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문제 정의
- 문헌 및 사례조사를 바탕으로 대량공급이 가능한 국내/외 상용 안정화제를 파악하고, 안정화제를 적용한 비소오염토양에 대해 강우모사 용출시험, 생물학적접근성 분석 및 연속추출 분석을 수행하고 그 결과를 상호 비교하였다. 또한 향후 위해도 기반 부지관리를 위한 안정화 공법의 사후관리 전략을 제시하였다.
- 본 연구는 (구)장항제련소 주변 송림숲 등 위해도 저감조치 사업대상 식생지역의 비소오염토양에 적용 가능한 안전하고 효과적인 안정화제의 선정과 현장적용 가능성평가를 목표로 한다. 문헌 및 사례조사를 바탕으로 대량공급이 가능한 국내/외 상용 안정화제를 파악하고, 안정화제를 적용한 비소오염토양에 대해 강우모사 용출시험, 생물학적접근성 분석 및 연속추출 분석을 수행하고 그 결과를 상호 비교하였다.
- 본 연구에서는 (구)장항제련소 주변 송림숲 등 식생지역 비소오염토양의 위해도 저감 조치의 일환으로 안정화공법의 적용 가능성을 평가하였다. 대량 공급 가능한 4종류의 상용 안정화제를 비소오염토양에 주입하고 SPLP 용출시험 및 SBRC 시험을 통해 안정화 효율을 평가하였다.
제안 방법
- 별도의 제조사 제안이 없는 경우, 실험조건을 동일하게 유지하는 방향으로 안정화제 주입방법을 결정하였다. A와 C 안정화제의 적용을 위해서는 토양의 pH가 6~8 범위에 들어와야 하는데, 이를 위해 적절량의 산화칼슘을 장암숲 토양에 주입하여 중화를 유도하였다. 사전 실험 결과, J1 및 J3 토양은 0.
- SPLP 용출시험을 이용해서 안정화제 적용에 따른 토양 내 비소의 용출특성 변화를 확인하였다. 안정화제 주입 전 S2, J1, J3 토양으로부터 0.
- 4절에 서술하였다. SPLP 용출액에서 지하수 수질기준 내 특정유해물질에 해당하는 항목(As, Cd, Cr6+, CN, Hg, Pb, 유기인, 페놀, 트리클로로에틸렌, 테트라클로로에틸렌, 1,1,1-트리클로로에테인, 벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠, 크실렌)을 분석하여 주변 토양 및 지하수의 잠재적인 오염 가능성에 대해 평가하였다. 철화합물 기반 안정화제인 A와 C에 대해서는 Fe의 농도를 추가적으로 분석하였다.
- SPLP, SBRC 및 Wenzel 연속추출로부터 발생한 상등액은 0.45 μm GHP filter(Pall, Port Washington, NY)를 사용하여 거르고, ICP-AES(iCAP 7400 DUO, ThermoScientific, USA)로 189.042 nm에서 비소를 분석하였다.
- 안정화제 C는 황산철 기반의 Part I과 S와 Ca 기반의 Part II를 4:1의 비율로 섞어 사용한다. 각 안정화제의 원소조성 및 결정질화합물의 구조를 파악하기 위해, X선 형광분석(X-rayfluorescence spectrometry; XRF)과 X선 회절분석(X-raydiffraction analysis; XRD)을 수행하였다.
- 각 제조사로부터 제안받은 안정화제 주입방법(i.e., 안정화제 주입량, 수분 주입량, 토양 pH 조절 여부 및 방법, 반응시간)을 준수하여 송림숲과 장암숲에서 채취한 6개 비소오염토양시료에 안정화제를 주입하였다. 별도의 제조사 제안이 없는 경우, 실험조건을 동일하게 유지하는 방향으로 안정화제 주입방법을 결정하였다.
