4°C, 상대습도는 67.7±5.6%로 유지하였고, 토양의 수분함량은 매일 무게를 측정하여 수분보유력의 60%로 유지하며 수행하였다. 모든 시료는 세 번 반복하여 준비하였다.
2.5. 흡착 및 탈착 실험
토양 특성에 따른 OA의 흡착 및 탈착이 OA 분해에 미치는 영향을 확인하기 위해 농약 및 원제의 등록 기준에서 제시하는 농약의 환경잔류성 시험기준과 방법(별표 14의 2)에 따라 흡착 및 탈착 실험을 진행하였다[ 22]. 토양 시료와 OA 용액(0-23.3 mg L -1)의 고액비를 1:10 (w/v)으로 하여, 24시간동안 교반기에서 100 rpm으로 교반하여 흡착 실험을 진행하였다. 흡착 실험이 끝난 후 8,000 rpm에서 10분간 원심 분리하여 상등액을 분리한 후 잔류 OA 농도를 분석하였다. 상등액을 제거한 토양 시료는 0.01 M의 CaCl 2 용액을 사용하여 탈착 실험을 진행하였다. 탈착 실험은 24시간 단위로 세 차례 반복 수행하였다. OA의 흡착 특성은 Langmuir 등온 흡착 모델 식( 식 (3))과 Freundlich 등온 흡착 모델 식( 식 (4))을 이용하여 해석하였고, 탈착률은 토양에 흡착된 OA중에서 탈착된 OA의 비율로 계산하였다( 식 (5)). 흡착 및 탈착 실험은 모두 세 번 반복하여 진행하였다. 여기에서 qe (μg g-1): 24시간 흡착 후 토양에 흡착된 OA 농도, Ce (μg L-1): 24시간 흡착 후 토양수 내의 OA 농도 (μg L-1), Qmax (μg g-1): 평형 상태에서의 최대 흡착량, KL (L g-1): 흡착친화도, Kf (L g-1): 흡착능, nf : 균질성 인자, desorbed mass (μg g-1): 토양으로부터 탈착된 OA양이다.
2.6. OA 분석 방법
광분해 및 생물학적 분해 실험에서 토양에 잔류하는 OA를 아세토니트릴과 인산완충용액(0.01 M Na 2HPO 4, 0.01 M NaH 2PO 4, pH 7)을 부피비 80/20으로 혼합한 혼합액 10 mL와 포름산(99%, 250 μL)을 사용하여 진탕추출(700 rpm, 10분)하였다. 이후 아스코르브산, 염화나트륨, 포름산 250 μL을 넣고 한 차례 더 진탕추출(700 rpm, 10분)하여 원심분리(3000 rpm, 10분, 4°C)하였다[ 23]. 추출액은 QuEChERS dispersive kit (APQ-D11, 한국분석기술연구소, 대전, 대한민국)를 사용하여 정제한 후, 0.2 μm 나일론 필터로 필터링하여 액체 크로마토그래피-탠덤 질량 분석기(liquid chromatography-tandem mass spectrometry, LC-MS/MS, AB SCIEX triple-quadrupole mass spectrometer 4500, AB SCIEX LC, Framingham, USA)로 분석하였다. LC 칼럼은 YMC-Pack Pro C18 RS Column (내직경 3.0 mm, 길이 100 mm)을 사용하였고, 이동상은 0.1% 포름산을 포함한 물(A)과 아세토니트릴(B)을 조성하여 10분동안 분석하였다. 유량은 0.3 mL/min, 주입량은 5 μL이었으며, 분석 방법에 대한 기기의 정량 한계는 0.15 μg/L였다.
2.7. 통계 분석
실험 조건에 따른 측정 결과 값의 통계적 차이는 Graphpad Prism (v8.0.1, Graphpad Software, Boston, USA)을 사용하여 일원배치 분산분석법(One-way ANOVA)과 Tukey 다중비교 분석으로 분석하였다. 95% 신뢰 수준에서 p 값이 <0.05 일 때 통계적으로 유의한 차이가 있다고 간주하였다[ 21].
