토양 내 중금속에 대한 위해성 평가 및 생물농축계수 고찰
황원정1)· 차종문1)* · 김순오2)· 이상우2)
A Study on the Risk Assessment and Bioconcentration Factor (BCF) for Heavy Metals in Soil
Won-Jeong Hwang, Jong-Mun Cha*, Soon-Oh Kim and Sang-Woo Lee (Received 26 December 2014; Final version Received 29 December 2014; Accepted 29 December 2014) Abstract : Contaminants in a mining area are spreading to soil, water or plants, directly or indirectly, and they affect the surrounding environment. The risk of these contaminants should be assessed. In the research of environmental pollution, it is important to study the characterization of behavior of harmful heavy metals as well as their bioconcentration factor. In this paper, we discussed the pollutants and their exposure route in soil of the mining area, behavior of pollutants, and bioconcentration factor.
Key words : Heavy metal, Risk assessment, Bioconcentration Factor (BCF), Soil
요 약 : 광산 지역에서의 오염은 토양, 수계, 농작물 등에 확산되면서 주변 환경에 직간접적으로 영향을 끼치므 로 이러한 오염에 대한 위해성을 평가할 필요가 있다. 환경오염 연구에 있어서 유해 중금속의 이동 및 거동 특성 규명뿐만 아니라 중금속의 생물농축계수에 관한 연구도 중요하다. 따라서 광산지역 토양 내의 오염매체와 노출경로, 오염물질의 거동 및 이동, 작물의 전이계수 등을 고찰하였다.
주요어 : 중금속, 위해성, 생물농축계수, 토양
1) 동아대학교 에너지·자원공학과
2) 경상대학교 지구환경과학과 및 기초과학연구소
*Corresponding Author(차종문) E-mail; [email protected]
Address; Department of Energy and Mineral Resources Engineering, Dong-A University, Busan, Korea
ISSN 2288-2790(online) Vol. 51, No. 6 (2014) pp. 876-884, http://dx.doi.org/10.12972/ksmer.2014.51.6.876
서 론
국내에 분포하는 휴･폐금속 광산은 2,089개이며 비금 속광산은 2,198개, 석탄광은 294개, 가행광산은 593개로 서 총 5,274개가 전국에 분포되어 있다(MIRECO, 2011).
2009년 환경부 정밀조사 결과 110개 광산 중 95%인 105개 광산에서 중금속(As, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn)이 토양, 수질 기준을 초과한 것으로 나타났고, 이중 49개 지역은 수질(하천수, 지하수, 갱내수) 오염이 조사되었다. 독성 원소인 As, Cd, Cu, Zn 등은 물, 대기, 토양 등의 이동매 체를 통해 환경으로 이동, 분산되어 잠재적으로 인간을 비롯한 유기생명체에 치명적인 피해를 줄 수 있다(Chon et al., 2011). 이들은 집중강우나 강풍시 광산폐기물이 포함된 오염물질이 하류로 이동 또는 분산되어 농경지나
수계의 주요한 환경오염 원인이 되고 있으며, 이렇게 오 염된 토양은 농작물에 영향을 미쳐 이를 섭취한 주민의 건강에 심각한 문제를 야기시킬 수 있다(Chon et al., 2011). 더 나아가 오염된 지표수 및 지하수는 수생태계 및 농작물에 영향을 주며 체내로 흡수되어 암의 발생을 증가시키거나 기형아를 출산하는 등 심각한 문제를 발생 시킨다. 90년대 들면서 주로 폐광산 주변 지역의 토양오 염 실태와 이로 인한 농작물이나 지역 주민의 피해사례 들이 보고되면서 사회적인 문제로 야기되었다.
