서 론
연구 방법
대상 시료 및 분석방법
안정화제 선정
단계별(연속)추출법
대형 컬럼 실험
연구결과 및 고찰
토양의 중금속 함량
상추 잎의 As 및 중금속 함량
토양단계별(연속)추출 실험
안정화 대형 컬럼 실험 결과
결 론
서 론
비소 및 중금속 등은 지각에 미량 포함되어 있는 원소로 인체에 영향을 미치지 않을 만큼 낮지만 광산활동 및 제련 등의 결과로 이들 미량원소들은 상대적으로 높은 농도로 토양을 오염시키고 있다. 현재 국내에 분포하는 휴･폐금속광산은 2,089개, 비금속광산 2,198개, 석탄광 394개 및 가행광산 593개 등 총 5,274개로 파악되고 있으며(MIRECO, 2011), 휴･폐광산에 대한 정밀조사 결과, 광산폐기물 및 광산주변에 있는 농경지 토양의 80% 이상이 비소 또는 중금속으로 오염된 것으로 조사되었다(KMOE, 2005). 특히, 이들은 집중강우나 강풍 시 광산폐기물에 포함된 오염물질이 하류로 이동 또는 분산되어 농경지나 수계의 주요한 환경오염 원인이 되고 있으며, 이렇게 오염된 토양은 농작물에 영향을 미쳐 이를 섭취한 주민의 건강에 심각한 문제를 야기시킬 수 있다(Jung and Jung, 2006).
일반적으로 알려져 있는 중금속 오염토양에 대한 기존의 대책공법은 고형화(solidification), 유리화법(vitrification), 식물정화법(phytoremediation) 및 토양세척법(soil washing) 등이 있지만, 이러한 방법은 비용적인 측면에서 농경지 복원공법에 적용이 불가능한 실정이다. 따라서 2006년 설립된 한국광해관리공단은 비소 및 중금속으로 오염된 토양의 처리기법 중 석회, 유기물질, 철/망간 산화물과 같은 화학적 안정화제를 이용하여 국내 농경지 토양의 정화를 수행하고 있다. 이러한 안정화공법은 비교적 비용이 저렴하며 처리기간이 짧기 때문에 폐금속광산 주변 오염된 농경지 토양을 처리하기 위한 매우 유용한 공법으로 인식하고 있다(Lee, 2007). 특히, 안정화공법은 고형화와는 다르게 오염토양으로부터 중금속의 생이용성(bioavailability)을 감소시키기 위한 방법으로서 화학적 안정화제를 투입하여 토양에 포함된 미량중금속의 이동성 및 용출성을 감소시키는 연구가 많이 진행되었다(Janos et al., 2010; Park et al., 2010).
안정화공법 적용 시 중금속 안정화제 선정이 중요하며, 이에 대한 많은 선행연구가 수행되었다(Jo et al., 2008; Oh et al., 2011). 안정화제 선택은 오염 종류 및 토양의 조건에 따라 다르며 비소 오염의 경우 망간 또는 알루미늄산화물보다 철산화물이 광범위하게 사용된다. 기존 연구에 따르면 FeAsO4·2H2O(Sastre et al., 2004), Fe3(AsO4)2(Porter et al., 2004) 등이 가능한 것으로 알려져 있다. 하지만 중금속으로 오염된 토양을 안정화 처리한 후에 pH의 변화에 따른 중금속 성분의 재용출 문제 때문에 안정성에 관한 문제가 항상 제기되었다(Chung, 2001). 따라서 이 연구에서는 토양 안정화공법 적용 후, 비소 및 중금속의 안정성을 확인하고자 대형컬럼 실험을 실시하였으며, 작물의 영향을 파악하기 위해 컬럼 상부에 상추를 재배하여 안정화 공법의 효율성을 평가하고자 하였다.
