<지하수 및 토양오염 정화 보고서>

군북 광산 주변지역 정화계획

- 군북 얼음골 휴양지와 광미장을 중심으로

과목명	지하수 및 토양오염
담당교수	남경필 교수님
학번	2008-11937 김동억
제출일	2013. 12. 19.

Abstract

군북광산은 오염원에 대한 복원사업 후에도 지속적으로 오염원이 유출되거나 이동하고 있어 광산 주위에 민가 및 농경지에 미치는 위험성이 크다. 따라서 오염원 특성 파악을 위한 토양 및 지하수 오염 평가가 필요한 실정이다. 따라서 본 연구에서는 광산 주변지역 토양 및 지하수의 중금속 오염 분포 특성을 심도별, 광산 이격거리에 따라 파악하고자 하였다. 또한 위해도 평가를 통해 현재 사람들이 어느 정도의 위협에 처해 있는지 확인하였다. 이후 토양 및 지하수에 대해 각각 적절한 정화 공법 선정을 통해 오염원을 정화하고 예상 결과를 계산해보았다.

시료 분석 결과 기타 중금속은 토양 오염 기준을 크게 초과하지 않았으나 As의 오염은 토양오염 우려기준의 36.9배에 달해 가장 심각한 것으로 확인되었다. 또한 오염 물질은 광미장을 중심으로 0~200m 구간에 대부분 위치하고 있었다. 지하수의 분석 결과는 As 농도가 평균 0.36mg/L으로 먹는 물 기준치를 7.2배나 초과하는 것으로 나타났다.

따라서 본 연구에서는 광미장을 중심으로 토양 세척법을 통해 토양 오염 정화를 진행하였다. 정화 수행 결과 평균 620.9mg/kg인 As 농도가 약 47.81mg/kg으로 감소하는 것을 확인할 수 있었다. 잔류 농도는 As의 토양오염우려기준인 50mg/kg보다는 작은 값으로 정화가 어느 정도 성공을 거두었다고 할 수 있었다. 그러나 위해도에 근거한 목표 정화 수준인 23.1mg/kg은 만족하지 못해 이후 거주 지역으로 개발 진행시 추가적인 정화가 필요하다고 생각되었다. 지하수의 정화는 투수성 반응벽체를 통해 지하수를 통한 오염 물질의 이동을 차단하기로 하였다. 반응 물질로는 환원 슬래그를 선정하여 정화를 진행한 결과 As 평균 농도가 0.36mg/L에서 약 0.047mg/L으로 평균 농도가 감소할 것으로 예상되었다. 이는 먹는 물 기준 농도인 0.05mg/L보다 작은 값으로서 투수성 반응벽체의 설치를 통한 지하수 내 As의 정화는 목표를 달성했다고 할 수 있다.

Keyword : 군북광산, 비소, 광미장, 지하수, 위해성 평가, 정화 사업

목차

1. 서론	5

1.1 대상 지역 개요	5

1.2 연구 목적 및 배경	5

1.3 연구 방법	6

2. 기초 조사	7

2.1 시료 채취 방법	7

2.1.1 광미 및 토양시료	7

2.1.2 지하수 시료	7

2.2 광물학적 특성	7

2.3 지하수 특성	8

3. 오염도 조사	9

3.1 광미장	9

3.2 주변 농경지	9

3.3 지하수	10

4. 위해성 평가	12

4.1 위해성 평가 과정	12

4.1.1 위험성 확인	12

4.1.2 노출 평가	12

4.1.3 용량-반응평가	13

4.1.4 위해도 결정	13

4.2 목표 위해성 산정 (토양)	13

4.3 목표 위해성 산정 (지하수)	14

5. 정화설계	16

5.1 토양 정화	16

5.1.1 정화 공법 선정	16

5.1.2 정화 설계	17

5.1.3 예상 결과	18

5.2 지하수 정화	18

5.2.1 투수성 반응벽체	18

5.2.2 반응 물질 선정 및 정화 설계	19

5.2.3 예상 결과	20

5.3 정화 일정	21

6. 결론	22

7. 참고문헌	23

8. 부록	24

표

[표 1] 연구 지역의 광물학적 특성	7

[표 2] 광미장의 오염물질 함량	9

[표 3] 노출 평가 모델의 현장상황과 입력변수	13

[표 4] 정화 공법 평가표	16

[표 5] 반응 물질의 특징	19

그림

[그림 1] 연구 지역의 지도	5

[그림 2] 동광 얼음골 휴양지	6

[그림 3] 연구대상 지역의 지하수위	8

[그림 4] 매립 심도에 따른 As의 분포 특성	9

[그림 5] 광미장으로부터의 이격거리별 중금속 오염량	10

[그림 6] 건기와 우기 시 거리에 따른 중금속의 함량	11

[그림 7] 미국 EPA에서 제시한 관리 대한 화학물질 순위	12

[그림 8] 정화설계 대상지역	17

[그림 9] 정화사업에 사용되는 비용	17

[그림 10] 투수성 반응벽체의 종류	18

[그림 11] 투수성 반응벽체의 설치 위치	20

[그림 12] 지하수 내 As 농도의 감소	21

[그림 13] 정화 사업 공정표	21

[그림 14] 시료 채취 위치	24

[그림 15] 지하수의 유동 특징	24

[그림 16] 건기와 우기에서의 pH	25

[그림 17] 광산 주변지역의 토양 오염 정도	25

1. 서론

1.1. 대상 지역 개요

군북 광산은 경남 함안군 군북면 사촌리와 오곡리에 걸친 광산이다. 이곳은 1915년 7월에 광산으로 등록되고 약 80년 뒤인 1997년 10월 소멸된 폐광산이다. 주요 광종은 금(Au), 은(Ag), 동으로 평균 품위는 Au 19.4g/t, Ag 75.2g/t, Cu 7.9%로 확인되었다. 현재 광산 주변에 분포하는 광해는 선광장 2개소, 폐석장 11개소, 광미장 4개소, 갱내수 3개소가 분포하고 있으며 이들 광해요소의 방치로 인한 오염원이 유발되고 있는 것으로 판단된다.

