서 론

산성암석배수(Acid Rock Drainage, ARD)는 황화광물이 대기 중 산소와 물에 노출되어 산화되면서 형성되는 산성 수질을 의미한다. ARD는 광산폐기물 적치장에서 주로 발생하는 대표적인 광해 현상으로 중금속 및 황산염의 용출을 유발하며, 주변 토양과 수계의 환경오염을 초래한다(Downing, 2014; Pozo-Antonio, 2014). 특히 ARD는 일단 발생하면 수십 년에서 수백 년 이상 지속될 수 있어 발생 이후의 처리보다 발생 가능성을 사전에 평가하고 예방하는 것이 중요하다(MEND, 2009). 그러나 광산폐기물의 광물학적 조성, 물리적 특성 및 풍화 정도가 매우 다양하고 ARD 발생까지 상당한 지연시간(lag time)이 존재하기 때문에 ARD 발생 여부를 사전에 예측하는 것은 쉽지 않다.

우리나라에서 폐금속광산 및 폐석탄광산 주변에 적치된 광물찌꺼기와 폐석은 환경오염원으로 작용해 왔다. 1990년대부터 금속광 광물찌꺼기는 지방자치단체가 석탄광 폐석은 석탄산업합리화사업단이 환경오염 방지 및 유실 방지 사업으로 각각 추진하였다. 2000년대 이후에는 한국광해방지사업단(현 한국광해광업공단)이 일원화하여 광물찌꺼기 및 폐석적치장에 대한 광해복구사업을 추진중에 있다. Park et al.(2018)은 국내 238개 광물찌꺼기 적치장을 대상으로 수행한 조사에 따르면 23개 적치장에서 상시 침출수가 유출되고 있음을 보고하였으며, 침출수에서 Al, As, Cd, Cu, Fe, Mn, Ni 및 Pb 등이 검출되고 일부 항목은 수질환경기준을 초과한다고 밝혔다. 또한 침출수 발생량은 강우량과 적치장의 수문학적 위치에 영향을 받으며, 복구사업 완료 이후에도 지속적인 모니터링과 사후관리가 필요하다고 제안하였다.

ARD 발생 예측을 위한 시험법(Acid-Base Accounting, ABA)은 정적시험과 장기 반응을 평가하는 동적시험을 중심으로 발전해 왔다. 장기적인 침출수 수질 변화를 예측하기 위한 수치모델 연구(Anawar, 2013)와 광산폐기물 내부의 용적수분함량(VWC), 전기전도도(EC), 온도 및 공극가스 변화 등을 통합적으로 해석하는 연구(Bao et al., 2020; Dimech et al., 2023; Dimech et al., 2024)가 수행되고 있다. 또한 특정 환경조건에서의 중금속 용출 특성(Kusi et al., 2024)이나 산 생성 폐석과 중화물질의 혼합을 통한 ARD 저감 방안(Hamanaka et al., 2024) 등 다양한 연구가 진행되고 있다. 이러한 연구들은 ARD 발생 가능성을 예측하고 적절한 관리전략을 수립하는 데 중요한 기초자료를 제공하고 있다(Yassir and Sana, 2024).

한편 국내 광해복구사업의 사례를 검토해 보면 조사·평가 단계에서는 지반조사, 오염도 조사, 수질조사 및 지하수 유동 평가 등이 수행되고 있다. 한국광해광업공단의 광물찌꺼기처리 기술기준에서는 “평가지역을 대표할 수 있도록 시료를 채취하여야 한다”고 규정하고 있으나(KOMIR, 2022) 구체적인 시료채취 규정이 없다. 따라서 광산폐기물 복구사업 설계시 ARD 발생 가능성을 평가하기 위한 ABA 적용 사례는 매우 제한적이거나 없는 경우도 있다. 복구사업 이후에도 유출사례를 고려하면 복구사업 설계시 ARD 발생 가능성을 체계적으로 평가하고, 그 결과를 복구공법 설계 및 사후관리 계획에 반영하는 전략이 필요하다고 판단된다.

본 연구에서는 강원도 태백시에 위치한 H 탄광 폐석적치장을 대상으로, 폐광 직전인 2008년에 수행된 지구화학적 조사 결과(Kang et al., 2008)와 산림복구 이후인 2021년 문헌조사(MIRECO, 2021) 그리고 2026년 수행한 현장 조사 및 수질 분석 결과를 비교하였다. 이를 통해 복구 이전 폐석의 산 생성 가능성과 복구 이후 관찰된 산성 침출수 발생 양상 간의 관련성을 해석하고, 복구사업 설계 단계에서 ARD 사전 예측 평가가 갖는 중요성을 강조하고자 하였다.