연구 방법
대상 시료 및 분석방법
연구에 사용된 시료는 충청북도에 위치한 거풍 광산과 강원도에 위치한 원동 광산의 안정화 공법이 적용된 농경지 토양이었다. 연구지역에서는 논토양 1개 지점, 밭토양 1개 지점의 오염토를 채취하였다. 채취한 시료는 풍건시킨 후 －100 mesh로 체질한 건조시료 3.0 g을 정량하여, 시험관에 넣고 질산(7.0 mL)과 염산(21 mL)을 넣어 Heating Block에서 70℃를 유지하면서 약 1시간 동안 용출한 용액(Ure, 1995)을 원자흡광분광광도계(Varian AA240, 호주)를 활용하여 분석하였다. 식물시료의 경우 이온순수로 3회 이상 세척한 후 상온에서 7일 이상 자연건조 시킨 후, 식물용 믹서기를 이용하여 미분쇄하였다. 천칭으로 시료 1.0 g을 정량적으로 잰 후, 유리관에 콘덴서를 부착하고 과산화수소 1 mL와 질산 7 mL을 넣고 Heating Block에서 50℃로 5분, 80℃ 5분, 190℃에서 35분를 가한 후 증류수를 채워 최종 부피 20 mL(MFDS, 2011)로 정량한 시료를 원자흡광분광광도계로 분석하였다.
안정화제 선정
pH를 상승시켜 토양 내에서 이동성이 높은 중금속 성분을 저감시킬 목적으로 입상석회석과 제강슬래그를 선정하여 사용하였다. 석회석과 제강슬래그는 현재 시판되고 있는 것을 사용하였으며, XRF 분석을 실시하여 주요 구성 성분들의 함량을 알아보았다(Table 1). XRF 분석결과 입상석회석은 CaCO3가 전체의 92%를 차지하였으며, SiO2가 1%, MgO가 0.9% 순으로 나타났으며, 제강슬래그는 CaO가 전체의 61%, Fe2O3가 20%를 차지하였으며, SiO2, SO3가 각각 11%, 3% 순으로 나타났다.
단계별(연속)추출법
단계별추출법은 토양 및 퇴적물 내 중금속 오염의 장기적인 환경적 영향을 평가하거나 오염복구의 개발 및 적용에 있어 유용한 정보를 제공할 수 있다(Jung, 1994). 이 연구에서 사용한 방법은 가장 보편적으로 사용되고 있는 Tessier 등(1979)을 사용하였다(Table 2). 단계별추출법은 토양 내 미량원소의 존재형태를 크게 (1) Exchangeable fraction(교환성 형태), (2) Bound to carbonate or specially adsorbed fraction(탄산염결합 형태), (3) Bound to Fe and Mn oxides fraction(환원성 철/망간 산화물 형태), (4) Bound to organic and sulfides fraction(산화성 유기물/황화물 형태), (5) Residual fraction(광물격자 내 잔류상 형태)로 구분하였다. 단계별추출법에 이용되는 용출제와 토양 내 비소 및 중금속 전함량 확인에 이용되는 용출제의 차이점에 의해 발생하는 오차를 줄이고자 5단계에서는 왕수분해법을 사용하였다. 또한 단계별추출에 의해 용출된 함량과 왕수분해를 통한 함량을 다음의 식을 이용하여 비교하였다.