- 안정화제 D의 경우, 제조사가 제공한 전처리제를 송림숲 및 장암숲 토양의 5% 무게비로 먼저 주입하고, 토양 무게 대비 50~60%의 수분을 첨가한 후, 토양의 5% 무게비로 안정화제 D를 주입하여 7일간 반응시켰다. 각 토양에 안정화제를 주입한 후 15분 이상 교반하였으며, 수분 첨가 시 탈이온수를 이용하였다.
- 본 연구에서는 (구)장항제련소 주변 송림숲 등 식생지역 비소오염토양의 위해도 저감 조치의 일환으로 안정화공법의 적용 가능성을 평가하였다. 대량 공급 가능한 4종류의 상용 안정화제를 비소오염토양에 주입하고 SPLP 용출시험 및 SBRC 시험을 통해 안정화 효율을 평가하였다. 안정화제 A, B 및 C는 원토양 대비 비소용출농도와 생물학적접근성을 저감시켰으나, 안정화제 D는 원토양의 pH에 따라 오히려 토양 중 비소의 탈착을 유발하기도 하였다.
- 토성(texture)은 입자간 침강속도의 차이를 이용한 pipet 법을 사용한 후, 미국 농무성의 토양분류를 따라 결정하였다. 상기한 토양특성 분석은 서울대학교 농생명과학공동기기원(national instrument center for environmental management; NICEM)에서 진행하였다. 토양의 pH는 1(g):5(mL)의 비율로 토양과 증류수를 교반한 뒤 1시간 후 상등액의 pH를 측정하였다.
- 실험실에서 수행한 안정화제 적용성 평가를 바탕으로, 안정화제 A와 B를 현장실증 대상 안정화제로 선정했다. 송림숲 토양에 대해 좋은 안정화 성능을 보인 안정화제C의 경우, 안정화제의 산화를 방지하기 위해 진공포장이 되어있고, 두 종류의 안정화제를 혼합해야 하기 때문에 현장 시공성이 좋지 않을 뿐만 아니라 산성 강우에 의해 다량의 Fe이 주변환경으로 용출되어 생태독성학적 영향을 끼칠 개연성이 있으므로 실증 대상에서 제외하였다.
- 안정화제 C는 Part I과 Part II를 4:1의 비율로 혼합하여 송림숲 토양의 1% 무게비로 주입하였다. 안정화제 A는 제조사의 요청에 따라 송림숲 토양의 경우 1% 무게비로 주입하였고, 장암숲 토양의 경우 1%와 2% 무게비로 각각 주입하였다. 이 후, 각 토양 포장용수량의 90%에 해당하는 수분을 토양에 첨가하고, 7일간 반응시켰다.
- 이 후, 각 토양 포장용수량의 90%에 해당하는 수분을 토양에 첨가하고, 7일간 반응시켰다. 안정화제 B는 송림숲 및 장암숲 토양의 0.5% 무게비로 주입하였으며, 토양 포장용수량의 90%의 수분을 첨가한 후, 1일간 반응시켰다. 안정화제 D의 경우, 제조사가 제공한 전처리제를 송림숲 및 장암숲 토양의 5% 무게비로 먼저 주입하고, 토양 무게 대비 50~60%의 수분을 첨가한 후, 토양의 5% 무게비로 안정화제 D를 주입하여 7일간 반응시켰다.
- 1이다(Table 4). 안정화제 C는 Part I과 Part II를 4:1의 비율로 혼합하여 송림숲 토양의 1% 무게비로 주입하였다. 안정화제 A는 제조사의 요청에 따라 송림숲 토양의 경우 1% 무게비로 주입하였고, 장암숲 토양의 경우 1%와 2% 무게비로 각각 주입하였다.
- 안정화제 적용 전/후 토양 내 비소의 강우에 의한 용출정도를 평가하기 위하여 SPLP 용출시험을 수행하였다(USEPA, 1994). SPLP 용출시험은 H2SO4와 HNO3를 3:2의 무게비로 이용하여 탈이온수의 pH를 4.