연구방법

연구지역

강원도 태백시에 위치한 H 탄광으로서 1982년 개광하여 1985년도에 채탄작업을 시작하였고 1990년대 초까지 연간 약 50만톤을 생산한 탄광이었다. 매장량 감소로 2008년 10월에 폐광되었다. 연구지역 지질은 제4기 신기하성층과 고생대 오르도비스기 조선계 대석회암층군 두무동층, 동점규암층, 캠브리아기의 화절층, 풍촌석회암층, 고생대 석탄기의 평안계 홍점층이 분포하고 있다(MIRECO, 2021).

폐광당시 본 탄광의 폐석적치장은 3개소로 구분된다. 가장 큰 경석장의 면적은 90,102 m², 폐석적치량은 3,059,079 m³으로 본 연구지역에 해당된다. 폐광 이후 본 폐석적치장에 대한 광해방지사업은 2014년부터 2018년까지 약 8만 m² 규모의 산림복구사업이 수행되었고 현재에 이르고 있다(Fig. 1). MIRECO(2021) 보고서에 따르면 폐석적치장 하부 침출수가 Al로 오염된 것으로 보고되고 있다. 2024년 식생 활착조사 결과에 따르면 복토 후 식재한 일부 수종의 생존율이 낮고 토양이 약산성을 나타내는 것으로 확인되었다(KOMIR, 2024). 2026년도 4–6월 폐석적치장 하부 수로에서 흰색 침전물이 관찰되었다. Park et al.(2018)이 보고한 것처럼 본 연구지역에서도 폐석적치장이 복구된 이후에도 ARD가 발생하고 있다.

Fig. 1.

(A) Before restoration work (2008), (B) Completed restoration work (2018), and (C) After restoration (2026). Source of photograph (B): www.e2news.com.

ABA 시험

폐광전 H 탄광의 폐석적치장에서 폐석을 채취하여 ABA 시험에 사용했다(Fig. 2A, B). –200메쉬 분말시료에 증류수를 1:2 비율(w/w)로 혼합한 후 12시간 경과 후 pH_1:2 및 EC_1:2를 측정하였다. 산 중화능력(Acid Neutralising Capacity, ANC) 시험은 Sobek 방법(1978)에 의하였다. 최대의 산 발생 잠재력(Maximum Potential Acidity, MPA)은 황 분석기(SC-432, Leco사)로 총 황(S_T) 함량을 구하여 MPA = total S(%) × 30.6의 식으로 계산하였다. Net Acid Generation(NAG) 시험은 과산화수소를 첨가하여 산화시켜 반응용액의 pH를 측정(NAG_pH) 하고, 이후 알카리 첨가를 통해 pH 4.5 및 pH 7.0까지 적정을 하여 구하였다(MEND, 2009).

Fig. 2.

Sampling locations (A, B) and volumetric water content (VWC) monitoring points (C) in the waste rock dump.

폐석적치장 깊이별 강우 침투 측정

폐석적치장 지표면 하부로 2m 심도로 굴착기로 굴착 한 후 굴착 단면에 일정한 심도에 용적수분함량(Volumetric Water Content, VWC), EC 및 온도 센서(ECH₂O-TE)를 각각 삽입 하고 Data logger(Decagon Devices 사 Em50 모델)와 연결한 후 구덩이를 매립하였다(Fig. 2C). 2008년 5월 15일부터 6월 26일까지 30분 간격으로 계측하였다. 동일 기간 기상청 강우량 자료를 수집하여 측정자료와 비교하였다.

수질분석

폐석적치장의 지표면에 물 웅덩이(WR-1, WR-2)와 폐석적치장 옹벽 밑 수로에서 침출수(WR-3)를 대상으로 수질분석을 수행했다. 또한 복구 후인 2026년 4월 14일, 6월 19일에 폐석적치장 갱내수(Wu-Apr, Wu-Jun) 그리고 폐석적치장 옹벽 밑 수로에서 침출수(Wd-Apr, Wd-Jun) 시료를 대상으로 수질분석을 하였다(Fig. 2A). 2026년 4월보다 6월에 강우량이 많아서 4월 및 6월 시료채취로 강우량의 변화가 침출수 수질에 미치는 영향을 파악하였다.