대형 컬럼 실험
실험을 위해 사용한 컬럼은 Fig. 1과 같은 제원으로 두께 0.5 cm, 직경 15 cm의 아크릴로 제작하였다. 높이는 현장에 적용한 공법과 동일하게 하기 위하여 100 cm로 하였으며, 오염토층은 30 cm, 안정화층 20 cm 그리고 산업자원부 고시 제2006-75호 “광해방지사업의 핵심공법 또는 핵심기술의 범위”에 근거하여 상부에 비오염토로 복토층을 형성시켜 주었다. 대조구(WA, without amendment)의 경우는 안정화층을 제외하고 오염토층과 복토층만을 적용시켜 수행하였으며, 또한 각 층마다 유출수가 배출될 수 있도록 배출밸브를 설치하였다. 안정화제의 혼합비는 현장과 동일하게 1) 입상석회석 5%, 2) 석회석 3% + 제강슬래그 2%를 적용하였다. 안정화 효율성 평가를 위해 컬럼 상부층에 식물(상추)을 재배하였으며, 농업용수의 영향을 확인하기 위해 상부에 pH 5.8로 조절된 용액을 주입하였고, 지하수의 영향을 보기위해 인공강우용출시험법(SPLP)에서 제시한 pH 4.2인 용액을 컬럼 하부로 복토층까지 주입하고 정치시킨 후 10 ～15일 간격으로 총 4회 시료를 채취하였다. 시료는 pH와 비소 및 중금속을 각각 pH meter(Thermo, 미국), 원자흡광분광광도계(Varian AA240, 호주)를 활용하여 화학분석하였다. 실험 결과의 재현성을 위해 3회 중복 실험을 실시하였으며, 중복 실험값의 산술평균을 최종 실험값으로 결정하였다.
연구결과 및 고찰
토양의 중금속 함량
농경지 토양과 복토재의 pH와 비소 및 중금속 함량을 조사하였다(Table 3). 거풍광산의 pH는 5.31로 약산성을 보이고 있으며, 왕수로 분해하여 분석한 중금속 함량(mg/kg)은 각각 As 3.407, Cd 1.931 Cu 47.12, Pb 189.8 및 Zn 317.3으로서 Zn만 토양오염 우려기준을 초과하였다. 2010년도 토양 측정망 및 토양오염실태조사(KMOE, 2011)의 토양 평균농도와 비교한 결과, pH는 낮은 값을 보이고 있으며, As와 Cd는 비슷한 값을 나타내고 있으며, Cu 3배, Pb 9배 및 Zn 5배 정도 높은 함량을 보였다. 원동광산의 경우 pH는 7.53으로 중성을 보이고 있으며, 중금속 함량(mg/kg)은 As 178.6, Cd 10.82, Cu 226.4, Pb 865.8 및 Zn 472.9서 모든 원소에서 토양오염기준을 초과하였다. 2010년도 토양 측정망 및 토양오염실태조사(KMOE, 2011)의 토양 평균농도와 비교한 결과, As는 33배, Cd 9배, Cu 13배, Pb 39배 및 Zn 7.5배 정도 높은 함량을 보였다. 특히 Cd의 경우 최대 농도가 10.82 mg/ kg으로 이는 Alloway(1995)가 제시한 토양에서 1 mg/kg 이상일 경우는 오염원이 존재한다는 것에 부응하는 결과를 얻었다. 또한, 환경부의 토양측정망 및 토양오염실태조사와 비교하면 모든 원소에서 연구지역이 높은 농도를 보이고 있으며 이러한 결과는 광산에 의해 발생된 오염물질이 주변 농경지에 영향을 주고 있음이 확인되었다. 컬럼 실험에 사용된 복토재의 중금속 함량(mg/kg)은 각각 As 4.571, Cd 불검출, Cu 13.42, Pb 18.32 및 Zn 24.78로 낮은 것으로 나타나, 컬럼 실험을 위한 복토재로 적절한 것으로 나타났다.