3. 결과 및 고찰
3.1. 광강도가 OA 분해에 미치는 영향
토양 내 오염물질의 광분해를 위해 광을 조사하면, 온도가 상승하여 이로 인한 오염물질의 분해가 일어날 수 있다. 따라서 암조건에서 광을 조사했을 때와 조사하지 않았을 때 온도 조건에서의 OA 분해를 비교하였고, 그 결과는 Fig. 1에 나타내었다. 모든 조건에서 20일 동안 29.8-50.8% 분해되었고, 온도에 의한 차이는 유의하지 않았다( Fig. 1(a)). Pseudo-first order kinetics에 대입해 산출한 반감기는 21.8°C와 35.0°C에서 각각 53.7일과 27.5일로 두 조건 간의 유의한 차이를 보이지 않았다( Fig. 1(b)). 기존 연구에서도 18-28°C에서 70일간 슬러리 퇴적물(slurry sediment) 내 OA가 암조건에서 전혀 분해되지 않거나, 90일 이상의 반감기를 보였다[ 11]. 또한, 110일 간 OA의 광분해를 10, 25, 40, 55°C에서 수행하였을 때 온도 조건에 따른 OA 분해는 유의한 차이를 보이지 않았다[ 11]. 다른 연구에서도 23°C와 31°C에서 토양 중 OA는 30일 후 분해율에 유의한 차이를 보이지 않아 OA의 분해에 온도가 큰 영향을 끼치지 않는 것을 확인할 수 있었다[ 23]. OA는 다른 항생제에 비해 느린 분해율을 보였는데, 우유에서 OA는 80-100°C의 온도에서도 열처리 이후 다른 퀴놀론 계열 항생제에 비해 많은 양이 잔류하였다 [ 24]. 예를 들어, 80°C에서 시프로플록사신, 노르플록사신, 플루메퀸, 엔로플록사신의 반감기가 각각 772분, 981분, 1203분, 1271분인 반면, OA는 1631분의 긴 반감기를 가졌다 [ 24]. 인산 완충용액과 해수용액 내에서도 암조건에서는 OA가 거의 분해되지 않고 97-98% 잔류했다 [ 25]. 또한, 수중 OA보다 슬러리 퇴적물 내 OA의 반감기가 5배가량 길어, 토양 내 OA 분해가 더 어려울 가능성을 제시하였다[ 11]. 이와 같이 OA는 토양에서의 잔류성이 높기 때문에 사용과 관리에 있어 유의가 필요하다[ 11, 25].
Fig. 2에서는 광강도에 따라 달라지는 OA의 광분해 결과를 나타냈다. 시간에 따른 OA의 분해는 광 강도에 따라 통계적으로 유의한 차이를 보이지 않았고 20일 후 16.6-37.2% 분해되었다( Fig. 2(a)). 반감기는 평균 28-50일의 범위를 가졌으나 광강도에 따른 유의한 차이를 보이지 않았다( Fig. 2(b)). 마찬가지로 기존 연구에서도 14일 후 광(네온 튜브; 300-800 nm; 1400 lux) 조건에서 분해율은 2.0-8.3%였고, 암조건에서 분해율은 3% 이내로 광의 유무에 따른 분해율의 차이가 크지 않아 OA의 분해를 가수분해에 의한 것이라고 설명하였다[ 10]. 따라서 본 연구에서 관찰한 20일 동안의 OA 저감은 가수분해에 의한 것으로 일부 설명할 수 있다[ 10]. 또한, OA는 다른 항생제에 비해 긴 광분해 반감기를 가진다[ 10, 11]. 이는 OA가 흡수할 수 있는 파장의 길이로 설명할 수 있다. 예를 들어, 누적 7 kJ L -1 UV의 태양광이 조사되었을 때, 촉매 없이 옥시테트라사이클린은 70% 분해되었으나, OA는 20% 분해되었다[ 26]. 이는 옥시테트라사이클린은 흡수할 수 있는 파장이 넓은 반면 OA는 360 nm에 가까운 파장만을 흡수할 수 있기 때문이다[ 26].