현장에서 pH/Eh(Toa pH/Eh meter) 및 EC(Orion 130 conductivity meter)를 측정하였다. 알칼리도는 적정법으로 측정하였다. 수질분석 시료는 현장에서 0.45 µm의 Nitro Cellulose Membrane Filter로 여과하였다. 양이온 시료는 농질산을 첨가하였다. Fe, Al, Mn 등 양이온 성분은 한국지질자원연구원의 ICP-AES(Jobin Yvon 38, 2026년 장비 ICP-OES; PerkinElmer, Optima 8300)를 이용하여 분석하였다. SO₄등 음이온 성분은 IC(Dionex series, 2026년도 장비 IC: Thermo Fisher Scientific, ICS-6000)를 이용하여 분석하였다.

결과 및 토의

복구 전 폐석적치장 수질 특성

2008년 폐석적치장 복구 이전의 WR-1, WR-2 및 WR-3 수질 분석결과를 Table 1에 정리하였다. 세 시료는 pH, 알칼리도, EC 및 주요 용존 성분에서 뚜렷한 차이를 나타내어 폐석적치장내 황화광물의 산화와 중화광물의 반응 정도가 공간적으로 상이함을 보여준다.

WR-1은 pH 8.10로 알칼리성 수질을 나타냈다. SO₄ 농도는 296 mg/L로 황화광물 산화의 영향을 받았으나 높은 알칼리도가 유지되어 산도가 탄산염 광물과의 반응에 의해 상당 부분 중화된 것으로 판단된다. 용존 Fe가 0.04 mg/L로 매우 낮았으며, Mn은 1.42 mg/L로 상대적으로 높은 농도를 나타냈다.

WR-2는 pH 5.33, EC 2,140 µS/cm 및 SO₄ 1,300 mg/L로 세 시료 중 가장 높은 용존 이온 농도를 나타냈다. 또한 Mn 농도는 10.3 mg/L로 높았다. 낮은 알칼리도와 높은 SO₄ 및 EC는 황화광물 산화에 의해 생성된 산도가 충분히 중화되지 못한 결과로 판단된다. 따라서 WR-2는 폐석적치장 상부의 산화대에서 형성된 ARD 특성을 가장 뚜렷하게 반영한다.

WR-3는 pH 6.18, EC 434 µS/cm 및 alkalinity 6.10 mg/L as CaCO₃를 나타냈다. SO₄ 농도는 944 mg/L, Mn 농도는 0.25 mg/L였다. 시료채취 위치가 폐석 내부를 통과한 최종, 최저 위치이므로 희석, 광물 침전, 흡착 등 물–암석 반응 등이 복합적으로 작용한 결과로 해석된다.

Piper diagram(Fig. 3)에서 WR-1, WR-2 및 WR-3은 모두 Ca–SO₄ 계열에 분포하였다. 특히 음이온 조성에서 SO₄가 지배적으로 나타나 황화광물 산화의 영향을 공통적으로 반영하였다. 반면 양이온 조성은 WR-1은 상대적으로 Mg 비율이 높고 WR-3은 Ca 비율이 높은 특성을 보였다. 이러한 차이는 동일한 황화광물 산화계 내에서도 탄산염 광물의 조성, 반응 정도 및 물의 이동경로에 따라 Ca와 Mg의 상대적 비율이 달라질 수 있음을 의미한다.

Fig. 3.

Piper diagram.

폐석의 산 발생 잠재력과 지구화학적 불균질성

ABA 및 NAG 시험 결과를 Table 2에 수록하였다. NAPP-NAG_pH 분류에서 전체 시료의 약 68%가 산 생성 가능(PAF) 영역으로 분류되었다. 일부 시료는 불분명(UC) 영역에 위치하였다(Fig. 4).

Fig. 4.

Relationship between net acid producing potential (NAPP) and NAG pH for waste rock samples.