- 안정화제가 함유하고 있는 물질이 산성 강우에 의해 용출되어 주변 토양 및 지하수를 오염시킬 개연성을 평가하기 위해, SPLP 용출시험을 수행하고 용출액 내 특정유해물질(As, Cd, Cr6+, CN, Hg, Pb, 유기인, 페놀, 트리클로로에틸렌, 테트라클로로에틸렌, 1,1,1-트리클로로에테인,벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠, 크실렌)을 분석하였다(Table 2). 그 결과, 안정화제 C의 SPLP 용출액에서 0.
- High-density polyethylene(HDPE) 병에 넣고 37oC에서 1시간 동안 200 rpm의 속도로 교반한다. 이 후 상등액 내 비소의 농도를 분석한다.
- 안정화제 A는 제조사의 요청에 따라 송림숲 토양의 경우 1% 무게비로 주입하였고, 장암숲 토양의 경우 1%와 2% 무게비로 각각 주입하였다. 이 후, 각 토양 포장용수량의 90%에 해당하는 수분을 토양에 첨가하고, 7일간 반응시켰다. 안정화제 B는 송림숲 및 장암숲 토양의 0.
- 안정화 공법은 농도 저감기술이 아닌 위해도 저감기술이므로 환경조건의 변화에 따라 안정화된 비소가 재용출될 개연성은 없는지 확인해야 한다. 이를 위하여 안정화제 적용 대상부지의 장기 모니터링 및 사후관리 방안을 수립하였다.
- SPLP 용출액에서 지하수 수질기준 내 특정유해물질에 해당하는 항목(As, Cd, Cr6+, CN, Hg, Pb, 유기인, 페놀, 트리클로로에틸렌, 테트라클로로에틸렌, 1,1,1-트리클로로에테인, 벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠, 크실렌)을 분석하여 주변 토양 및 지하수의 잠재적인 오염 가능성에 대해 평가하였다. 철화합물 기반 안정화제인 A와 C에 대해서는 Fe의 농도를 추가적으로 분석하였다. SPLP 용출액내 특정유해물질 및 Fe 분석을 서울대학교 NICEM에서 진행하였으며, 지하수의 수질보전 등에 관한 규칙(KMOE,2017c)에 입각하여 분석하였다.
- 05로 적정하고, 토양과 용액의 비율을 1(g):20(mL)로 하여 23 ± 2oC에서 18시간 동안 30 ± 2 rpm으로 교반한 후, 상등액 내 비소의 농도를 측정한다. 측정된 SPLP 용출액내 비소의 농도를 지하수 생활용수 수질기준(0.05 mg/L)과 비교하였다.
- 상기한 토양특성 분석은 서울대학교 농생명과학공동기기원(national instrument center for environmental management; NICEM)에서 진행하였다. 토양의 pH는 1(g):5(mL)의 비율로 토양과 증류수를 교반한 뒤 1시간 후 상등액의 pH를 측정하였다. 토양의 포장용수량(field capacity)은 충분히 적신 토양에 감압펌프를 연결하여 0.
- 토양의 pH는 1(g):5(mL)의 비율로 토양과 증류수를 교반한 뒤 1시간 후 상등액의 pH를 측정하였다. 토양의 포장용수량(field capacity)은 충분히 적신 토양에 감압펌프를 연결하여 0.33 bar의 압력을 걸어 중력에 의한 배수를 모사한 후, 잔존하는 수분의 양을 측정하여 계산하였다. 포장용수량은 안정화제를 토양에 주입한 후 수분첨가량을 결정하기 위해 산정하였다.
- 33 bar의 압력을 걸어 중력에 의한 배수를 모사한 후, 잔존하는 수분의 양을 측정하여 계산하였다. 포장용수량은 안정화제를 토양에 주입한 후 수분첨가량을 결정하기 위해 산정하였다.