3.2. 토양 용도와 유기물 함량이 OA의 생물학적 분해에 미치는 영향
토양 용도가 OA 분해에 미치는 영향은 Fig. 3(a)에 나타내 었고, 토양 유기물 함량이 OA 분해에 미치는 영향을 Fig. 3(b)에 나타내었다. 토양 용도(논(S1)과 밭(S3))에 따른 OA 분해는 유의한 차이를 보이지 않았고, 두 토양 모두에서 20일 후 약 44.6-48.4%가 분해되었다( Fig. 3(a)). 이러한 결과는 두 토양이 비슷한 토성, pH 및 OM을 가진 것으로 일부 설명할 수 있다 Table 1). 토양 OM의 영향을 비교한 S2와 S4 토양에서 20일 후 각각 17.5%와 43.3% 분해되어 OM이 낮을 때 분해가 더 잘 되는 것을 확인할 수 있었다( Fig. 3(b)). 반감기는 S2와 S4에서 각각 42.5일과 23.8일이었다( Fig. 3(b)). 이와 유사하게 기존 연구에서도 OM이 낮은 논 토양(OM 2.5%)과 OM이 높은 밭 토양(OM 4.7%) 내 OA의 반감기가 각각 51-56일과 62-105일이었고, OM 함량이 OA 분해에 미치는 영향이 있음을 보여주었다[ 23]. OA와 같은 퀴놀론 계열 항생제의 잔류성은 OM 함량이 높은 토양에서 더 크다고 알려져 있고, 이는 퀴놀론의 물리화학적 특성인 표면 흡착, 금속 이온과의 복합체 형성 및 정전기적 상호 작용이 토양 구성 성분에 대한 강한 흡착 특성을 나타내기 때문이다[ 27]. 기존 연구에서도 옥시테트라사이클린, 노플록사신 등의 항생제가 슬러지에 대한 흡착 능력이 높을수록 방사선에 의한 제거율이 낮아짐을 확인하였다[ 19]. 따라서 토양 중 OA의 저감을 설명하기 위해 OA의 토양에 대한 흡착 및 탈착 특성을 확인하였다.
3.3. 토양 특성이 OA의 흡착 및 탈착에 미치는 영향
토양 용도에 따른 OA의 흡착결과는 Fig. 4와 같다. S1과 S3 토양 모두 평형상태의 OA 농도가 증가함에 따라 OA 흡착량이 증가하는 것을 볼 수 있다( Fig. 4(a)- 4(b)). 두 토양 모두 Langmuir 등온 흡착 모델보다 Freundlich 등온 흡착 모델로 흡착 특성을 더 잘 설명할 수 있었다( Fig. 4(c)- 4(f)). Table 2는 S1과 S3에 대한 OA의 흡착 결과를 Freundlich 등온 흡착 모델에 적용하여 구한 값들을 보여준다. 흡착능을 나타내는 값(K f)은 S1에서 유의한 수준으로 높았고, 이는 S1의 흡착능이 더 높음을 의미한다( Table 2). 실제 실험을 통해 확인한 최대 흡흡착량도 S1이 더 컸다( Table 3). 또한, 두 토양 모두 n f 값이 >1이었기 때문에, 토양에 대한 OA의 흡착은 다분자층 흡착으로 알려진 물리적 흡착에 기반한 것임을 알 수 있었다[ 28]. 두 토양에 흡착한 OA의 탈착 정도를 Fig.5에 나타냈다. 두 토양 모두에서 흡착량이 증가할수록 탈착량도 증가하는 양상을 보였다( Fig.5). S1과 S3의 최대 탈착량은 각각 0.0710 μg g -1과 3.05 μg g -1으로, S3에서 더 많이 탈착되었다( Table 3). 다시 말해, 흡착능이 높은 S1의 탈착량이 적었고, 흡착능이 낮은 S3의 탈착률이 높았다( Table 3). 토양에 대한 항생제의 흡착 및 탈착 사이에 반비례 관계를 가진다고 보고된 바 있다[ 29]. 토양과 항생제 간의 흡착 상호작용이 높으면 이동성이 떨어지고, 토양과 항생제 간의 흡착 상호작용이 적으면 이동성이 높아진다 [ 30]. 