Paste pH_1:2와 EC_1:2의 분포에서 시료들이 넓은 영역에 산포하여 지구화학적 불균질성이 확인된다(Fig. 5). 심도별 폐석의 paste pH_1:2는 대체로 산성 범위였으며, EC_1:2는 약 2,000–3,000 µS/cm의 범위를 나타냈다. 낮은 paste pH와 높은 EC_1:2를 동시에 나타내는 시료(WD-4, WD-15)는 황화광물 산화에 의해 생성된 산성 염의 축적을 시사한다. 반면 중성 부근의 pH에서도 높은 EC_1:2를 나타내는 일부 시료(WD-1, WD-12)는 산 생성과 탄산염 중화가 동시에 진행되어 pH는 완충되었으나 SO₄, Ca, Mg 등의 용존 이온은 계속 축적된 상태로 해석된다.

Fig. 5.

Relationship between paste pH and EC measured in waste rock paste samples.

ANC/MPA < 1는 중화능력이 잠재 산발생량보다 작아 PAF일 가능성 높다고 할 수 있고, ANC/MPA = 1~2는 불확실 구간으로, ANC/MPA ≥ 2는 충분한 중화능력을 가진 NAF 가능성 높은 것으로 해석할 수 있다. 많은 시료들은 NAG_pH 약 2.5~3.2, ANC/MPA 약 –3~1 부근에 집중되어 있다(Fig. 6). 따라서 이들 시료군은 전형적인 PAF 폐석으로 해석할 수 있다. 그러나 NAG_pH가 낮지만 ANC/MPA가 매우 높은 시료도 존재하였다.

Fig. 6.

Relationship between NAG_pH and the ANC/MPA ratio for waste rock samples.

이상의 결과 폐석적치장이 전체적으로는 PAF 특성이 우세하지만, 국부적으로 중화능을 가진 폐석이 혼재하는 지구화학적으로 불균질한 반응계임을 보여준다. 이러한 불균질성은 WR-1, WR-2 및 WR-3의 서로 다른 수질 특성을 형성하는 주요 원인으로 판단된다.

폐석적치장 내 수분 이동과 용질 이동 특성

지반온도는 모든 심도에서 일변화를 나타냈으나 변동폭은 40 cm에서 가장 크고 심도가 증가할수록 감소하였다(Fig. 7). 이는 표층 폐석이 대기 온도의 영향을 직접 받는 반면 심부로 갈수록 열적으로 안정해지는 일반적인 특성을 반영한다. 폐석 내 산소 공급은 황화광물 산화를 지속시키는 중요한 요인이다(Smolensky et al., 1999; Wels et al., 2003). 폐석의 입도가 다양하고 표층에서 뚜렷한 온도 구배가 형성된다는 점은 폐석층 내부로의 기체 교환 및 산소 공급이 가능함을 시사한다는 점에서 폐석적치장 상부 환경이 산화대 특성을 보유한다고 볼 수 있다.

Fig. 7.

Temporal variation in ground temperature during the monitoring period.

VWC는 강우에 매우 민감하게 반응하였다(Fig. 8). 주요 강우 이후 40 cm 깊이에서 VWC가 즉각 증가하였고, 80–120 cm에서는 일정한 시간 지연 후 증가하였고 160 및 200 cm에서는 변화가 더욱 완만하고 지연되어 나타났다. 이는 강우량에 따라서 침투수가 폐석층 내부로 2 m 이상 이동할 수 있으며, 수분 이동이 단순한 균질한 수직 침투가 아니라 폐석의 공극구조 및 수리특성에 의해 지연되거나 우선 유로를 따라 이동하는 것을 의미한다.

Fig. 8.

Temporal variation in volumetric water content (VWC) during the monitoring period.

전기전도도(EC) 변화는 이러한 수분 이동과 밀접한 관련성을 나타냈다(Fig. 9). 표층인 40 cm에서는 강우 이후 EC가 빠르게 변동하였으며, 이는 건기 동안 폐석 표면 및 비포화대에 축적된 황산염 및 기타 가용성 염류가 강우에 의해 용해되어 이동하는 flushing 과정으로 해석된다. 중간 심도에서는 강우 직후 희석에 의해 EC가 일시적으로 감소한 후 다시 증가하는 현상이 나타났으며, 이는 침투수에 의한 희석과 동시에 폐석과의 물–암석 반응 및 축적염의 재용출이 진행된 결과로 볼 수 있다. 특히 160 cm 부근에서 강우 후 EC 증가가 일정 시간 지연되어 나타난 것은 상부에서 이동한 용존 성분이 특정 깊이에서 일시적으로 체류하거나 집중될 가능성을 시사한다. 반면 200 cm에서는 EC 변화폭이 상대적으로 작아 상부에 비해 보다 완충된 수리지구화학적 조건을 나타냈다.