대상 데이터
- 문헌 및 사례조사를 통해 상용화 되어 있고 대량 공급이 가능한 국내외 안정화제 4종(A, B, C, D)을 안정화공법 적용성 평가 대상으로 선정하였다. 각 안정화제의 물질안전보건자료(material safety data sheet)에 기재되어 있는 구성성분 정보 또는 제조사가 제공한 구성성분 정보에 따르면, A와 C의 경우 영가철(zero valent iron; ZVI), 산화철(Fe2O3), 황산철(FeSO4 또는 Fe2(SO4)3), 탄산염 및 활성탄으로 구성되어 있고, B는 S, Ca 및 Mg로 구성된 인공 제올라이트를 기반으로 하며, D의 경우 석탄재(flyash) 및 탄산칼슘으로 구성되어 있다.
- 송림숲(S1, S2, S3) 및 장암숲(J1, J2, J3)에서 지표면 15 cm 이내의 표토시료를 각각 3점씩 채취하였으며(Fig.1), 풍건하여 2-mm 체거름을 수행한 후 안정화제 적용성평가에 사용하였다. 채취한 토양의 비소 전함량은 토양오염공정시험기준(KMOE, 2017b)에 따른 왕수분해 및 분석(aqua regia digestion)으로, 유기물 함량은 WalkelyBlack 방법(Walkley and Black, 1934)으로, Fe/Al/Mn산화물 함량은 dithionite-citrate-bicarbonate(DCB) 방법(SSSA, 1996)으로, 양이온 교환능(cation exchange capacity;CEC)은 sodium actate 방법(USEPA, 2003)으로 결정하였다.
- 장암숲 내 J3 토양시료를 채취한 지점에서 부엽토 등을 제거한 3m × 3 m 넓이의 실증구역을 조성하였다.
데이터처리
- 본 연구는 (구)장항제련소 주변 송림숲 등 위해도 저감조치 사업대상 식생지역의 비소오염토양에 적용 가능한 안전하고 효과적인 안정화제의 선정과 현장적용 가능성평가를 목표로 한다. 문헌 및 사례조사를 바탕으로 대량공급이 가능한 국내/외 상용 안정화제를 파악하고, 안정화제를 적용한 비소오염토양에 대해 강우모사 용출시험, 생물학적접근성 분석 및 연속추출 분석을 수행하고 그 결과를 상호 비교하였다. 또한 향후 위해도 기반 부지관리를 위한 안정화 공법의 사후관리 전략을 제시하였다.
이론/모형
- 안정화제 적용 전/후 토양 내 비소의 존재형태 분석을 위해 Wenzel et al.(2001)이 제안한 5단계 연속추출법을 사용하였다. Wenzel의 연속추출법에서는 토양 내 비소를 비특이적 결합(non-specifically bound As; F1), 특이적 결합(specifically bound As; F2), 비결정질 철/알루미늄산화물 결합(amorphous Fe/Al oxides bound As; F3), 결정질 철/알루미늄 산화물 결합(crystalline Fe/Al oxidesbound As; F4) 및 잔류형태(residual As; F5)로 구분한다.
- Chemical forms of As determined by Wenzel's sequential extraction method after various stabilizing agent treatments (i.e., A, B, and C).
- 고액비 1(g):25(mL)의 조건에서 각각 4시간, 16시간, 4시간(암조건) 및 30분(96 ± 3oC) 반응시킨다. F5의 경우 USEPA 3052 방법(USEPA, 1996)으로 추출하였다.
- 철화합물 기반 안정화제인 A와 C에 대해서는 Fe의 농도를 추가적으로 분석하였다. SPLP 용출액내 특정유해물질 및 Fe 분석을 서울대학교 NICEM에서 진행하였으며, 지하수의 수질보전 등에 관한 규칙(KMOE,2017c)에 입각하여 분석하였다.