2006년 6월 설립된 광해관리공단은 환경부의 조사결 과를 토대로 하여, 국내 광산지역 주변의 수계, 토양 등 환경오염에 대한 조사 및 정화사업을 활발하게 추진하고 있고, 2007년 이후 광산지역 주변 오염토양에 대한 정밀 조사 및 복원 사업을 시작했으며, 그 결과를 바탕으로 2008년부터 본격적인 복원사업을 실시하였다. 현재까지 전국적으로 구례(수복)광산 등 총 55개 광산에서 중금속 오염토양개량사업이 시행되었다. 이러한 폐광산 관리에 도 불구하고, 부산광역시 일광광산의 경우 소택지를 이 용한 광산복원을 수행하였으나 수질변화가 나타나지 않 았고, 경북 군위군 고로광산의 경우 오염방지시설을 설 총 설
치하여 운영하였으나 침출수 비소 농도가 하천 1급수 기 준을 초과하는 등 처리 효과가 미비한 것으로 나타났다.
광산지역에서의 오염은 토양, 수계, 농작물 등에 확산 되면서 주변 생태계 및 인간의 건강에 직간접적으로 영 향을 끼치므로 이러한 오염에 대한 농작물 및 생태 위해 성을 정량 및 통합적으로 평가할 수 있는 표준화된 시스 템이 필요하다. 환경오염 연구에 있어서 유해 중금속의 이동 및 거동 특성 규명을 통한 경제적인 오염도 조사와 이에 따르는 복원 등 모든 과정에서 중금속들이 인체 및 생태계에 미치는 위해 영향을 평가하는 연구의 중요성을 인식하지 못하고 있으며, 특히 중금속의 생체 흡수도에 대한 기본 개념조차 도입되지 못한 실정이다. 우리나라 에서 곡류는 주식으로써 가장 많은 소비량을 차지하는데 대표적으로 국내에 산재되어 있는 휴･폐광산에 대한 정 밀조사 결과, 광산폐기물 및 광산 주변에 있는 농경지 토 양의 80% 이상이 비소 또는 중금속으로 오염된 것으로 조사되었다(KMOE, 2005). 따라서 본 연구에서는 광산 지역 토양 내의 오염매체와 노출경로, 오염물질의 거동 및 이동, 작물의 전이계수 등을 고찰하였다.
본 론
위해성평가의 중요성
오염지역에 대한 위해성 평가시스템을 구축하는 것은 유해물질 관리 및 오염환경 복원 전략 수립에 있어서 매 우 중요한 단계로 고려되고 있다. 선진국들에서는 1970 년대를 기점으로 이미 위해성 평가 방법론을 도입하여 신규 유해 화학물질의 규제 및 관리, 식품관리, 수질 오 염물질이나 기타 환경오염 물질의 관리, 유해 폐기물의 관리 등에 활용해오고 있다. 미국에서는 1980년대 Super- fund법을 기초로하여 대상지역으로 지정된 오염지역에 대해 위해성 평가 프로그램이 체계적, 통합적으로 운영 되고 있다. 오염지역 환경에 대한 체계적, 통합적 운영 및 관리를 통하여 오염물질로부터 위협받고 있는 인간 생태계를 보호할 수 있는 정량화, 표준화된 위해성 평가 통합시스템의 구축은 막대한 경비가 소요되는 광해복원 사업에 대한 기준 및 지침을 제공할 수 있으며, 오염 이 동경로 및 노출경로의 차단기술에 대한 방향을 제시할 수 있다.
한편 한국에서는 2004년 위해성평가 제도를 도입하여 오염토양을 정화하는 경우 오염물질이 인체와 환경에 미 치는 위해의 정도를 평가하여 그 결과를 정화범위 및 정 화시기 등에 반영하도록 하였고, 2006년에 토양오염위 해성 평가지침이 제정되었으나, 구체적인 위해성 평가 시스템의 미비로 인하여 현재까지 이를 적용하여 수행된
예가 거의 없어서 이를 극복하기에는 통합적인 위해성평 가 시스템 개발이 매우 필요하다. 이는 위해성 평가 시스 템에서 산출된 위해도의 가시화를 통하여 전문가뿐만 아 니라 일반 대중이 어떤 오염지역에 대한 합리적인 분석 과 평가를 가능하게 함으로써 이해의 폭을 넓히는 계기 를 제공할 수 있다.