Fig. 9.

Temporal variation in electrical conductivity (EC) during the monitoring period.

황화광물이 건조한 환경이나 통풍 조건에서 1차 산화될 때, 황산염들(예: Melanterite, Jarosite, Alunite, Copiapite 등) 형태의 이차광물이 형성되고 이 염류들이 강우 시 용해되면서 수소 이온(H⁺)과 금속 이온을 급격히 방출하게 된다(Hutchison and Ellison, 1992). 따라서 강우에 따른 VWC와 EC의 동시 변화는 단순한 희석 현상이 아니라, 건기 동안 산화·농집된 용질이 침투수 유입으로 재용출되어 하향 이동하는 반복적인 축적과 세척 과정을 반영한다고 판단된다.

이러한 관측 결과는 ABA에서 확인된 PAF 폐석의 존재와 WR-2의 산성 황산염 수질을 수리학적으로 연결해 준다. 즉, 복구 전 폐석적치장에서는 강우의 직접적인 침투와 내부 산소 공급에 의해 황화광물 산화가 지속되고 있으며 생성된 산성 물질 및 황산염이 강우 시 적치장 하부로 이동할 수 있는 조건이 형성되어 있었다. 따라서 오염된 침출수 발생의 방지를 위해 폐석적치장에서는 강우 침투 억제와 지표수 배제를 위한 복토 및 우수 배제시설의 설치가 필요한 상태로 평가된다.

복구 후 폐석적치장의 장기 수질 평가

강우에 따른 수질 변화

MIRECO(2021) 및 2026년 조사 자료를 2008년 자료와 비교하여 폐석적치장 복구 전 후의 수질 변화를 평가하였다. MIRECO(2021) 조사결과에 의하면, 폐석적치장 하부 수로로 두 지점에서 침출수가 유입되는 것으로 나타났다. 상부 침출수 유량은 72.3–4,676.6 m³/day의 큰 변동폭을 보이며 pH는 3.54–5.08로 산성수였다. Al은 7.675–23.470 mg/L, Mn은 2.219–6.199 mg/L의 농도를 나타낸 반면 Fe는 매우 낮은 수준으로 보고되었다. 저농도 Fe 고농도 Al ARD가 유출되는 것으로 조사되었다.

2020–2021년 1년 동안 정기적으로 조사한 결과를 인용하면 유량이 크게 증가한 여름철에 Al과 SO₄ 농도가 함께 증가하고 이후 점차 감소하는 경향이 관찰되었다(Fig. 10). 이는 강우 침투에 의해 폐석 내부 비포화대에 축적된 산성 용질과 황산염계 염류가 flushing 되는 과정과 관련된 것으로 판단된다. 이러한 현상은 앞서 언급한 복구 이전 폐석적치장내 VWC–EC 모니터링에서 확인된 강우 침투 및 용질 이동 특성과 지구화학적으로 유사성을 갖는다.

Fig. 10.

Temporal variations in flow rate, pH, Al, and SO₄^2‒ concentrations in the leachate. Source: Modified from MIRECO (2021).

2026년도 태백지역의 총 강우량은 3월 84.7 mm, 4월 53.2 mm, 5월 156.1 mm로 기록되었다(KMA, 2026). 따라서 시료채취 기간이었던 4월보다 6월 시료가 강우 효과를 많이 받았다고 할 수 있다. 폐석과 접촉하지 않은 갱내수(Wu-) 및 침출수(Wd-)를 4월과 6월에 비교하였다(Fig. 2A; Fig. 11). Wu-Apr. 및 Wu-Jun.은 pH 8.66 및 8.13으로 모두 약알칼리성 조건을 유지하였으며, SO₄ 농도도 각각 5 및 9 mg/L로 낮았다. 이는 폐석적치장과 무관한 위치의 물로서 황화광물 산화의 영향을 받지 않았음을 보여준다.

Fig. 11.

Comparison of water-quality parameters in mine water and leachate collected in April and June.