상추 잎의 As 및 중금속 함량
컬럼 상부에 재배한 상추 잎의 As 및 중금속 함량을 Table 4에 정리하였다. Kabata- Pendias(2001)의 결과에 의하면 일반적인 상추 잎의 배경함량(mg/kg, dry weigh)은 각각 As 0.02～0.25, Cd 0.1～0.4, Cu 6.0～8.0, Pb 0.7～3.6 및 Zn 44로 보고되었다. 이번 연구결과와 비교해 본 결과 As의 경우 거풍광산은 배경함량과 비슷한 함량을 보인 반면, 원동광산에서는 2배 이상의 높은 함량을 보였다. 이는 오염토양의 농도가 국내 대책기준보다 2배 이상 높은 농도를 보이며 pH도 7이상의 중성을 보였기 때문으로 판단된다. Cu와 Pb에서는 두 개 광산 모두 배경값에 비해 낮은 함량을 보이는데, 거풍광산의 경우는 토양 내의 함량이 비교적 낮은 반면 원동광산은 높게 검출되었지만 상추 잎의 함량이 낮게 나타난 것은 상대적으로 이동성이 적은 원소이기 때문으로 판단된다(Ramos et al., 1994). Zn의 경우 모든 시료에서 토양 우려기준을 초과하였지만, 식물의 배경값 보다는 낮게 검출되었다.
토양단계별(연속)추출 실험
단계별추출법은 시료처리문제, 많은 시간소요, 중복추출 및 금속의 재분포, 각 단계의 추출용액이 모든 원소에 적합하지 못하다는 단점이 있지만(Jung, 1994), 지속적으로 이용되는 이유는 중금속별 총량분석만으로는 확인할 수 없는 금속의 분포에 대한 유용정보를 제공하기 때문이다. 장시간의 걸친 컬럼 토양의 중금속의 존재 특성 및 토양과의 결합 형태를 파악하고자 단계별추출법을 오염토와 복토재 그리고 컬럼 실험을 진행한 후 컬럼 내 토양을 이용하여 분석하였다(Table 5). 단계별추출의 1～2단계의 중금속이 생물학적으로 이용 가능한 형태로 보고되었으며(Li et al., 2007) 이에 따라 1～3단계가 4～5단계보다 생물학적 이용도가 높다고 가정하여 평가하였다. As의 경우 Fig. 2와 같이 4～5단계에 집중적으로 존재하고 있는 것으로 나타나 비교적 안정된 형태로 토양 내에 존재하는 것으로 확인되었으며, 특히, 식물이 성장하는 복토재의 경우 생물학적 이용도가 높은 1～3단계의 컬럼 전 농도 0.02 mg/kg에서 컬럼 후 시료의 경우 0.53 mg/kg로 증가하는 것을 확인할 수 있었다. Cd의 존재양상을 살펴보면 오염토의 경우 1～3단계에서 75%이상의 존재형태를 보였으며, 복토재의 경우 컬럼 전 시료 6%에서 컬럼 실험을 마친 후 시료에서는 60% 이상으로 상승하였다. Cu에서는 As와 동일하게 4～5단계에서 90%이상의 존재형태를 보였으며, 복토재의 경우 1～3단계에서 2.73%에서 5% 정도 상승하는 것을 확인하였으나, 90%이상이 잔류성 형태로 존재하며, 외부적 환경적 영향에 의한 용출 가능성이 낮다고 판단된다. Pb에서는 거풍광산의 경우 4～5단계에서 80% 이상의 존재형태를 보이는 반면, 원동광산은 60% 정도의 형태를 나타내었다. 복토재의 경우 1～3단계에서 12%에서 43%의 상승을 보였고, Zn에서는 4～5단계에서 80% 이상의 존재형태를 보여 안정된 형태로 토양 내에 존재하는 것을 확인 할 수 있었다. 복토재의 경우 다른 원소와 마찬가지로 3%에서 18%로 상승하는 것을 확인하였다. 토양 내 이동성이 높은 1～3단계 중금속 분포 비율이 Cd > Zn > Pb > Cu 순으로 나타났으며, 이는 Pueyo 등(2003)과 Yun 등(2011)의 연구결과들과 일치하는 결과를 얻었다. 모든 원소에서 식물에 직접적인 영향을 주는 복토재에서 생물학적 이용 가능한 형태인 1～3단계에서 상승하는 것을 확인하였으며, 왕수분해에 의한 중금속 함량을 비교한 결과 As와 Pb에서는 비슷한 함량을 보인 반면 Cd 불검출 → 0.8 mg/kg, Cu 13.42 mg/kg → 21.25 mg/kg 그리고 Zn 24.78 mg/kg → 41.36 mg/kg으로 상승하였다.