토양 내 중금속이 농산물로 흡수되는 정도는 토양의 특성에 따라 다르지만 작물의 중금속 흡수에 가장 큰 영 향을 미치는 인자는 토양 중 중금속 함량이며, 토양에서 농산물로의 중금속 전이계수는 토양특성, 식물체부위, 그리고 농산물 종류에 따라 다양하다. 광산배수의 경우 에는 현재 실시하고 있는 농산물에 관한 생태 독성 관리 제도를 적용하는데 어려움이 존재하므로 현장에서 적용 할 수 있는 효율적인 평가시스템이 필요하다. 여러 환경 오염을 예방하기 위하여 지금까지 지속적으로 광해방지 사업이 수행되어 왔으며 향후에도 계속적인 사업진행이 예상되는 바 이러한 사업을 수행할 때 복원우선순위 결 정, 복원의 효용성 및 안전성 등을 평가할 수 있는 의사 결정 시스템을 도출하기 위해서는 검증된 위해도 통합프 로그램 개발이 절실히 요구되고 있다. 이러한 시스템개 발의 목적은 유해물질로부터 위협 받고 있는 환경과 인 간의 건강을 보호하는 것으로 위해성 평가 과정이 오염 환경 관리의 중요한 한 부분임을 강조되고 있으며 또한 유해물질의 규제와 관련하여 위해성 평가 결과가 정책 결정의 중요한 수단 중 하나로 사용되어 오고 있다.
선진국들의 노출평가 및 위해성평가 모델은 대부분 각 나라별 데이터와 현장 특이성, 사회경제적 상황 등을 반 영하여 개발되어 옴으로써 국내 현실에 직접 이용하기에 는 많은 어려움과 제한사항이 있다. 특히 위해성평가의 주요한 단계인 노출평가에 있어서는 그 나라의 독특한 노출 시나리오, 노출인자 등의 데이터베이스가 중요한데 국외에서 개발된 인체노출관련 모델들을 국내에 적용하 는 것은 불가능하여 국내에서 활용 가능한 데이터베이스 구축이 절실한 실정이다. 우리나라의 경우 국제적 추세에 맞춰서 몇몇 위해성 평가 연구가 수행되어 왔으나 환경 관리를 위한 위해도 분석 시스템으로의 활용과 제도적인 뒷받침으로서는 아직 부족한 상황이다(An and Lee, 2007).
국내 생태위해성 평가를 위한 독성연구는 특정 생물종 (지렁이)에 국한되어 있어 기법에 이용된 생물종을 인공 토양에서 배양하거나 특정 오염물질에만 노출시킨 상태 로 연구가 진행되었다. 따라서 비소 및 중금속에 다양한 오염물질로 오염된 복합 광산지역의 오염토양에 대한 생 태위해성 평가는 거의 전무한 실정으로 연구가 필요하 다. 특히 폐금속 광산 주변 오염물질이 인간의 건강에 미 치는 악역향을 평가하는 실험 및 연구는 전무한 상태로
국내에서도 다양한 오염원에 대한 체계적이고 종합적인 환경오염 평가기술이 시급하다.
현재 연구의 대부분이 토양관리에 대한 정책적 특성을 강조하여 조사되었기 때문에 실제 유해 중금속의 노출 및 유해물질 조사체계는 거의 갖추어져 있지 않아, 위해 성을 기초로 한 오염기준의 산정과 이를 통한 오염지역 의 평가는 아직까지 시도되지 못하고 있는 실정이다. 특 히 유해물질들의 노출 경로에 따라서 독성 위해도 및 발 암 위해도 등을 정량적으로 산출하여 수용체 (인간 및 생태계)를 보호하고 오염 환경을 관리하며 이를 바탕으 로 복원대상 지역에서는 사회적, 경제적, 환경적, 기술적 측면을 고려하고 있다. 위해성 평가 시스템은 개별 오염 물질의 유해성을 바탕으로 각 오염물질들의 위해성을 산 정하는 기본적인 단계에서 벗어나 오염지역의 현장 특이 성 등 다양한 특성을 반영한 오염도 조사, 유해 오염물질 들의 분산 및 거동 특성 반영, 위해성 평가 및 복원기술 의 선정과 현장 적용을 하나의 통합적인 시스템을 구축 하는 방법으로서, 위해성에 근거한 체계적, 종합적 환경 모니터링 시스템의 가동에 의해 지역주민의 공중보건 및 생태계 환경보전에 기여할 수 있을 것이다.