이곳의 온도는 계절간 기온 차가 큰 대륙성기후로 나타나지만, 강수량은 상대적으로 비가 고르게 오는 해안성 기후에 속한다. 연 평균 강수량은 1551.1mm로 다소 많은 편이다. 이러한 연구지역의 기온과 강수량은 오염원 이동에 영향을 줄 것으로 예상되며, 특히 여름철의 높은 강우량은 광산 주변지역의 오염원의 이동에 주된 요인이 될 수 있다.

주위 지역의 지형([그림1])은 크게 중앙부에서 남북으로 뻗어 있는 산지와 동쪽으로 이어져 있는 산지지형과 산지 주변으로 형성된 소규모의 평야지대로 나눌 수 있다. 평야지대는 북쪽으로 낙동강본류와 이어지며 경작지와 시내를 형성한다.

[그림 1] 연구 지역의 지도

1.2. 연구목적 및 배경

군북광산 근처에는 [그림 2]와 같이 동광 얼음굴 휴양지가 위치하고 있다. 이곳은 매년 6~8월 사이에 더위를 피하고자 하는 방문객들이 끊이지 않는 곳이다. 식당은 폐광산 근처에 위치하고 있고 펌프를 통해 지하수를 식수로 이용하고 있다. 이외에도 폐광산 주변에는 농경지가 위치하고 있어 매년 일정 수준의 농산물이 수확되고 있다.

[그림 2] 동광 얼음골 휴양지

그러나 군북광산은 1998년 환경부 폐금속 광산 오염실태 정밀조사 결과, 토양 및 수질에서 오염원이 확인되어 1999년에 1차적으로 오염방지사업을 실시하였다. 이후의 2009년의 환경오염영향조사에서도 광산 주변지역으로 토양 및 수질오염이 확인되었다. 이처럼 폐광산이 오염원에 대한 복원사업 후에도 지속적으로 오염원이 유출되거나 이동하는 특성을 보이므로 오염원 특성 파악을 위한 토양 및 지하수 오염 평가가 필요한 실정이다. 또한 광산 주위에 민가 및 농경지가 위치하므로 오염원 문제를 근본적으로 해결할 수 있는 정화 사업의 진행이 요구된다.

1.3. 연구 방법

본 연구는 우선 군북광산 인근에 방치된 광산폐기물 등으로 인한 광산 주변지역 토양 및 지하수의 중금속 오염 분포 특성을 심도별, 광산 이격거리에 따라 파악하고자 한다. 조사 대상 지역은 광산지역 광미장을 중심으로 농경지 토양, 지하수이다. 또한 위해도 평가를 통해 현재 사람들이 어느 정도의 위협에 처해 있는지 확인하고자 한다. 이를 근거로 목표 위해성을 정해 목표 정화 수준을 설정할 것이다. 마지막으로 토양 및 지하수에 대해 각각 적절한 정화 공법 선정을 통해 오염원을 정화하고 예상 결과를 계산해볼 것이다. 그리고 산출된 결과 값이 목표 정화 수준과 오염 우려 기준을 만족하는지 평가하면서 마무리하고자 한다.

2. 기초 조사

2.1. 시료 채취 방법

시료는 광미 및 토양시료, 지하수 시료에 따라 그 방법을 달리하여 채취하였다. 시료 채취 위치는 부록의 [그림 13]과 같다.

2.1.1. 광미 및 토양시료

해당 시료는 광미장과 광산 주변의 토양을 방법을 달리하여 채취하였다. 광미장주위에서는 토양시료 채취기 또는 삽을 이용하여 광미 흔적이 있거나 오염이 예상되는 3개 지점에서 채취하였다. 또한 심도변화에 따른 오염도를 파악하고자 표토(0~30cm)채취 외에 심도별로 (1,2,3,4,5,6m) 채취하였다. 이에 반해 광산 주변의 토양은 오염 가능성이 높을 것으로 예상되는 지역을 위주로 선정하였다. 이후 토양시료 채취기를 사용하여 표토(0~30cm) 및 심토(30cm~60cm)로 구분하여 총 18개 지점에서 채취하였다.

2.1.2. 지하수 시료
지하수 시료는 광산 주변지역의 기존 관측정 2개소와 신설 관측 정 5개소에서 측정하였다. 중금속 분석용 시료는 0.45 ㎛ membrane filter를 이용하여 여과하였으며,    HNO3를 첨가하여 pH 2.0 이하가 되도록 산 처리하여 폴리프로필렌 재질의 시료 병에 담아 냉장 보관하였다.