그리고 이는 항생제의 분해에 영향을 줄 수 있다. 그러나 흡착의 증가가 분해의 비례적 감소를 의미하지는 않는다[ 31, 32]. 흡착은 토양의 잔류성에 영향을 줄 뿐 흡착량이 많다고 분해 반감기의 증가를 초래하는 것은 아니다[ 31]. 항생제의 흡착은 항생제의 구조 및 극성과 토성, pH, 이온 강도, 금속 이온 및 유기물 함량, 입자 크기 등의 토양 특성에 영향을 받는다[ 33- 35]. 기존 연구에서는 토양의 pH가 토양 내 항생제의 이온화 정도에 영향을 미친다고 밝혔다. 예를 들어, 설파메타진은 자연 토양 환경에서 양이온 형태에서 중성 형태로 전환되며 이는 낮은 흡착 결과를 야기했다[ 36]. 플루오로퀴놀론의 경우 토양에 강한 흡착 능력을 가지고 있으며, 이는 주로 강한 극성과 다중 이온 그룹(multi-ionic group, 예를 들어 -COOH, -C=O 및 –OH기) 때문이다[ 36]. 또 다른 연구에서는, 토양에서 설파닐아미드의 흡착은 토양 미네랄의 함량 및 조성보다 토양 유기물 함량과 더 밀접한 관계가 있는 것으로 보고했다[ 37]. 하지만, 틸로신 흡착의 경우 토양의 양이온 교환 능력 및 유기 탄소 함량과 관련이 없었다[ 38]. 이는 항생제 물질에 따라 토양 특성이 영향이 달라질 수 있음을 의미한다. 더불어 기존 연구에서 p-아미노벤조산과 설파피리딘의 경우 혼합토양 < 굵은 미사 < 모래 < 점토 << 미세한 미사 < 중간 미사 순서대로 토양에 대한 흡착이 증가했다고 보고했고, 이는 토양의 입자 크기에 따른 흡착의 경향성이 뚜렷하지 않음을 의미한다[ 39]. 본 연구에 사용한 논 토양(S1)과 밭 토양(S3)의 토성, pH 및 유기물 함량은 비슷한 조건이었고, 토양의 용도만 논과 밭으로 달랐다( Table 1). 두 토양 모두 비슷한 초기 농도로 오염이 된 상태에서 분해 실험을 하였고, S3 토양이 흡착능이 낮고 탈착률이 상대적으로 높아 OA의 이용성이 더 높을 것으로 예상되지만, 20일 후 분해율은 비슷한 수준이었다. 이는 흡착능 대비 0.0355-1.55% 정도 밖에 안되는 낮은 탈착률( Table 3)로 일부 설명할 수 있다. 또한, 두 토양 중 OA의 생물학적 분해율은 각 토양 내 미생물 군집, OA 분해 미생물의 존재 여부 등 다른 요인에 의해서도 영향을 받을 수 있다[ 35]. 토양의 OM에 따른 OA의 흡착 결과는 Fig. 6과 같다. S2와 S4 토양 모두 평형상태의 OA 농도가 증가함에 따라 OA 흡착량이 증가하는 것을 볼 수 있다( Fig. 6(a)- 6(b)). 두 토양 모두 Langmuir 등온 흡착 모델보다 Freundlich 등온 흡착 모델로 흡착 특성을 더 잘 설명할 수 있었다( Fig. 6(c)- 6(f)). Table 4는 OM이 다른 두 가지 토양에 대한 OA의 흡착 결과를 Freundlich 등온 흡착 모델에 적용하여 구한 값들을 보여준다. 두 토양의 흡착능을 나타내는 Freundlich 흡착 계수(K f)는 통계적으로 유의한 차이를 보이지 않았다( Table 4). 하지만 실험으로 측정한 두 토양의 흡착량(Measured q e)은 유의한 차이를 보였다( Table 5). 두 토양 모두 n f 값이 >1이었고, 이는 다분자층 흡착으로 알려진 물리적 흡착에 기반함을 알 수 있다[ 28]. 두 토양에 흡착한 OA의 탈착 정도를 Fig. 7에 나타냈다. 