노출 및 독성 평가 자료 수집
영국의 런던대학교 임페리얼 대학(Imperial College) 에서는 지구화학적 오염 환경에서 토양, 지하수 및 농작 물 등의 다양한 매체로부터 발생한 유해 원소들이 인체 및 생태계에 미치는 위해 영향을 정량적으로 평가하는 분석 기법과 위해성 모델링 기법이 개발되어 선도적으로 활발하게 진행되어 왔다. 최근에는 토양 내 유해 중금속 에 대한 인체 흡수량의 산정을 위한 생물학적 연구가 수 행되었다(Alvarez et al., 2014). 유럽의 Bioaccessibility Research Group Europe(BARGE)(www.bgs.ac.uk/barge/
home.html)은 다양한 생체흡수도 산정 방법에 대한 연 구를 통해 오염물질의 종류와 토양 특성과 생체흡수도의 관계에 대해 조사하였으며, 이는 미국의 Superfund 부지 에 대한 위해성 평가 시 유해중금속의 인체흡수도를 고려 한 복원기준을 마련하는데 널리 이용되었다(Anaconda site for As; Butte site for Pb; Grego park for As 등; USEPA, 2007). 영국 지질조사소에서는 유해중금속의 생체흡수 도 산정을 위한 모델 개발에 대한 연구가 진행되고 있으며, 미국 Columbia 대학에서는 NIEHS/EPA의 지원(NIEHS/
EPA Superfund Basic Research Program, www.niehs.
nih.gov/research/supportes/dert/programs/srp/)으로 비소 및 납의 생체흡수도에 대한 생물학적 실험과 이를 통한 생체 흡수 기작 규명, 생체흡수도 산정 모델 개발 등의 연구를 수행하고 있다. 환경부는 토양에서 중금속에 대
한 위해성평가 가이드라인을 Table 1에 제시하고 있다.
주요 선도국의 인체 및 생체 위해성 평가 자료를 조사 하여 종합적으로 검토한 후 국가별 유사점과 차이점을 검토하여 분류하고, 광산지역 위해성 평가 자료 데이터 베이스 구축을 위하여 중금속 위해성평가 자료 및 광산 지역 노출/독성평가 자료를 수집한다. 또한 광산지역 유 해성 분류를 위한 오염물질 분류 체계를 확립해야 한다.
광산지역 인체 및 생태 위해성평가를 위한 노출평가의 전반적인 수행과정을 제시하기 위하여 오염원/오염물질 별 다중노출경로를 파악하고 노출량 산정을 위한 수용체 자료, 노출인자, 출력변수 및 출력인자를 도출한다. 또한 광산지역 평가를 위한 독성평가 수행과정을 제시하기 위 하여 독성자료를 선별하게 되는데, 생태 및 인체 위해성 평가를 위한 지표종이나 독성자료의 데이터베이스를 구 축하여 부지특이성 독성평가 기법을 확립하고 알고리즘 을 개발해야 한다.
노출량 산정을 위한 데이터베이스를 수집하고 위해성 평가 시 이용되는 독성 인자 정보를 검색 및 수집과 수 용체 관련 자료 정보, 부지특성자료, 대기특성자료를 조 사한다. 노출 평가를 위한 권장하는 인자에 대한 정보가 Table 2에 나와 있다.
광산 지역의 주요한 오염물질인 중금속에 대한 독성참 고치와 발암계수에 대한 정보는 미국 환경보호청에서 제 시한 용량-반응평가에 의한 IRIS(Integrated Risk Infor- mation System), HEAST(Health Effects Assessment Summary Tables), NCEA(National Center for Environ- mental Assessment) 데이터베이스로부터 자료조사를 수 행하고 주요한 중금속의 독성참고치와 발암계수에 대한 정보를 이용한다. 중금속의 독성학적 특성을 Table 3에 나타내었다.