- 14%의 중화제(CaO)를 주입했다. 안정화제 A 및 B를토양에 1% 중량비로 주입하고, 적당량의 수분을 살포한후, 표토 15 cm 깊이까지 잘 섞어주는 방식으로 안정화공법을 적용했다(Fig. 5).
- 안정화제 자체로부터 용출 가능한 오염물질을 확인하기 위해, 강우에 의한 용출을 모사하는 synthetic precipitation leaching procedure(SPLP) 방법(USEPA, 1994)을 사용하였다. 자세한 SPLP 용출시험 방법은 2.
- 안정화제 적용 전/후 토양 내 비소의 생물학적접근성(bioaccessibility)를 평가하기 위해 solubility/bioavailability research consortium(SBRC) 방법(Kelly et al., 2002)을 사용하였다. 토양 입자에 붙어있는 비소가 인체 내에서 흡수되어 독성영향을 발휘하기 위해서는 토양 입자로부터 장을 통해 흡수될 수 있는 형태로 떨어져 나와야 한다.
- 1), 풍건하여 2-mm 체거름을 수행한 후 안정화제 적용성평가에 사용하였다. 채취한 토양의 비소 전함량은 토양오염공정시험기준(KMOE, 2017b)에 따른 왕수분해 및 분석(aqua regia digestion)으로, 유기물 함량은 WalkelyBlack 방법(Walkley and Black, 1934)으로, Fe/Al/Mn산화물 함량은 dithionite-citrate-bicarbonate(DCB) 방법(SSSA, 1996)으로, 양이온 교환능(cation exchange capacity;CEC)은 sodium actate 방법(USEPA, 2003)으로 결정하였다. 토성(texture)은 입자간 침강속도의 차이를 이용한 pipet 법을 사용한 후, 미국 농무성의 토양분류를 따라 결정하였다.
- 채취한 토양의 비소 전함량은 토양오염공정시험기준(KMOE, 2017b)에 따른 왕수분해 및 분석(aqua regia digestion)으로, 유기물 함량은 WalkelyBlack 방법(Walkley and Black, 1934)으로, Fe/Al/Mn산화물 함량은 dithionite-citrate-bicarbonate(DCB) 방법(SSSA, 1996)으로, 양이온 교환능(cation exchange capacity;CEC)은 sodium actate 방법(USEPA, 2003)으로 결정하였다. 토성(texture)은 입자간 침강속도의 차이를 이용한 pipet 법을 사용한 후, 미국 농무성의 토양분류를 따라 결정하였다. 상기한 토양특성 분석은 서울대학교 농생명과학공동기기원(national instrument center for environmental management; NICEM)에서 진행하였다.
성능/효과
- Table 1에 대상토양의 특성을 나타냈다. J1 및 J3 토양은 다른 4개 토양과 달리 실트(silt) 및 점토광물(clay) 함량이 높으며, CEC 또한 15.5 및 17.3 cmol/kg으로 상대적으로 크게 나타났다(Table 1). 한편, 송림숲 토양의 경우 pH 6.
- 각 안정화제를 주입함에 따라, 안정화제 D를 제외한 모든 경우에서 비소의 용출 농도가 저감되었다. S2 및 J3 토양에서는 안정화제 A, B 및 C 적용 시 0.05 mg/L 이하의 비소가 검출되었으며, J1 토양의 경우 안정화제 B및 D 적용 시 0.05 mg/L 이하의 비소가 검출되었다. 송림숲 토양에 대해 안정화제 C를 적용할 경우, 비소의 용출 농도가 가장 큰 폭으로 저감되었으며, 안정화제 A와 B는 유사한 수준의 용출 농도를 나타냈다.
- SBRC 실험 결과는 SPLP 용출시험과 동일한 경향을 나타냈으나, SPLP 용출 시험에서는 안정화제 A 보다 비교적 좋은 효율을 보였던 안정화제 B가 SBRC 시험에서는 안정화제 A 보다 다소 낮은 효율을 나타냈다. 이는 pH 1.