2.2. 광물학적 특성

본 절에서는 해당 지역의 광물학적 특성을 분석하고자 한다. 광물학적 특성은 향후 정화방법을 선정하는데 있어서 중요한 부분을 차지한다. 연구 대상 지역의 광물학적 특성은 아래의 [표 1]과 같다.

[표 1] 연구 지역의 광물학적 특성

주요 구성물	광물 찌꺼기로 석영, SiO2가 50%, Al2O3이 15.6%
평균 비중	2.69t/㎥ 일반토양수준
평균 함수비	33.19%
평균 단위 체적중량	1.788g/㎤
공학적 특성	실트질모래(SM), 점토질모래(SC)
투수계수	4.87 x 10

[표 1]을 보면 실트질 모래(SM), 점토질 모래(SC)의 공학적 특성을 가지는 것을 확인할 수 있다. 이 중 해당 지역 토양의 대부분은 실트질 모래(SM)로 구성되어 있다. 이는 후에 정화 기법의 산정과 정화 효율을 계산하는 데 중요한 항목이 된다.

2.3. 지하수 특성

연구대상 지역의 지하수위는 [그림 3]과 같다. 전반적으로 지표 아래 1.8~3.2m 사이에 나타난다. 강우의 영향을 크게 받아 건기에는 낮고 우기에는 높게 나타나는 경향을 보인다. 따라서 오염원의 이동은 우기에 나타날 가능성이 더 크다. 지하수의 유동특징은 부록의 [그림 14]와 같이 연구지역 남측의 산지에서 지하수 분수계를 이루어 북측으로 이동하는 특징을 보인다.

[그림 3] 연구대상 지역의 지하수위

정화 공법을 설정하는데 있어서 지하수의 pH를 파악하는 과정이 중요하다. 부록의 [그림 15]는 시료에서 얻어진 건기와 우기에서의 pH를 나타낸다. pH는 주로 7~8이며 약알칼리성을 띄는 것을 확인할 수 있다.

3. 오염도 조사

3.1. 광미장

[표 2]는 광미장의 오염물질의 함량을 나타낸 것이다. 이 때 실험의 대조군으로서 지역의 오염되지 않은 곳의 토양 시료를 채취해 배경토 함량을 제시하였다.

[표 2] 광미장의 오염물질 함량

	광미 내 함량	배경토 함량	토양오염 우려기준(1지역)	비교
As	921.9mg/kg	7.5mg/kg	25mg/kg	122.1배
Cd	3.8mg/kg	0.6mg/kg	4mg/kg	6.3배
Cu	156.7mg/kg	30.8mg/kg	150mg/kg	5.1배
Pb	13.8mg/kg	15.7mg/kg	200mg/kg	0.8배
Zn	19.9mg/kg	30.8mg/kg	300mg/kg	0.6배

광미 내 중금속 분석 결과 As, Cd, Cu는 배경토에 비해 평균 5.1배에서 122.1배의  매우 높은 함량을 보여주고 있으며, 이는 광미장이 As, Cd, Cu의 주요 오염원임을 보여주고 있다. 따라서 광미로부터 주변지역 토양 및 지하수의 오염 확산이 우려된다. 그 중 As의 오염은 토양오염 우려기준(1지역)보다도 36.9배에 달래 가장 심각하다. 더욱이 [그림 4]를 보면 As가 5m의 심토까지 오염되어 시급한 대책이 필요하다고 사료된다. 이에 비해 Cd, Cu은 다소 우려되고 있으나 토양오염 우려기준을 크게 초과하지 않으므로 시급한 대책이 요구된다고 할 수는 없다. 따라서 광미장의 정화는 비소를 중심으로 진행되어야 할 것으로 보인다.

[그림 4] 매립 심도에 따른 As의 분포 특성

3.2. 주변 농경지

광산 주변지역의 토양 오염 정도는 부록의 [그림 16]과 같다. 우선 표토의 pH는 4.8~6.3으로 나타나 중산성 및 중성의 범위를 보여주고 있으며, As의 평균 함량이 58.8mg/kg으로 우려기준의 2.4배에 달하는 것을 확인할 수 있다. 심토의 pH는 5.1~6.4으로 표토와 비슷한 중산성 및 중성의 범위를 보인다. 이 곳 역시 As 함량이 토양오염우려기준을 초과하고 있으며 농도는 표토보다 상대적으로 높은 평균 64.6mg/kg이다. 나머지 중금속의 농도는 표토와 심토에서 모두 토양우려기준을 넘지 않는 것을 확인할 수 있다. 전반적으로 주변 농경지는 광미장에 비해 오염도가 그리 크지 않으나 오염원으로부터 오염물질이 많이 이동하였음을 확인할 수 있다.

[그림 5] 광미장으로부터의 이격거리별 중금속 오염량

[그림 5]는 3.1절과 3.2절의 결과를 종합해서 광미장을 중심으로 표층토의 이격거리별 중금속 오염량의 정리한 것이다. 주요 오염물질로는 As임을 확인할 수 있고, 이격거리 0~200m의 농도가 620.9mg/kg으로서 오염이 집중되어 있는 것을 확인할 수 있다. 이를 통해 광미장의 오염원에서의 물질 이동이 주변 토양의 오염을 심화시킨다고 할 수 있다. 따라서 본 연구에서는 정화대상물질은 As로 정하고 오염원인 광미장 주변 0~200m 정화대상지역을 정해 집중적인 정화를 시행하고자 한다.