토양 내 존재하는 유해 중금속의 조사 및 위해성 평가 에 있어서 오염물질의 총량에 기초한 경우, 실제 위해성 을 과대평가할 수 있어 오염의 기준 및 복원기준의 제시 뿐만 아니라 오염지역에 대한 평가와 복원 계획 수립에 있어서도 중금속 오염으로부터 환경을 보호하며, 위해성 에 기반을 둔 환경기술개발을 위한 핵심연구센터가 필요 하리라 사료된다. 미국 환경청(USEPA)은 2004년 중금 속에 대한 위해성 평가 기술의 연구개발 동향 및 향후 연구과제에 대한 기획보고서 초안을 마련하였고 오염물 질의 토양 내 거동특성평가, 토양지표생물의 오염물질 축적평가, 토양 내 오염물질의 생물학적 이용도 평가 그 리고 최종적으로 오염물질의 확산 및 위해도 예측 모델 개발을 토양 오염평가 기반기술로 지목하고 있다. 위해 성평가와 관련 노출인자를 Table 4에 정리하였다.
Table 1. Guidelines for risk assessment of heavy metals in soil (KMOE, 2011)
Oral cancer factor (mg/kg-day)-1
Arsenic 1.5E+0
Skin absorption coefficient
(unitless)
Cadmium 0.14
Lead 8.5E-3 Copper 0.1
Non-carcinogenic for oral reference
(mg/kg-day)
Cadmium 5.0E-4 Arsenic 0.03
Copper 1.4E-01 Mercury 0.05
Arsenic 3.0E-4 Lead 0.006
Mercury 3.0E-4 Hexavalent chrome 0.09
Lead 5.0E-4 Zinc 0.02
Hexavalent chrome 3.0E-3 Nickel 0.35
Zinc 3.0E-1
Unit risk factor (μg/m3)-1
Cadmium 1.8E-3
Nickel 2.0E-2 Arsenic 4.3E-3
Skin cancer absorption coefficient (mg/kg-day)-1
Arsenic 1.5E+0 Lead 1.2E-5
Skin absorption non-carcinogenic for
reference (mg/kg-day)
Cadmium 1.3E-5 Hexavalent chrome 1.2E-2
Nickel 2.4E-4 Arsenic 2.9E-4
Reference concentration of inhalation exposure
(mg/m3)
Cadmium 7.0E-04
Mercury 2.1E-5 Copper 1E-03
Hexavalent chrome 7.5E-5 Mercury 3.0E-4
Nickel 8.0E-4 Hexavalent
chrome 1.0E-4
Table 2. Recommended factor for exposure estimation
I Infiltration ratio m/year Measurement K Hydraulic
conductivity m/year Measurement
L
Groundwater flow direction and paralleled pollution
source length
m Measurement iw Underground water
of hydraulic gradient unitless Measurement
Porosity of Soil
moisture unitless Measurement/0.16 d Underground water of
source pollution depth m Measurement/2
Porosity of Soil air unitless n-
(n=1-(/) TSP The outside of dust
quantity mg/m3 Measurement /7.0E-02
Soil bulk density kg/L Measurement frs The outside of soil
ratio in scatter dust unitless 0.5
n Total soil porosity unitless n=1-(/) VF
Soil – air of volatilization
coefficient
m3/kg Measurement
Soil density kg/L Measurement Q/
Cvol
Volatilized pollution concentration at square pollution source (air flow)
(g/m2-s)/
(kg/m3) 68.18
Kd Soil distribution
coefficient L/kg
Mercury 3.8 DA Diffusion
permeability cm2/s Measurement Arsenic 3.4
Cadmium 2.9 Copper 2.7
Zinc 3.1
Nickel 3.1
Lead 4.2
Table 3. Toxicity characteristic of heavy metals Material
Non-carcinogenesis Carcinogenesis
Carcinogenesis grade
RfDo RfDabs RfC SFo SFabs URF
(mg/kg-day) (mg/m3) (mg/kg-day-1) (μg/m3)-1 IRIS IARC Cadmium 5.0E-4
1.0E-3(food) 1.3E-5 7.0E-04 - - 1.8E-3 - (intake)
B1(inhale) 1
Copper 1.4E-01 - 1E-03 - - - D -
Arsenic 3.0E-4 2.9E-4 - 1.5E+0 6.1E+1 4.3E-3 A 1
Mercury 3.0E-4 2.1E-5 3.0E-4 - - - D 3
Lead 5.0E-4 - - 8.5E-3 - 1.2E-5 B2 2B
Hexavalent
chrome 3.0E-3 7.5E-5
1.0E-4 (particulate
material)
- - 1.2E-2
D(intake) A(inhale) 1
Zinc 3.0E-1 - - - - D -
Nickel
2.0E-2 (dissolved
material) 5.0E-2
8.0E-4 - - -
2.4E-4(partic ulate material)
- (intake) A(inhale) 2B
※ Reference : IRIS, USEPA
1) IRIS: http://www.epa.gov/iris, USEPA (2002) Supplemental guidance for developing soil screening levels for Superfund sites: Appendix C.