- 각 안정화제를 주입함에 따라, 안정화제 D를 제외한 모든 경우에서 비소의 용출 농도가 저감되었다. S2 및 J3 토양에서는 안정화제 A, B 및 C 적용 시 0.
- , CN, Hg, Pb, 유기인, 페놀, 트리클로로에틸렌, 테트라클로로에틸렌, 1,1,1-트리클로로에테인,벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠, 크실렌)을 분석하였다(Table 2). 그 결과, 안정화제 C의 SPLP 용출액에서 0.002 mg/L의 톨루엔이 검출된 경우를 제외하고, 전 항목에서 불검출로 나타나 지하수 생활용수 수질기준을 만족하였다. 따라서 각 안정화제를 토양에 주입하더라도 안정화제 자체가 포함하고 있는 특정유해물질이 강우에 의해 용출되어 주변 토양 및 지하수를 오염시킬 개연성은 낮은 것으로 판단된다.
- 4). 비특이적으로 흡착된 비소(F1)는 0.9~1.6%, 특이적으로 흡착된 비소(F2)는 19.2~23.3%, 잔류 비소(F5)는 11.5~17.5%로 나타났다(Fig. 4).
- 7% 감소하였다. 송림숲 및 장암숲 토양에 안정화제 A를 1% 적용할 경우,SBRC 추출 비소 농도가 원토양 대비 29.0~67.2%, 안정화제 B를 0.5% 적용할 경우 원토양 대비 2.5~46.7% 감소하였다. 장암숲 토양에 안정화제 A를 2% 적용할 경우 31.
- 1% 감소하였는데, 안정화제 A를 1% 주입한 경우와 유의미한 차이가 나지 않았다. 송림숲 및 장암숲 토양에 안정화제 D를 적용할 경우, J1 및 J3 토양은 원토양 대비 SBRC 추출 비소 농도가 각각 40.8% 및 33.1%저감되었으나, S1, S2, S3 및 J2 토양은 원토양 대비 각각 375%, 138%, 149% 및 311% 증가하였다. 종합적으로, 송림숲 토양의 경우 안정화제 C > A > B > D 순의 안정화 효율을 나타냈고, 장암숲 토양의 경우 A > B> D 순의 안정화 효율을 나타냈으며, 안정화제 A의 주입량에 따른 SBRC 추출 비소 농도 차이는 미미한 것으로 판단된다.
- 4%이다. 송림숲 토양에 안정화제 C를 1% 적용할 경우, SBRC 추출 비소 농도가 원토양 대비 38.8~72.7% 감소하였다. 송림숲 및 장암숲 토양에 안정화제 A를 1% 적용할 경우,SBRC 추출 비소 농도가 원토양 대비 29.
- 안정화제 C 주입에 따라 토양 중 비소가 철산화물과 공침되거나 철산화물에 흡착되어 안정화가 진행되고, 그에 따라 비소의 SPLP 용출 농도가 저감된 것으로 판단된다. 실제로, 토양 중 비소 존재형태 분석 결과에 따르면 송림숲 토양에 대해 안정화제 C를 1% 적용한 경우, F1과 F2의 분율이 각각 1.0~1.6% 및 23.2~24.1%에서0.04~0.07% 및 16.3~18.1%까지 저감되었고(Fig. 4), F3의 분율이 34.4~39.5%에서 43.3~48.5%까지 상승하였다.
- 안정화제 A를 적용한 송림숲 및 장암숲 토양에 대한 비소 존재형태 분석 결과, 안정화제 C와 마찬가지로 F1 및 F2의 분율이 각각 0.92~1.64% 및 19.2~24.1%에서0.05~0.27% 및 7.98~19.2%까지 저감되었고, F3의 분율이 29.2~39.5%에서 30.0~46.8%까지 상승하였다(Fig. 4). F1과 F2의 형태로 존재하는 비소는 공극수에 용해되어 존재하거나 토양입자로부터 상대적으로 쉽게 떨어져 나올 수 있기 때문에 생물학적이용성(bioavailability)이 높다.