Geopung(A1-before, A2-after) Wondong(B1-before, B2-after) Covering materials(C1-before, C2-after) |
Fig. 2. Partitioning of sequentially extracted metal concentrations of the mine dump soils. |
안정화 대형 컬럼 실험 결과
안정화처리 시에 지하수의 상승으로 As 및 중금속이 오염토양으로부터 복토층으로 전이되는 가능성을 평가하기 위해 인공강우용출법(SPLP)에서 제시한 용액(pH = 4.2)을 컬럼 하부로부터 상향식으로 복토층의 일정한 선까지 주입하였다. 주입 후 용액이 최대 지하수위를 유지하도록 추가 주입하였으며, 10～15일 정치 후 시료를 채취하였다. 각 광산별 원소에 따른 효율성 평가를 위한 대형 컬럼실험 결과를 거풍 광산은 Fig. 3에 원동 광산은 Fig. 4에 각각 도시하였다.
거풍 광산
pH는 무처리 오염토의 경우 20일 이후 급격히 감소하는 경향을 보였으며, 안정화처리구의 오염토에서는 무처리 오염토보다 다소 높은 값을 나타내었다. 복토재에서는 무처리, 안정화 처리구 모두 10일에 가장 낮은 값을 나타내었으며 이후 일정한 값을 유지하였다. 안정화층에서는 초기에 pH 7에서 시간이 지날수록 다소 감소하는 경향을 보였다.
*WA - Without amendment |
Fig. 3. Variation of pH and cumulative concentrations of elements in soil water sampled from the Geopung Mine with time at column test. |
As의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층, 오염토층이 각각 0.021, 0.019으로 비슷한 함량을 보였으며, 안정화처리를 한 컬럼에서는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 0.016, 0.015 및 0.024으로 대조구 보다 효율이 있는 것으로 나타났다. 모든 시료에서 비소의 지하수생활용수기준치인 0.05 mg/L 보다 낮게 유지되었으며, 안정화층의 중금속 용출저감 효율을 알아보기 위해 오염토층과 안정화층의 총 누적농도를 상호 비교한 결과, 약 35% 이상의 안정화 효율이 있었다. 이는 안정화층이 상부 복토층에 오염원소 유입을 방지하는 효과가 있는 것으로 나타났다.
Cd의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층에서 0.001, 오염토층에서 0.009가 검출되었으며, 안정화처리 한 컬럼에서는 복토층에서 불검출이었으며, 안정화층 0.002, 오염토층 0.013가 검출되었다. 두 처리구 모두 지하수생활용수 기준인 0.01 mg/L 보다 낮게 유지되었으며, Cd의 최종 누적농도 또한 상대적으로 미량이었다. 이러한 결과는 Yun(2011)과 Lee 와 Cho(2009)의 연구결과와도 일치하는 내용이다.
Cu의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층에서 0.06, 오염토층에서 0.029이 검출되어 오염토층 보다 복토층 농도가 상대적으로 높은 경향을 보였다. 이는 지하수위가 높아지면서 시간이 지날수록 오염토에서 용출된 오염원소가 복토층에 영향을 준 것으로 판단된다. 이에 반해 안정화처리구에서는 오염토층과 안정화층 간의 75% 이상의 안정화 효율을 보이며, 안정화 처리를 하지 않은 대조구 보다 상대적으로 오염원소의 복토층 유입을 감소시킨 것으로 관찰되었다.