토양의 OM과 관계없이 OA의 흡착량이 증가할수록 탈착량도 증가하는 양상을 보였다( Fig. 7). S2와 S4 토양의 최대 탈착량은 각각 6.16 μg g -1과 0.298 μg g -1으로, 토양의 OM이 높을 때 더 높은 탈착률을 나타냈다( Table 5). 이러한 결과는 기존 연구에서 보고한 항생제의 흡착 및 탈착 특징과 유사한 결과이다[ 29, 30, 40]. 기존 연구에서 토양 OM이 증가함에 따라 설파메타진 등 일부 항생제의 흡착이 감소할 수 있다고 밝혔다[ 41]. OM이 증가하는 경우 유기물과 토양의 상호작용으로 인해 항생제가 토양의 흡착 부위에 접근하는 것을 방해하여 토양에 흡착되는 항생제 양이 감소할 수 있다[ 42]. 노르플록사신의 경우 토양 유기물을 제거한 토양의 흡착 능력이 유기물을 제거하지 않은 토양보다 컸다[ 43]. 독시사이클린과 엔로플록사신도 토양 중 유기물 제거 이후 더 높은 흡착능을 나타냈다[ 40]. 또한, 용존 유기물 양이 증가하면 항생제가 토양에서 탈착될 수 있다[ 44]. 따라서 OA의 흡착 및 탈착 반응이 토양 중 OA의 생물학적 분해에 미치는 영향을 확인하기 위해서는 토양의 유기물 함량 및 용존 유기물 농도를 확인할 필요가 있다. 같은 계열의 항생제는 비슷한 흡착 경향을 가진다고 알려져 있고[ 45], 퀴놀론 계열의 항생제는 유기 및 미네랄 토양 성분에 대한 강한 친화력을 가지기 때문에[ 27] 토양에 대한 높은 흡착능은 퀴놀론 계열 항생제의 분해를 감소시킬 수 있다[ 11]. 본 연구에서는 유기물 함량이 높은 S2 토양에서 OA 분해가 S4 토양에서 분해보다 더 컸고, 이는 S2 토양의 통계적으로 유의하게 낮은 흡착능과 높은 탈착률로 설명할 수 있다. 탈착된 OA가 많을수록 OA의 이용성이 높아져 분해가 일어나기 쉽기 때문이다[ 37]. 따라서 OA와 같은 항생제의 생물학적 분해에 있어 토양에 대한 흡착 및 탈착 특성을 고려하는 것은 매우 중요하다.
4. 결 론
농업용 항생제인 OA의 다양한 조건 하에서 광분해 및 생물학적 분해에 대해 알아본 결과, 본 연구에서 사용한 모든 온도와 광 강도에 따른 UV-A 광분해 조건에서 유의한 차이를 보이지 않았다. 다른 특성은 비슷하고 토양 용도만 다른 토양에서의 생물학적 분해는 논 토양과 밭 토양 사이에 유의한 차이를 보이지 않았다. 토양의 유기물 함량에 따른 차이에서 유기물 함량이 높은 토양에서 OA의 생물학적 분해율이 낮았다. 논 토양과 밭 토양 중 논 토양의 OA 흡착능이 더 높았으나, 탈착률은 밭 토양이 더 높았다. 이와 같이 토양 특성에 따라 다른 OA의 흡착 및 탈착 특성은 OA의 토양 중 생물학적 이용성 및 생물학적 분해에 영향을 줄 수 있다. 하지만 본 연구결과에 따르면 OA의 토양에 대한 흡착 및 탈착 특성은 토양의 용도와 유기물 함량과 같은 특성에 영향을 받지만, 이러한 영향이 일관성 있는 경향을 가지지는 않았다. 이러한 결과는 토양 중 OA와 같은 항생물질의 거동을 이해하는 것이 복잡함을 의미하고, 항생물질에 따라서도 토양 중 거동이 다를 수 있음을 의미한다. 특히, 토양의 물리화학적 특성 외에도 해당 항생제를 분해할 수 있는 미생물 군집의 존재 여부, 분해에 영향을 줄 수 있는 식물의 존재 등과 같은 다른 요인이 생물학적 분해에 큰 영향을 미칠 수 있음을 의미한다. 또한, 실제 현장에서는 광분해와 생물학적 분해가 동시에 발생할 수 있다. 따라서 토양 중 OA와 같은 항생물질의 자연분해 과정에 의한 분해 및 거동을 이해하기 위해 더 많은 연구가 필요하다.