2) Edition of the drinking water standards and health advisories (2004, USEPA) 3) California EPA Chemical DB
4) Oral to dermal extrapolated RfDabs = RfDo X ABSGI
5) Oral to dermal extrapolated RfDabs = SFo / ABSGI
6) Cd (RfC): IRIS (1999) Toxicologocal review; Cadmium and compounds
Cu, Ni (RfD, RfC): RIVM (2001) Re-evaluation of human-toxicological maximum permissible risk levels
Table 4. Risk assessment factor
Factor Data
Water contact of body surface area (cm2)
USA (EPA)
50th 20,000
90th 23,000
SAe Skin surface area
(cm2) KOREA
Adult male 4,205.52
Adult female 3,748.29
Kid 1,828
Crop ingestion quantity
(kg/day) KOREA
Adult male 0.227
Adult female 0.187
Kid 0.058
BW Body weight
(kg)
Adult male 69.2
Adult female 56.4
Kid 16.8
Height Height
(cm)
Adult male 175
Adult female 162
AT Average time(day3) Adult 28,689
EF Effective frequency(days/year)3 - 350days/year
ET Exposure time
(year3)
Adult 25
Kid 6
1) Korea exposure factor handbook (KMOE, 2007) 2) Skin surface area for risk assessment (KFDA, 2010,)
3) Guidelines for risk assessment for soil contaminating substances (KMOE, 2011)
Table 5. Exposure route of pollutants
Soil
Ingestion Soil Ingestion quantity, Absorption coefficient in body
Dermal contact Soil and skin absorption coefficient, Absorption coefficient in skin, Body surface area Inhalation Emission quantity, Dispersion coefficient
Crop Ingestion Bioaccumulation factor Groundwater Ingestion Groundwater ingestion quantity
Air Inhalation -
오염매체와 노출경로
광산지역 노출경로, 오염매체 및 수용체 노출루트가 검토사항이다. 지표수 및 지하수계로 유입되는 광산배 수, 비산에 의해 지표수로 유입되는 오염된 광미분진, 관 개수나 식수로 사용되는 오염된 지표수와 지하수, 농경 지로의 오염된 광물찌꺼기의 유입(투기), 토양의 섭취 또 는 피부접촉, 오염된 농경지에서 재배된 농작물, 오염된 농작물 섭취 등으로 광산지역의 다중노출경로를 파악한 다. 광산지역의 주요한 노출경로는 섭취, 흡입, 피부접촉 이다(Table 5).
이와 같이 위해성 평가를 위하여 위에서 서술한 다중 노출경로, 오염매체와 더불어 광산지역 노출기간, 노출 빈도 등을 고려하여 노출 시나리오를 설정한다.
오염물질의 거동 및 이동
중금속에 의한 오염은 토양 내 토양수에 용해된 상태, 토양입자 표면 흡착상태, 화학 결합된 토양 화합물 등으 로 존재하며, 이러한 중금속 오염원의 존재형태, 유해금 속의 이동성 등 물리화학적 특성에 따라 다른 거동 특성 을 보인다. 오염토양의 위해성평가에서는 오염된 지역의 토양뿐만 아니라 공기, 지하수 등의 매체로 오염물질의 이동 및 거동에 대한 사항이 고려되어야 하며, 표토에서 대기로 발산하는 오염물질의 이동, 토양에서 지하수에서 용출되는 오염물질의 이동 및 지하수에서 통기대를 거쳐 실내외 공기로 휘발하는 오염물질의 거동 및 이동에 대 한 영향인자 고려가 필요하다.