3.3.	지하수

지하수 분석 결과 지하수 오염은 광미나 토양오염 수준에 비해 비교적 낮은 수준을 나타낸다. 그러나 As 경우 먹는 물 기준치를 초과하는 평균 오염농도를 가지는 것을 확인할 수 있다. As의 함량은 0.006~4.45mg/L(평균 0.36mg/L)으로 다른 오염물질에 비해 35배 정도 높은 것으로 나타난다. 이 수치는 먹는 물 기준치인 0.05mg/L보다 평균농도가 7.2배 큰 값이다. 1절에서 언급한 바와 같이 주위 휴양지에서 지하수를 식수로 사용하는 것을 생각해볼 때 비소의 직접적인 피해를 우려할 수 있는 대목이다. 그 외의 Cd, Cu, Pb, Zn, Fe, Al, Mn의 함량은 검출되지 않거나 미미하게 나타난다.

지하수오염은 우기 시에 더욱 심해지는 것을 확인할 수 있다. [그림6]은 건기와 우기 시의 거리에 따른 중금속의 함량을 나타낸 것이다. 건기와 우기와의 중금속 함량 비교 결과 동일한 지점에서 채취한 지하수 시료들은 일부개소를 제외하고는 우기 시에 중금속 분포함량이 증가된 것을 확인할 수 있다. 이는 우기 시 강수에 의한 오염원이 이동되어 오염도가 높게 나타난 것으로 판단된다.

[그림 6] 건기와 우기 시 거리에 따른 중금속의 함량

4. 위해성 평가

본 연구에서는 주요 오염원인 광미장 주변에 휴양지가 위치하였다는 점에서 현재 비소 오염이 사람의 건강에 미치는 위해성을 평가하고자 한다. 또한 목표 위해성을 정하여 향후 정화사업을 진행할 때 충족시켜야할 목표 정화 수준을 정하고자 한다. 이 때 비소의 오염 농도는 인간의 신체를 대상으로 특수성을 감안하여 대상 지역의 평균 농도가 아닌 최대 농도를 사용하고자 한다.

4.1. 위해성 평가 과정

위해도 평가 과정은 미국 환경 보호청(EPA)에서 제시한 위험성 확인(Hazard identification), 노출 평가(Exposure assessment), 용량-반응평가(Dose-response assessment), 위해도 결정(Risk characterization)의 과정을 진행한다.

4.1.1. 위험성 확인

[그림 7] 미국 EPA에서 제시한 관리 대한 화학물질 순위

[그림 7]을 보면 비소는 2005년 미국 EPA에서 관리 대항 화학물질 1위로 선정되었다. 이는 화학물질의 인체독성정도, 인체 노출량 등을 고려하여 화학물질의 우선순위 목록을 설정한 결과로서 2003년에 이어 또다시 1위를 차지하였다. 이외에도 International Agency for Reasearch on Cancer(IARC)에서는 인체 역학조사를 근거로 하여 무기비소를 피부암과 폐암에 대해 1급 발암물질로 평가하였다. 이를 통해 비소의 그 위험성과 발암성에 있어서 그 정도가 상당히 높은 것을 확인할 수 있다.

4.1.2. 노출 평가

노출평가 단계는 노출된 인구집단의 크기, 노출의 강도, 빈도 및 기간, 그리고 노출경로를 통해 인체노출량을 정량적으로 추정하는 과정이다. 본 연구에서는 위해도 평가를 토양과 지하수를 나누어 진행하였는데 가정한 현장상황과 입력변수는 [표 3]과 같다.

[표 3] 노출 평가 모델의 현장상황과 입력변수

		토양	지하수
현장상황	오염물질	비소(발암성)	비소(발암성)
	수용체	성인	성인
	노출경로	토양의 섭취	물의 섭취
입력변수	비소오염농도	1876.4mg/kg	4.45mg/L
	섭취율(토양/물)	[eqn: 50 TIMES 10 ^{-6}]kg/day	2L/일
	평균기간	70년	70년
	노출기간	30년	30년
	노출빈도	350일/년	350일/년
	체중	70kg	70kg

4.1.3. 용량-반응평가

용량-반응 평가 과정으로 미국 환경보호청에서 제안한 평생 노출로 인한 유해영향이 나타나지 않는 체중 당 참고 섭취량(RfD)을 고려한다. 비소의 reference dose는 0.0003mg/kg/day와 같다.

4.1.4. 위해도 결정

위해도 결정은 인체 위해성 평가 4단계의 마지막 과정으로, 앞의 3가지 단계의 모든 정보를 종합하는 과정이다. 본 연구에서는 발암위해도의 지수인 Cancer risk를 구하는데 있어 비발암 발암잠재력(SF)을 이용하여 위해지수(HI) 및 초과위해 발암도를 구하였다. 식에 사용된 비소의 slope factor는 1.5kg-day/mg이다.

4.2. 목표 위해성 산정(토양)

4.1절에서 제시한 양을 기준으로 하여 먼저 만성 일일흡수량(CDI)을 구하면 아래와 같다.

CDI = [eqn: {(1876.4mg/kg) TIMES (350일/년) TIMES (30년) TIMES (50 TIMES 10 ^{-6} kg/일)} over {(70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)}] = 0.00055mg/kg/day

이를 통해 RFD(체중 당 참고 섭취량)와의 비율을 구하면 위행성 지수(HQ)를 구할 수 있다.