반면 Wd-Apr.에서 Wd-Jun.으로 변화하면서 pH는 6.17에서 4.52로 감소하였고, EC는 569에서 1,799 µS/cm로 약 3배 증가하였다. 같은 기간 SO₄는 241에서 1,140 mg/L로 약 4.7배, Al은 0.23에서 7.64 mg/L로 약 33배, Mn은 0.90에서 3.60 mg/L로 4배 증가하였다. Ca는 66에서 250 mg/L, Mg는 27에서 121 mg/L로 각각 약 3.8배 및 4.5배 증가하였다.

4월에 비해 6월 시료의 수질이 pH 저하와 SO₄, Al, Mn, Ca 및 Mg 농도의 증가가 관찰되었다. 이들 성분을 고려할 때 강우가 폐석 하부로 침투하면서 축적되어 있던 산성 황산염 및 가용성 2차 광물을 용출시킨 것으로 판단된다.

복구 전·후 수질의 지구화학적 특성

폐석 내 탄산염 광물 중 백운석의 산 중화반응은 다음과 같이 나타낼 수 있다(식 1). 따라서 황화광물 산화로 생성된 산도가 탄산염 광물과 반응하면 Ca와 Mg가 용출된다. Ca는 이후 석고 또는 탄산염 광물의 침전 등에 의해 다시 제거될 가능성이 있는 반면, Mg는 비교적 넓은 pH 범위에서 용존상으로 잔류할 수 있다. 따라서 Ca–Mg–SO₄의 상대적 몰비는 폐석 내 산 발생과 후속 중화반응의 정도를 평가하는 유용한 지표가 될 수 있다.

2008년 시료와 2026년 시료를 Ca–Mg–SO₄ 삼각도에서 비교하였다, 폐석과 접촉하지 않은 갱내수 Wu와 폐석 영향을 받은 WR 및 Wd가 뚜렷하게 구분된다(Fig. 12). Wu 시료는 SO₄ 몰분율이 낮고 Ca의 상대비가 높다. WR 및 Wd 시료는 SO₄가 높은 영역에 군집한다. 2008년 WR과 2026년 Wd가 약 18년의 시간 간격에도 불구하고 SO₄가 풍부한 유사한 지구화학적 계열을 나타냈다. 이는 WR 및 Wd의 수질이 공통적으로 폐석 내 황화광물 산화의 영향을 받고 있음을 의미한다. 그러나 WR 및 Wd 시료 사이에서도 Ca, Mg 및 SO₄ 몰비의 차이가 나타나며, 이는 산 생성 이후 폐석 내 광물과의 반응 정도가 시료별로 즉 위치에 따라서 상이함을 나타낸다.

Fig. 12.

Ternary diagram showing the relative molar proportions of Ca, Mg, and SO₄^2‒ in the water samples.

고농도 Al ARD의 형성

2020–2021년과 2026년에 조사된 침출수의 주요 수질 특징은 높은 SO₄ 및 Al 농도에도 불구하고 용존 Fe 농도가 매우 낮다는 점이다. 황철석 산화 초기에는 Fe²⁺ 와 SO₄²⁻가 함께 방출되지만, Fe(II) 종은 산소 또는 Fe 산화 미생물에 의해 Fe(III) 종으로 산화된 후 가수분해되어 고체상으로 제거될 수 있다. 산성 및 고농도 황산염 조건에서는 schwertmannite가 우선적으로 형성되며, pH가 상승하거나 반응이 장기화되면 ferrihydrite 및 goethite와 같은 Fe(III)종의 산화·수산화물로의 침전과 상전환이 촉진된다(Bigham et al., 1996; Jönsson et al., 2005). 이러한 Fe(III) 종 광물의 선택적 침전으로 용존 Fe 농도는 크게 감소하지만, SO₄는 일부만 schwertmannite에 포함되고 대부분 용존상으로 잔류하거나 광물의 상전환 과정에서 재방출될 수 있다(Rose and Elliott, 2000; Paikaray and Peiffer, 2010). 산성수는 장석, 운모, 녹니석 및 점토광물과 같은 Al 함유 규산염 광물과 반응하면 Al이 용출될 수 있다. 한편 Al은 Fe(III) 보다 높은 pH까지 용존상으로 유지될 수 있으므로, 수질이 Fe 침전에는 적합하지만 Al 성분이 광물 침전에는 도달하지 못한 ARD 상태 즉, 낮은 Fe 농도와 높은 Al–SO₄ 형태의 수질이 나타날 수 있다(Sánchez-España et al., 2011). 이러한 수질 특성은 여러 문헌에서도 확인된다(KIGAM, 2003; Munk et al., 2002; Vazquez et al., 2010).