Pb의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층에서 0.07, 오염토층에서 0.01이 검출되어 Cu와 마찬가지로 복토층의 농도가 높았다. 안정화처리구는 복토층에서 0.04, 안정화층은 불검출, 오염토층 0.017로 안정화층과 오염토층 간의 안정화 효율은 약 100%로 오염원소 중 가장 높았다. Pb에서는 국내 지하수 생활용수기준 0.1 mg/L로 모든 층에서 기준 이내로 검출되었다. 실험 20일 후 부터는 두 처리구 모두 용출이 일어나지 않았으며, 상대적으로 안정적인 경향을 보였다. 또한 복토층의 농도를 비교한 결과 대조구 보다 안정화처리구의 농도가 낮게 관찰되어 안정화충의 효율이 있는 것으로 판단된다.
Zn의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층에서 4.443, 오염토층 3.702이 검출되었으며, 지하수위가 높아지면서 오염토에서 용출된 원소가 복토층에 영향을 준 것으로 사료된다. 안정화처리구의 경우 총 누적농도(mg/L)는 복토층 3.893, 안정화층 0.474 및 오염토층 3.329로 85% 이상의 효율성을 보였다.
원동 광산
*WA - Without amendment |
Fig. 4. Variation of pH and cumulative concentrations of elements in soil water sampled from the Wondong Mine with time at column test. |
용액 주입 10일 후 채취한 시료에서 안정화층 및 오염토 모두 비슷한 pH값을 보였으나, 시간이 지날수록 오염토의 경우 낮아지는 경향이 관찰되었다. 복토재를 비교한 결과 20일 까지 대조구와 안정화처리구 모두 비슷한 값을 보인 반면, 시간이 지날수록 대조구의 pH가 안정화처리구 보다 낮은 값을 나타내었다.
As 화학분석 결과, 대조구의 복토층과 오염토층의 총 누적 농도(mg/L)는 0.014와 0.032로 검출되었으며, 안정화처리구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 0.015, 0.050 및 0.035로 검출되었다. 안정화층에서 오염토층 보다 농도가 높게 나타나 안정화효율은 상대적으로 낮은 것으로 나타났는데, 이는 안정화제로 인한 pH 상승으로 용출되는 As의 원소적인 특성 때문으로 사료된다. 또한 오염토양의 전함량 분석결과 토양대책기준 보다 2배 이상 초과하였으며, 거풍광산보다 고농도로 오염된 토양인 것으로 확인할 수 있었다. 비소의 안정화에 대한 타 연구에 따르면 석회석과 제강슬래그는 크게 alkaline material로 분류되며, 이는 As로 오염된 토양에서 pH를 증가시켜 더 많은 As를 용출시킬 수 있는 것으로 나타났다. 또한 비소의 안정화제로는 Ca-Mg 화합물인 석회석과 제강슬래그 보다는 철화합물이 더 효율적인 것으로 보고되었다(Ko et al., 2010). 따라서 As의 고농도 오염필지의 경우, 시간이 지남에 따라 상대적으로 효율이 다소 떨어지는 것으로 확인되어, 안정화제의 종류 및 혼합비 등을 다른 원소와는 다르게 적용함이 적절할 것으로 판단된다.
Cd 분석 결과, 대조구의 복토층과 오염토층의 총 누적 농도(mg/L)는 0.002와 0.006로 검출되었으며, 안정화처리구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 0.0003, 0.0007 및 0.001로 검출되었다. Cd는 전반적으로 미량의 농도를 보여 안정화층과 오염토층 간의 안정화 효율을 확인하기에는 다소 무리가 있으나, 대조구의 농도보다는 상대적으로 낮은 경향을 보여 효율이 있는 것으로 확인되었다.
Cu 분석 결과, 대조구의 복토층과 오염토층의 총 누적 농도(mg/L)는 0.149와 0.042로 검출되어 복토층에서 농도가 높게 확인되었다. 이는 지하수위가 높아지면서 오염토에서 용출된 원소가 복토층에 영향을 준 것으로 사료된다. 이에 반해, 안정화처리구의 누적농도(mg/L)는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 0.042, 0.051 및 0.084로 오염토층과 안정화층 간의 안정화 효율은 약 35% 이상을 보이며, 복토층의 농도 비교결과 안정화처리구의 농도가 낮게 검출되어 안정화층의 효율이 좋은 것으로 관찰되었다.