HQ = [eqn: {섭취량} over {RfD} = {0.00055} over {0.0003} =1.83]

마지막으로 토양에서의 Cancer Risk를 구해보자.

[eqn: {(1876.4mg/kg) TIMES (350일/년) TIMES (30년) TIMES (50 TIMES 10 ^{-6} kg/일) TIMES (1.5kg-day/mg)} over {(70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)} `=`8.3 TIMES 10 ^{-4}]

위에서 구한 결과 값을 살펴보자. 연구대상 지역의 HQ는 1.83으로 1보다 큰 값을 가진다. 이는 현재 해당 지역이 위험하다는 것을 보여주는 것이다. 또한 Cancer Risk는 [eqn: 8.3 TIMES 10 ^{-4}]로 미국 EPA에서 제시한 초과발암위해도 [eqn: 10 ^{-6}]~[eqn: 10 ^{-4}]를 초과하는 것으로 나타났다. 따라서 해당 지역은 토양으로 인한 위해성이 존재하여 성인을 보호하기 위한 목표정화수준의 산정이 필요하다. 본 연구에서는 미국의 인구와 대한민국의 인구 차이를 고려하여 목표 위해성을 [eqn: 10 ^{-5}]으로 산정하였다. 이를 바탕으로 세운 목표 정화 수준은 아래와 같다.

[eqn: {(10 ^{-5} ) TIMES (70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)} over {(350일/년) TIMES (30년) TIMES (50 TIMES 10 ^{-6} kg/일) TIMES (1.5kg-day/mg)}] = 23.1mg/kg

위의 수치는 비소 오염 우려 기준(1지역)인 50mg보다 다소 낮은 오염 농도로서 정화 사업 수행 시 다소 보수적인 기준이 된다.

4.3. 목표 위해성 산정 - 지하수

지하수 역시 4.2절의 경우와 비슷하게 진행한다. 4.1절에서 제시한 양을 기준으로 하여 먼저 만성 일일흡수량(CDI)을 구하면 아래와 같다.

CDI = [eqn: {(4.45mg/L) TIMES (350일/년) TIMES (30년) TIMES (2L/일)} over {(70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)}] = 0.052mg/kg/day

이를 통해 RFD(체중 당 참고 섭취량)와의 비율을 구하면 위행성 지수(HQ)를 구할 수 있다.

HQ = [eqn: {섭취량} over {RfD} = {0.052} over {0.0003} =173.3]

지하수서의 Cancer Risk는 아래와 같다.

[eqn: {(4.45mg/L) TIMES (350일/년) TIMES (30년) TIMES (2L/일) TIMES (1.5kg-day/mg)} over {(70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)} =7.8 TIMES 10 ^{-2}]

위에서 구한 결과 값을 살펴보자. 지하수의 경우 토양에 비해 위해도가 매우 큰 것으로 확인되었다. 연구대상 지역의 HQ는 173.3으로 1보다 굉장히 큰 값을 가진다. 또한 Cancer Risk는 [eqn: 7.8 TIMES 10 ^{-2}]로 미국 EPA에서 제시한 초과발암위해도 [eqn: 10 ^{-6}]~[eqn: 10 ^{-4}]를 약 780배를 초과하는 것으로 나타났다. 물론 휴양지의 특성 상 해당 지하수를 매일 섭취하는 것이 아니므로 본 연구에서 제시된 양만큼의 위해성을 그대로 적용하기는 어렵다. 그러나 해당 지역의 지하수로 인한 위해성이 매우 큰 것은 확실하다. 지하수 역시 미국의 인구와 대한민국의 인구 차이를 고려하여 목표 위해성을 [eqn: 10 ^{-5}]으로 산정하였다. 이를 바탕으로 세운 목표 정화 수준은 아래와 같다.

[eqn: {(10 ^{-5} ) TIMES (70kg) TIMES (70년) TIMES (365일/년)} over {(350일/년) TIMES (30년) TIMES (2L/day) TIMES (1.5kg-day/mg)}] = 0.00057mg/kg

목표 정화 수준을 살펴보면 지하수 오염도가 워낙 컸기 때문에 기존의 오염정도와 차이가 매우 크다. 따라서 이 기준을 만족시키기 위해서는 99.9%이상의 효율을 보이도록 해야 한다. 그러나 본 연구에서는 0.00057mg/kg이라는 수치가 너무나 보수적이기에 달성하기가 어렵다고 가정하고, 목표 정화 수준을 먹는 물 기준으로 적용하고자 한다. 비소의 먹는 물 기준 농도는 0.05mg/kg으로 위의 수치와 100배 정도 차이가 난다. 그러나 휴양지에 사람들이 1년 중 며칠밖에 비소에 노출되지 않는다는 점 등을 고려할 때 먹는 물 기준 농도를 적용해도 무방할 것으로 보인다.

5. 정화 설계

연구 지역의 정화는 토양 정화를 먼저 진행한 뒤에 지하수 정화를 진행하는 형식으로 진행된다. 정화 과정은 적절한 정화 공법을 선정, 정화 농도의 예상되는 결과의 계산, 마지막으로 정화사업에 소요되는 경제적 비용의 추산으로 진행된다.