복구 전·후 비교의 의미

2008년 복구 전 조사에서 폐석의 약 68%가 PAF로 분류되었으며, 실제 적치장 내에서는 WR-2와 같은 산성 황산염수가 확인되었다. 또한 VWC와 EC 관측을 통해 강수가 폐석적치장 내부 2 m 이상까지 침투하고, 건기 동안 축적된 용존 성분이 강우 시 하부로 이동하는 현상이 확인되었다.

복구 후인 2020–2021년에도 폐석적치장 하부에서는 산성의 Al ARD 침출수가 지속적으로 발생하였으며, 2026년 조사에서도 강우 후 수질은 pH 감소와 SO₄, Al, Mn, Ca 및 Mg의 급격한 증가가 확인되었다. 따라서 복구 전·후 자료를 종합하면 다음과 같은 장기적 지구화학 과정이 제시될 수 있다. 황화광물 산화 → 산도 및 SO₄ 생성 → 폐석 내 산성 생성물 및 2차 황산염 축적 → 강우 침투 → 축적 물질의 flushing → 탄산염·규산염 광물의 추가 용해 → Al, Ca, Mg 방출 → 하부 침출수의 수질 악화

이러한 결과는 폐석적치장의 표면 복구가 외부로부터의 물과 산소 공급을 감소시킬 수는 있지만, 차수 기능이 훼손될 경우 복구 이전에 형성된 산화대와 폐석 내부에 저장된 산성 생성물이나 혹은 산화가 지속됨으로써 ARD가 수년에서 수십 년 동안 지속될 수 있음을 보여준다. 특히 강우가 많은 시기에는 침투수에 의해 저장 산도(stored acidity)와 황산염이 재용해되면서 일시적으로 수질이 악화될 수 있다. 따라서 폐석적치장의 복구 효과를 평가할 때에는 단순한 복구 직후의 pH 또는 유출수 농도만으로 판단하기보다, 장기간의 강우–유량–수질 변화를 함께 평가하는 것이 필요하다.

결 론

본 연구에서는 폐석적치장의 복구 전 지구화학적 특성과 복구 후 장기 수질 변화를 비교하여 ARD의 발생 및 지속 메커니즘을 평가하였다.

복구 전 폐석적치장내 웅덩이 물과 적치장 하부 침출수 수질은 동일한 황화광물 산화계에서 기원하였으나 폐석의 중화능과 물–암석 반응 정도에 따라 분화되었다. WR-1은 탄산염 완충에 의해 중성–알칼리성 수질을 나타낸 반면, WR-2는 낮은 pH와 높은 SO₄ 및 EC를 나타내는 산성 황산염수의 특성을 보였다. 침출수 WR-3는 폐석 내부를 통과하면서 혼합과 중화반응을 거친 하부 유출수로 해석되었다.

ABA 및 NAG 시험 결과 폐석 시료의 약 68%가 PAF로 분류되었으며, 일부 시료에서는 중화능이 확인되어 폐석적치장이 지구화학적으로 불균질한 시스템이었다. 이러한 불균질성은 동일 적치장 내에서 산성수와 중화수가 동시에 형성되는 원인으로 판단된다.

VWC 및 EC 모니터링에서는 강우가 폐석적치장 심도 2 m까지 침투하고, 강우 이후 수분과 용존 성분이 시간차를 두고 하향 이동하는 현상이 관찰되었다. 이는 건기 동안 비포화대에 축적된 황산염 및 산성 생성물이 강우 시 재용출되는 flushing 과정으로 해석되며, 강우가 ARD 발생과 이동을 지배하는 주요 수리학적 인자임을 보여준다.

복구 후에도 ARD는 장기간 지속되고 있었다. 2020–2021년에는 Fe가 낮고 Al과 SO₄가 높은 산성 침출수가 확인되었으며, 2026년 강우량에 따른 수질조사에서는 강우 이후 침출수의 pH가 6.17에서 4.52로 감소하고 EC, SO₄, Al, Mn, Ca 및 Mg가 크게 증가하였다.

따라서 대상 폐석적치장에서는 황화광물 산화 → 산성 생성물 축적 → 강우 침투에 따른 재용출 및 flushing → Al, Ca, Mg의 이동으로 이어지는 지구화학적 과정이 복구 후에도 지속되는 것으로 판단된다.