- 안정화제 D의 경우, S1, S2, S3 및 J2 토양에서 비소의 용출 농도를 안정화제 적용 전 보다 오히려 증가시키는 것으로 나타났다(Fig. 2). 이는 안정화제 D 주입에 따른 토양 pH의 증가에서 그 원인을 찾을 수 있다.
- 왕수분해/분석으로 결정된 비소의 전함량 농도는 58~233 mg/kg으로 나타나 모두 2지역 토양오염우려기준(50 mg/kg)을 초과하였다. 특히 높은 전함량 농도를 나타낸 J1(233 mg/kg) 및 J3(213 mg/kg) 토양의 경우 철/알루미늄 산화물 함량이 특이적으로 높다(Table 1).
- 송림숲 토양에 대해 안정화제 C를 적용할 경우, 비소의 용출 농도가 가장 큰 폭으로 저감되었으며, 안정화제 A와 B는 유사한 수준의 용출 농도를 나타냈다. 장암숲 토양에 대해서는 안정화제 B를 적용할 경우, 비소의 용출 농도가 가장 큰 폭으로 저감되었으며, 안정화제 A의 주입비율을 1%에서 2%로 상승시킴에 따라 비소 용출 농도가 소폭 저감되었다.
- 2). 전함량 비소의 농도가 높은 토양 시료에서 SPLP 용출시험에 따른 비소 용출량이 많았다.
- 종합적으로, 송림숲 토양의 경우 안정화제 C > A > B > D 순의 안정화 효율을 나타냈고, 장암숲 토양의 경우 A > B> D 순의 안정화 효율을 나타냈으며, 안정화제 A의 주입량에 따른 SBRC 추출 비소 농도 차이는 미미한 것으로 판단된다.
- 한편, J1 및 J3 토양의 경우 기존 pH가 4.8 및 4.2로 산성을 띄고 있었기 때문에 안정화제 D를 적용하더라도 pH가 8.2 및 8.3까지 상승하는데 그쳤고(Table 4), 그에 따라 비소의 SPLP 용출 농도 또한 안정화제 적용 전 대비 감소하였다(Fig. 2). 이는 안정화제 D와 그 전처리제의 주요 구성성분인 calcite(CaCO3, pzc=8~9.
후속연구
- , 2016). 안정화제 적용 후 2년동안 분기별로 연 4회 모니터링하고, 그 결과에 따라 향후 모니터링 기간, 주기 및 항목 등을 결정할 예정이다. 안정화제 적용 대상부지 내 모니터링 항목은 토양중 비소의 전함량, 생물학적접근성 및 존재형태, 지하수내 비소농도, 비산먼지 발생량과 비산먼지 내 비소의 농도 및 생물학적접근성, 그리고 토양으로부터 SPLP 방법으로 용출될 수 있는 비소의 농도와 토양 공극수 내 비소의 농도이다(Fig.
- , 2015), 토양 공극수 샘플러를 지표면 하부 50 cm 가량 깊이까지 설치하고 주기적으로 공극수를 채취하여 비소 농도 변화 추이를 확인함으로써, 토양생물과 주변환경에 미치는 영향을 간접적으로 평가할 수 있다. 토양의 인체 위해도 저감 여부를 판단하기 위해, 생물학적접근성에 기반한 토양 섭취 및 토양 비산먼지 흡입 위해도를 산정하고, 목표위해도의 달성을 위해 복토 또는 식생매트의 설치와 같은 토양 노출차단 조치 또한 병행할 예정이다.
- , 부지에 남아있는 오염물질에 대한 지속적인 모니터링 및 사후관리)가 이루어져야 한다. 향후 위해도에 기반한 보다 합리적이고 경제적인 부지관리를 위해서 관련법령의 보완 및 개정이 필요하다.
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