5.1. 토양 정화

3절에서 언급한 대로 정화대상 지역의 오염물질로는 As임을 확인할 수 있었다. 또한 오염 물질의 이격거리 0~200m의 농도는 620.9mg/kg으로서 광미장 주변으로 오염이 집중되어 있는 것을 확인할 수 있었다. 따라서 본 연구에서는 정화대상물질을 As로 정하고 오염원인 광미장 주변 0~200m 정화대상지역을 정해 집중적인 정화를 시행하고자 한다.

5.1.1. 정화 공법 선정

[표 4]는 As를 정화하는데 적용 가능한 정화공법을 비교한 표이다. 오염물질 처리능력, 토양 특성 효율성, 정화비용, 정화기간, 친환경성 각각의 항목을 정화공법에 따라 평가하였다. 평가 결과를 통해 본 연구가 오염 지역을 정화하는 데 있어 고려해볼 수 있는 정화공법은 토양세척법, 고형화/안정화, 식물재배 정화법으로 요약해볼 수 있다. 그러나 식물재배 정화법은 정화기간이 최소 5년 이상 걸리고, 오염농도가 매우 높은 광미장 근처에 식물을 심기에는 한 그루 당 식물의 처리 능력이 2mg/kg에 그쳐 현실적인 적용이 어려운 것으로 확인되었다. 다음으로 고형화/안정화는 현재 국내에서 법적으로 적용할 수 없다는 현실적인 제약이 존재하고, 오염물질을 완전히 처리하는 것이 아니라 이동성을 제한한다는 점에서 정화 대상 지역에 적용하기는 어렵다. 따라서 본 연구에서는 정화 공법으로 토약 세척법을 선정하여 사업을 진행하고자 한다.

[표 4] 정화 공법 평가표

정화공법	오염물질 처리능력	토양 특성 효율성	정화비용	정화기간	친환경성
토양세정법 (Soil Flushing)	◎	○	△	◎	△
토양세척법 (Soil Washing)	◎	○	○	◎	○
고형화/안정화 (Solidification/Stabilization)	◎	○	○	◎	○
식물재배 정화법 (Phytoremediation)	○	◎	◎	△	◎
열탈착법 (Thermal Desorption)	○	◎	△	◎	△

5.1.2. 정화 설계

[그림 8] 정화설계 대상지역

[그림 8]은 토양오염 정화설계 대상지역을 나타낸 것이다. 본 연구에서는 대상 지역을 1지역, 2지역, 3지역으로 나누어 정화를 진행하였다. 대상 지역의 총 면적은 1지역 12, 129[eqn: m ^{2}], 2지역 4,262[eqn: m ^{2}], 3지역 7,992[eqn: m ^{2}]으로 총 24,383[eqn: m ^{2}]이다. 3.1절의 [그림 4]에서 살펴본 바와 같이 광미장의 토양 오염은 심토 5m까지 진행된 것을 확인할 수 있다. 따라서 정화 대상 토량의 부피는 총 121,915[eqn: m ^{3}]이다.

정화 작업은 1지역, 2지역, 3지역의 순서대로 진행하며, 각 지역의 정화기간은 1년으로 가정한다. [그림 9]는 토양 세척법을 통해 [eqn: 36,000m ^{3}]의 오염토량을 1년간 정화했

[그림 9] 정화사업에 사용되는 비용

을 때의 비용이다. 자본비용과 연간 가동비를 포함한 총 비용은 연간 2,315,505원으로 약 23.1억원이다. 정화 대상 지역의 오염 토량이 총 121,915[eqn: m ^{3}]이므로 앞에서의 비용을 적용해보면 총 78.6억원이 드는 것을 확인할 수 있다.

5.1.3. 예상 결과

2.2절에서 언급한 바와 같이 정화 대상 지역의 토양의 대부분은 실트질 모래(SM)으로 구성되어 있다. 그리고 자갈은 거의 없는 것으로 판단된다. 해당 지역의 오염 토양에 토양 세척법을 이용한 정화를 진행할 경우 입경 1~3mm 세척토사에 한해 As 농도가 7.7% 잔류한다는 연구 결과가 있다. 따라서 정화 대상 지역의 As 농도가 620.9mg이므로 토양 세척법을 진행할 경우 약 47.81mg/kg의 오염 농도가 잔류할 것으로 예상된다. 잔류 농도는 As의 토양우려기준인 50mg/kg보다 작은 값으로서 정화가 어느정도 성공을 거두었다고 할 수 있다. 그러나 이 값은 4.2에서 구한 위해도에 근거한 목표 정화 수준인 23.1mg/kg은 만족하지 못한다. 따라서 이후에 해당 지역을 민가로 개발할 경우 추가적인 정화를 진행하는 것이 필요하다고 생각된다.

5.2. 지하수 정화

지하수 정화 방법으로는 오염원이 광미장 주변으로 한정되어 있기 때문에 반응벽체를 설치하여 오염 물질이 농경지 등으로 퍼져가지 않도록 정화를 진행한다.