오염물질의 거동 및 이동에 미치는 토양영향 인자로는 수분 함량의 예측에 이용되는 토성과, 토양의 총 공극률 계산에 이용되는 건조 밀도, 분배계수 결정에 이용되는 유기 탄소 함량, 그리고 중금속이나 이온성 유기오염물 질의 이동 및 거동판단에 이용되는 pH가 있다.
중금속의 경우 토양 내 다양한 입자와 결합하는데 어 떤 입자와 결합하였는지에 따라 체내 흡수율이 달라진 다. 허용섭취량은 중금속을 물이나 음식을 매개로 섭취 하였을 때를 기준으로 도출된 값이지만 토양섭취를 통한 중금속 흡수율은 물이나 음식을 통한 중금속 흡수율과
다르기 때문에 RBA(Relative Bioavailability)를 반영해 야 한다(Jung and Nam, 2014).
물이나음식을매개로섭취한오염물질흡수율 토양을매개로섭취한오염물질흡수율
음용수 섭취에 대한 위해성 평가시에는 RBA를 반영 하지 않고, 부지특이적으로 RBA를 평가하지 않는 경우 는 비소 RBA를 60%로 적용한다(Jung and Nam, 2014).
작물의 전이계수
작물의 전이계수는 토양 내 중금속이 작물로의 이동을 나타내는 값으로 식물체의 중금속 축적과 농산물의 식물 안정성에 주요한 영향을 미치는 것으로 알려져 있고 토 양의 물리적 특성이나 중금속이 토양으로부터 용출되어 식물이 이용할 수 있는 형태의 함량에 큰 영향을 받는다 (Greger et al., 2007). 전이계수는 작물의 중금속에 대한 흡수와 이동성을 고려하여 생물학적 흡수계수 또는 생물 농축계수(BCF, Bioconcentration Factor)로도 표현하며 중금속의 상대적인 흡수비를 의미한다(Lee et al., 2012).
토양중중금속총함량
식물체내중금속함량
작물의 중금속 생물학적 이용도의 차이를 확인하는데 이용되며, 실제적으로 토양에서 중금속 이동의 측정지표 로 사용된다. 여러 전이계수 산출방법이 있으나 총 토양 중 중금속 함량에서 건중량 대비 식물체 총 중금속 함량 을 전이되는 양(DT, total trace element in Dry weight plant/Total trace element in soil) 등의 여러 가지 방법으 로 산출된다. 한국농어촌공사의 자료에 따르면 비소는 시금치와 고구마, 카드뮴은 무와 배추, 납은 고구마에서 생 물농축계수가 높은 것으로 나왔다(KRC, 2013)(Table 6).
Kim and Lee(2012)는 토양 내 비소, 카드뮴, 및 납의 침출성 함량에 대한 농산물의 전이 순서를 연구하였다.
그 결과 비소는 쌀> 귤 > 옥수수 > 상추류 > 사과 > 배 >
Table 6. Bioconcentration factor of As, Cd, Pb in agricultural products (KRC, 2013)
Toxic element As Cd Pb
Sweet potatoes 0.079 0.147 0.077
Radish 0.041 0.403 0.027
Cabbages 0.002 0.364 0.011
Corns 0.019 0.013 0.018
Pulses 0.006 0.008 0.008
Green onions 0.015 0.155 0.007
Red beans 0 0.001 0
Spinach 0.147 0.042 0.008
Rices 0.051 0.019 0.005
Barleys 0.007 0.017 0.006
Lettuces 0.046 0.068 0.013
Pumpkins 0.01 0.005 0.01
Apples 0.012 0.004 0.005
Pears 0.006 0.013 0.003
Tangerines 0.006 0.002 0.003
두류> 호박 > 보리 순이었다. 카드뮴은 상추 > 배 > 쌀 >
보리> 옥수수 > 두류 > 사과 > 호박 > 귤 순이었으며, 납 은 상추> 호박 > 옥수수 > 배 > 쌀 > 사과 > 귤 순으로 나 타났다(Kim and Lee, 2012). 비소의 경우는 과채류에 비해서 쌀의 전이율이 높다는 것을 알 수 있으며, 상추의 경우에 카드뮴 평균 함량이 다른 농산물의 비해 높게 나 타나는 것은 토양 표면에 인접한 농산물이여서 중금속 흡수율이 높은 것으로 사료된다(Zeng et al., 2008;
Fergusson, 1990). 쌀과 상추 재배 토양 내 비소, 카드뮴, 및 납의 침출성 함량에 대한 전이계수가 타 농산물에 비 해 높았고 농산물 품목별로 상이한 전이계수는 각 농산 물을 재배하는 토성, 토양의 이화학적 특성, 토양 내 중 금속 함량, 존재형태, 그리고 각 농산물의 생리적인 특징 에 따라 전이계수가 결정된다(Zeng et al., 2012).