Acknowledgments
이 논문은 전남대학교 학술연구비(과제번호: 2024-52388) 지원에 의하여 연구되었습니다. 또한, 이 논문은 농촌진흥청 연구사업(과제번호: PJ01571602)의 지원에 의해 이루어졌습니다.
Fig. 1.
Effect of temperature condition on the (a) degradation and (b) half-life of oxolinic acid under dark conditions. 
Fig. 2.
Effect of UV-A intensity on the (a) degradation and (b) half-life of oxolinic acid in soil. 
Fig. 3.
Effect of (a) soil usage and (b) organic matter content (OM) on the removal of oxolinic acid in soil. 
Fig. 4.
(a) Adsorption isotherm of oxolinic acid (OA) on S1 soil sample, (b) Adsorption isotherm of OA on S3 soil sample, (c) Langmuir isotherm of OA on S1 soil sample, (d) Langmuir isotherm of oxolinic acid on S3 soil sample, (e) Freundlich isotherm of oxolinic acid on S1 soil sample, and (f) Freundlich isotherm of oxolinic acid on S3 soil sample. 
Fig. 5.
Desorption mass of the sorbed oxolinic acid from (a) S1 and (b) S3 soil samples. 
Fig. 6.
(a) Adsorption isotherm of oxolinic acid on S2 soil sample, (b) Adsorption isotherm of oxolinic acid on S4 soil sample, (c) Langmuir isotherm of oxolinic acid on S2 soil sample, (d) Langmuir isotherm of oxolinic acid on S4 soil sample, (e) Freundlich isotherm of oxolinic acid on S2 soil sample, and (f) Freundlich isotherm of oxolinic acid on S4 soil sample. 
Fig. 7.
Desorption mass of oxolinic acid according to the adsorbed mass in (a) S2 and (b) S4. 
Table 1.
Characteristics of the soil samples used in this study.
|
Soil samples |
Soil texture |
Soil usage |
pH |
Organic matter content (%) |
|
S1 |
Loam |
Paddy |
6.4 |
3.0 |
|
S2 |
Silty loam |
Field |
6.9 |
6.4 |
|
S3 |
Loam |
Field, facility |
6.1 |
3.4 |
|
S4 |
Silty loam |
Field |
6.8 |
2.3 |
Table 2.
Freundlich isotherm parameters for sorption of oxolinic acid on S1 and S3 soil samples.
|
Freundlich adsorption coefficient, Kf (L g-1)Soil |
Freundlich exponent, nf
|
R2
|
|
S1 (paddy) |
98.1±21.6a
|
2.18±0.943z
|
0.915±0.0549 |
|
S3 (field) |
46.0±3.03b
|
4.46±0.318y
|
0.936±0.0203 |
Table 3.
Effect of soil usage on adsorption and desorption of oxolinic acid.
Measured qe (μg g-1)
|
Desorption mass (μg g-1)
|
Desorption ratio (%)
|
|
S1 (paddy) |
S3 (field) |
S1 (paddy) |
S3 (field) |
S1 (paddy) |
S3 (field) |
|
200±0.871a
|
197±0.851b
|
0.0710±0.00866 |
3.05±0.665 |
0.0355±0.00434 |
1.55±0.346 |
Table 4.
Effect of soil organic matter content on the Freundlich isotherm parameters for sorption of oxolinic acid on S2 and S4 soil samples.
|
Freundlich adsorption coefficient, Kf (L g-1)Soil |
Freundlich exponent, nf
|
R2
|
|
S2 (OM 6.4%) |
18.9±2.26a
|
2.97±0.258z
|
0.950±0.00290 |
|
S4 (OM 2.3%) |
23.8±9.01a
|
2.61±0.612z
|
0.954±0.0216 |
Table 5.
Effect of organic matter content of soil on oxolinic acid adsorption and desorption.
|
Measured qe (µg g-1) |
Desorption mass (µg g-1) |
Desorption ratio (%) |
|
S2 (OM 6.4%) |
S4 (OM 2.3%) |
S2 (OM 6.4%) |
S4 (OM 2.3%) |
S2 (OM 6.4%) |
S4 (OM 2.3%) |
|
196±0.379a
|
199±0.0381b
|
6.16±0.606 |
0.298±0.0245 |
3.15±0.314 |
0.150±0.0123 |
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