5.2.1. 투수성 반응벽체

[그림 10] 투수성 반응벽체의 종류

[그림 10]은 투수성 반응벽체의 종류를 나타낸 것이다. 연속성 반응벽체는 지하수 유동방향에 대해 수직으로 굴착한 뒤 반응물질을 부설하는 형태로 지하수 오염대의 흐름을 충분한 크기의 단면을 가진 반응물질과 접촉하도록 하는 방법이다. 이에 반해 유도벽 부착형태는 널말뚝(sheet pile), 지하연속벽(slurry wall) 등 불투수성 또는 저투수성 재료를 사용하여 설치된 유도벽부를 이용하여 지하수 오염대의 흐름을 반응벽체로 유도하여 처리하는 방법이다. 본 연구의 정화 지역은 오염원이 한정된 지역에 집중되어 있으므로 지하수의 흐름에 가장 적은 충격을 주는 연속성 반응벽체를 사용하고자 한다. 반응 벽체는 지하수위보다 2ft정도 위까지 설치하고, 반응벽체 내의 반응물질과 반응하지 않고 반응벽체 아래로 흐르는 것(under flow)을 막기 위해 대수층 1ft아래 깊이까지 설치한다. 따라서 정화 대상 지역 1.2~3.5m 깊이에 반응벽체를 설치하는 것이 가장 바람직하다.

5.2.2. 반응 물질 선정 및 정화 설계

투수성 반응 벽체를 이용하여 As를 정화하는 과정은 반응 벽체에 투입하는 반응 물질을 선정하는 것이 매우 중요하다. 반응 물질은 오염 물질의 정화의 효율을 결정할 뿐 아니라 정화 비용의 절반을 차지하고 있기 때문이다. 따라서 본 연구에서는 반응 물질로 가능한 것들을 비교하여 가장 적당한 반응 물질을 선정하고자 한다. [표 5]는 투수성 반응 벽체에 투입되는 반응 물질의 특징들을 비교한 것이다.

[표 5] 반응 물질의 특징

반응 물질	특징
영가철	- pH가 낮을수록 높은 제거효율을 가짐. - 염화 유기화합물(TCE,PCE)의 제거능력이 뛰어남
적철석	- 전기적 특성으로 인하여 모래에 코팅이 쉽다. - 흡착 제거 중 안정한 형태를 띠고 있음.
환원슬래그	- pH가 높을수록 높은 제거효율을 가짐. - 비용 측면에서 우수함. (영가철의 1/2000) - 장기적 운영 측면에서 유리.

2.3절에서 언급한 바와 같이 지하수 시료에서 얻어진 건기와 우기에서의 pH는 주로 7~8이며, 약알칼리성을 띄는 것을 확인할 수 있었다. 따라서 pH가 높을수록 높은 제거효율을 가지는 환원슬래그를 선택하는 것이 가장 바람직하다. 그리고 환원슬래그는 비용이 영가철에 비해 1/2000밖에 되지 않는다. 장기적인 측면에서도 환원슬래그는 철광소에서 쉽게 구할 수 있기에 교체 주기가 1년인 반응 물질에 적합하다고 할 수 있다.

이제 투수성 반응벽체를 설치할 위치를 선정하도록 하자. 정화 대상 지역의 지하수의 유동특징은 연구지역 남측의 산지에서 지하수 분수계를 이루어 북측으로 이동한다. 따라서 광미장의 오염물질이 지하수로 퍼지는 것을 방지하기 위해서는 지하수 방향에 수직하도록 반응벽체를 설치해야 한다. [그림 12]는 지하수의 흐름을 고려하여 투수성 반응벽체의 설치위치를 정한 것이다.

[그림 12] 투수성 반응벽체의 설치위치

5.2.3. 예상 결과

환원 슬래그를 이용하여 투수성 반응벽체를 설치할 경우 지하수 내 As 농도가 87%만큼 감소한다는 연구 결과가 있다. 정화 대상 지역 지하수의 As 평균 농도가 0.36mg/L이므로 반응 벽체를 설치할 경우 약 0.047mg/L로 평균 농도가 감소할 것으로 예상된다([그림 12]). 4.3절에서 언급한 바와 같이 위해도를 기준으로 한 목표 정화 농도는 너무나 보수적이기에 먹는 물 기준을 목표 정화 수준으로 적용하였다. 정화 후 잔료농도인 0.047mg/L은 먹는 물 기준 농도인 0.05mg/L보다 작은 값으로서 투수성 반응벽체의 설치를 통한 지하수 내 As의 정화는 목표를 달성했다고 할 수 있다.

[그림 12] 지하수 내 As 농도의 감소

5.3. 정화 일정

[그림 13]은 본 연구의 정화 사업의 진행 상황을 나타내는 공정표이다. 앞에서 언급한 바와 같이 토양 오염의 경우 3개의 지역으로 나누어 토양 세척법을 진행하고자 한다. 각 지역의 사전조사 기간은 2개월로 하고, 정화기간은 1년으로 잡는다. 따라서 토양 세척법 시공은 2014년 1월부터 2015년 8월까지 약 1년 반 가량 소요될 것으로 예상된다. 토양 오염에 대한 정화를 진행한 후에 투수성 반응벽체를 설치하여 지하수 정화 시공을 진행하고자 한다. 설치 기간은 약 3개월 걸릴 것으로 예상한다. 전체적으로 사업 기간은 2년으로 예상되나, 환원 슬래그 교체가 매년 진행되어야 하므로, 장기적인 운영 계획이 필요하다.

[그림 13] 정화 사업 공정표

6. 결론

본 연구에서는 광산 주변지역 토양 및 지하수의 중금속 오염 분포 특성을 심도별, 광산 이격거리에 따라 파악하고자 하였다. 시료 분석 결과 기타 중금속은 토양 오염 기준을 크게 초과하지 않았으나 As의 오염은 토양오염 우려기준보다도 36.9배에 달해 가장 심각한 것으로 확인되었다. 또한 오염 물질은 광미장을 중심으로 0~200m 구간에 대부분 위치하고 있었다. 지하수 분석 역시 As 농도가 평균 0.36mg/L으로 먹는 물 기준치를 7.2배나 초과하는 것으로 나타났다.