Pb의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층과 오염토층에서 각각 0.010과 0.020이 검출되었으며, 미량이지만 오염토층의 농도가 높았다. 안정화처리구는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 0.013, 0.010, 0.020로 안정화층과 오염토층 간의 안정화 효율이 약 50%로 확인되었다. 국내 지하수의 수질기준에서 농업용수 수질기준인 Pb 0.1 mg/L을 모든 층에서 만족하였으며, 거풍광산 Pb의 경우와 마찬가지로 실험 20일 후 부터는 두 처리구 모두 안정적인 경향을 보였다.
Zn의 화학분석 결과, 대조구의 총 누적농도(mg/L)는 복토층과 오염토층에서 각각 2.396과 0.526 이 검출되었으며, 지하수위가 높아지면서 오염토에서 용출된 오염원소가 복토층에 영향을 준 것으로 사료된다. 안정화처리구는 복토층, 안정화층 및 오염토층이 각각 1.453, 0.164, 0.262로 안정화 효율은 약 35% 이상으로 확인되었다. 대조구의 복토층 농도 보다 안정화처리구의 복토층 농도가 더 낮게 나타나 안정화층의 효율이 좋은 것으로 판단된다. 또한 Zn은 거풍광산의 경향과 유사하게 나타나, 오염토층 보다 복토층의 농도가 더 높은 결과를 재차 확인할 수 있었다. 이는 초기 침출수의 pH가 가장 낮았고, 토양내 존재하는 교환성형태나 용해도가 다른 원소에 비해 높으며, 일시에 용해되어 용출되기 때문인 것으로 판단된다(Jun and Oh, 2002).
결 론
컬럼실험 전 오염토, 복토재와 장시간 용출 뒤 남은 컬럼 내 토양을 이용해 단계별추출 실험 결과 컬럼 전후의 오염토와 복토재 시료 모두 이동성이 높은 형태인 1～3단계의 원소 함량이 카드뮴 > 아연 > 납 > 구리 > 비소 순으로 나타나 여러 문헌들의 기존 연구 결과와 일치하였으며, 특히 식물에 직접적인 영향을 미치는 복토재의 경우 모든 원소에서 컬럼 전 시료보다 컬럼 후 시료에서 증가하여 식물에 중금속이 흡수될 가능성이 있는 것으로 판단된다.
컬럼실험 결과 석회석 5% 첨가한 거풍광산의 경우 토양으로부터 비소는 35%, 카드뮴 80%, 구리 75%, 아연 85%의 용출이 감소하였으며 납은 20일 이후부터 용출이 일어나지 않아 안정화 효과가 높은 것으로 나타났다. 석회석 3% + 제강슬래그 2% 첨가한 원동광산에서는 카드뮴의 농도가 매우 낮게 검출되어 안정화 효과가 높은 것으로 관찰되었으며, 구리는 35%, 납은 50% 및 아연은 35%의 용출 저감 효율을 보였다. 반면 비소의 경우는 오염토 보다 안정화층에서 높은 용출 함량을 보이는데 이는 안정화제로 사용된 입상석회석과 제강슬래그가 용액과 반응하여 pH가 상승됨으로서 토양 중 비소의 이동성이 더 증가하였기 때문으로 판단된다. 안정화 효율성 평가 결과 전반적으로 좋은 처리효과를 나타내지만 시간이 지날수록 복토재의 농도가 높아지는 것을 확인할 수 있었다. 따라서 안정화공법 적용 시 안정화층에 복토재를 일정량 첨가 및 혼합하여 사용하는 것이 토양 중 비소 및 중금속의 안정성을 유지시키는 것에 도움을 줄 수 있을 것으로 판단된다.