결 론
광산지역 토양 내 생물학적 흡수계수와 생태 위해성 평가 연구에서 중금속의 경우 토양 내 다양한 입자와 결 합하는데 어떤 입자와 결합하였는지에 따라 체내 흡수율 이 달라지므로 RBA를 반영함으로써 보다 정확한 중금 속 흡수율에 대해 규명할 수 있다. 국내 재배토양에서 농 산물로의 중금속 전이계수 산출에 관한 연구는 중금속의 작물별 흡수이행 패턴 및 인체 노출평가 시 유용한 자료
로 이용될 수 있을 것이며, 인체 위해성 평가 시 우리나 라 토양 특성을 고려한 다양한 농산물로의 중금속 전이 계수 산출을 함으로써 중요한 지표로 사용될 것으로 사 료된다. 가장 일반적인 총 토양 중 중금속 함량에서 건중 량 대비 식물체 총 중금속 함량으로 전이되는 양으로 나 타내었으나, 생중량 대비 식물체 총 중금속 함량, HCl 추출 토양 중금속 함량에서 건중량 대비 식물체 총 중금 속 함량 등 다양한 산출방법으로 실험을 수행하면 위해 성 평가 시 유용한 자료로 이용될 수 있다.
중금속에 대한 위해성평가는 광산지역 환경정책 수립 및 환경관리 제도 마련에 기여하고 타 오염 지역의 관리 체계 구축에 활용될 수 있도록 추진되어야 한다. 보다 더 장기적으로는 제반 환경정책 및 규제 설정, 전 오염지역 관리 체계 확립 등을 위한 기본적인 도구로 활용 가능해 질 것이다. 국내 광산지역 오염 환경에 최적의 위해성평 가 시스템이 개발되면 광산지역 환경위해성평가 기술의 확보를 통한 폐광지역 복원사업의 우선순위 결정, 정화 목표치 설정, 복원전략 수립에 적용가능하며 광산지역 관리계획 수립 등의 의사결정과정에도 활용될 수 있다.
여러 오염인자와 노출경로 등을 고려하여 적용되면 지역 별, 매체별, 물질별 우선순위를 결정하는데 활용가능하 기 때문에 유해 오염물질의 효율적인 관리체계 구축을 위해서도 기여할 수 있을 것이라 사료된다.
사 사
본 연구는 한국광해관리공단의 지원을 받아 수행한 연 구과제입니다.
References
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황 원 정
2014년 동아대학교 공과대학 에너지 · 자원공학과 공학사
현재 동아대학교 공과대학 에너지·자원공학과 석사과정 (E-mail; [email protected])
김 순 오
현재 경상대학교 지구환경과학과 교수 (本 學會誌 第51券 第1号 參照)
차 종 문
1994년 서울대학교 공과대학 자원공학 과 공학사
1996년 서울대학교 공과대학 자원공학 과 공학석사
2007년 미국 Colorado State University 공과대학 토목환경공학과 공학박사
현재 동아대학교 공과대학 에너지·자원공학과 조교수 (E-mail; [email protected])
이 상 우
1999년 충북대학교 환경공학과 공학사 2002년 광주과학기술원 환경공학과
공학석사
2006년 광주과학기술원 환경공학과 공학박사
현재 경상대학교 기초과학연구소 (E-mail; [email protected])