토양 오염 위해도 평가를 통해 현재 사람들이 어느 정도의 위협에 처해 있는지 확인하였다. 이를 근거로 목표 위해성을 정해 목표 정화 수준을 설정하였다. 미국과의 인구 차이를 고려하여 토양과 지하수 모두 목표 위해성을 [eqn: 10 ^{-5}]으로 하여 목표 정화 수준을 산정하였다. 목표 정화 수준은 토양은 23.1mg/kg, 지하수의 경우는 0.00057mg/L로 계산되었다.

이후 토양 및 지하수에 대해 각각 적절한 정화 공법 선정을 통해 오염원을 정화하고 예상 결과를 계산해보았다. 토양 오염 정화의 경우 광미장을 중심으로 토양 세척법을 사용하였다. 정화 수행 시 평균 620.9mg/kg인 As 농도가 약 47.81mg/kg으로 감소하는 것으로 결과를 예상할 수 있었다. 잔류 농도는 As의 토양오염우려기준인 50mg/kg보다는 작은 값으로 정화가 어느 정도 성공을 거두었다고 할 수 있었다. 그러나 위해도에 근거한 목표 정화 수준인 23.1mg/kg은 만족하지 못하였다. 지하수의 정화는 투수성 반응벽체를 통해 지하수를 통한 오염 물질의 이동을 차단하기로 하였다. 반응 물질로는 환원 슬래그를 선정하여 정화할 시 As 평균 농도가 0.36mg/L에서 약 0.047mg/L으로 평균 농도가 감소할 것으로 예상되었다. 이는 먹는 물 기준 농도인 0.05mg/L보다 작은 값으로서 투수성 반응벽체의 설치를 통한 지하수 내 As의 정화는 목표를 달성했다고 할 수 있다.  전체적으로 본 정화 사업은 군북 광산의 중금속 오염에 대해 측정하였고 이를 바탕으로 위해성 지수를 계산하였다. 그리고 정화 사업을 통해 어느 정도 목표를 달성했다는 데에 의의가 있다.

그러나 본 연구는 위해성에 근거한 목표 정화 수준을 제대로 충족하지 못했다는 점에서 한계를 가진다. 지하수의 경우 목표 정화 수준이 0.00057mg/L으로 계산되어 현실적으로 이를 충족시키기는 어려웠다. 그러나 토양 목표 정화 수준의 경우는 23.1mg/kg으로 실현 가능성이 있었다. 따라서 토양세척법 이후의 잔여 농도를 반으로 줄일 수 있는 추가적인 과정이 필요한 것으로 보인다. 경제적인 측면에서도 투수성 반응 벽체의 반응 물질을 환원 슬래그로 정하여 비용을 감축하였으나, 토양 정화의 경우는 비용이 과다하게 산정되었다. 78.6억원이라는 비용은 새로운 개발 사업이 진행되지 않는 한 사업의 경제성이 충분하지 않을 것으로 생각된다. 따라서 토양 정화 사업은 지역의 랜드마크 건설이나 휴양지 조성 등의 수익성이 있는 개발 사업과 동시에 진행되는 것이 낫지 않을까 제안하는 바이다.

7. 참고 문헌

- 허선희. 식물재배정화법을 이용한 폐광산 토양내 중금속 제거 연구. 건국대학교 대학원.  2008.

- 토양복원 기술 및 사례집. 환경부. 2002.

- 이강호. 폐금속광산 지역 주민의 중금속에 의한 건강위해성 평가. 순천향대학교 대학원. 2013.

- 오창환. 군북광산 주변지역의 토양 및 지하수오염 평가. 2012.

- 고일원. 토양/지하수 환경의 투수성 반응벽체에서 나노크기 적철석을 이용한 비소제거. 2004.

- 강창영. 군북광산 광물찌꺼기의 공학적 특성 평가. 2013

- 환경백서. 경상남도 환경정책과. 2012.

- 하동윤. 폐광산 광미 및 주변 오양토염에 함유된 비소의 토양세척법에 의한 제거 특성. 2002.

- 김정대. Soil Washing을 이용한 폐광산에서 발생되는 광미 및 주변오염토양 처리. 2002.

- 이성득 외 5명. 유통 환제의 유해 중금속 함량 및 위해도 평가, 서울시 보건환경연구원.2012

- 이진수 외 1명. 오염된 토양, 지하수 및 쌀의 인체노출에 따른 비소의 위해성 평가, 서울대학교 지구환경시스템공학부. 2005.

- 박정순. 서울시 일부 대중교통수단 내 포름알데히드 농도변화와 위해성평가. 가톨릭대학교 보건대학교. 2006.

- 이수연. 오염지하수 처리를 위한 전기로 환원슬래그의 사용 가능성 검토와 개방형 투수성 반응벽체에 관한 연구. 한양대학교. 2010.

- 환경부. 복합오염토양정화용 다기능성 토양세척시스템의 상용화 연구. 2009.

8. 부록

[그림14] 시료 채취 위치

[그림 15] 지하수의 유동 특징

[그림16] 건기와 우기에서의 pH

[그림 17] 광산 주변지역의 토양 오염 정도