수계 내 중금속 농도 및 환경인자의 시간에 따른 변동을 고려하여 생태독성학적 허용가능 Cu 농도를 산정하기 위해서는, 일반적으로 충분히 긴 기간에 걸친 24개 이상의 Cu농도 및 수질 특성(e.g., pH, DOC, Ca)시계열 자료가 필요하다[9]. 따라서 해당 조건을 만족하는 노르웨이 Numedalslågen강의 2017년에서 2023년까지의 시계열 자료를 수집했다(Norsk Institutt For Vannforskning (NIVA) Aqa Monitor, https://aquamonitor.niva.no/portal/) [18].

SSD는 BLM을 통해 계산된 수생생물 별 독성 예측 값을 통합하여 수계 내 HC5를 산정하기 위해 활용되며, SSD 도시를 위한 최소 기준은 국가마다 다르다. 한국, 호주 및 뉴질랜드의 경우 4개의 분류군(조류, 무척추동물(갑각류, 연체동물), 어류 등), 5종 이상의 독성 자료가 필요하고, 미국의 경우 8개의 분류군, 10종 이상의 독성자료, 캐나다의 경우 3개 분류군, 3종 이상의 독성자료가 필요하다[23,24].

만성 독성 자료는 대상 수생생물에 대한 중금속 독성영향을 급성 독성 자료에 비해 더 민감하게 나타내므로, 보수적 측면에서 더 선호된다[23,25-27]. 따라서 SSD를 활용한 PNEC 산정 시, 만성 중금속 독성 예측 값을 활용하는 것을 권장한다. 그러나, 만성 중금속 독성 값을 계산하기 위한 수생생물 별 만성 BLM은 부족한 실정이며, 이로 인해 SSD 최소 기준을 만족시키기에 어려움이 있다. 이러한 경우, 급성 BLM 및 SSD를 통해 계산된 HC5에 급성-만성 비율(acute-chronic ratio; ACR)을 적용하여 만성 HC5를 추정할 수 있다[27,28]. 이후 추정된 만성 HC5의 불확실성을 보완하기 위해 평가계수를 적용하여 PNEC를 산정할 수 있다. 평가계수는 1에서 5까지로 SSD 도시를 위한 독성자료가 충분한 경우 1, 대표성 부족 및 독성자료가 충분하지 않은 경우는 5를 적용할 수 있으며, 일반적으로 독성자료에 대한 최소 기준을 만족했으나 대표성이 부족한 경우 평가계수 3을 적용한다[29].

따라서, 본 연구에서는 계산된 급성 독성 값 및 미국 환경 보호청에서 제공하는 SSD tool box (https://www.epa.gov/chemical-research/species-sensitivity-distribution-ssd-toolbox)를 활용하여 대상 수계의 Cu 및 환경인자 모니터링 시간 별 HC5를 계산했으며, 미국 환경 보호청[30-32]에 보고된 Cu에 대한 담수 수생 생물종의 급성-만성 비율 3.22 및 평가계수 3을 적용하여 대상 수계의 시간 별 만성 Cu PNEC를 산정했다.

FMB는 BLM 및 SSD를 통해 산출된 대상 수환경의 PNEC과 수환경 내 중금속 농도의 시간에 따른 변동을 반영하여 생태독성학적 허용가능 단일 중금속 농도를 산정할 수 있다[15]. FMB 계산식은 다음과 같다(식 5-10).

여기서, TU_i 는 시간 i에서 수집된 단일 샘플에 대한 독성단위(toxic unit; TU)로, 수생생물이 수계 내 중금속에 의해 독성 영향을 받게 되는 정도를 식(5)를 통해 나타낸 값이며, TU가 1을 초과할 때, 수생생물에 대해 중금속의 독성이 나타날 수 있음을 의미한다. Me_i는 시간 i에서 측정된 수계 내 중금속 농도(μg/L), IWQC_i는 BLM 기반으로 산출된 순간 수질 기준(PNEC), EF는 목표초과빈도(3년에 1번, 1095일 중 하루, 0.0913%), TU_EF는 TU_i를 통해 산정된 목표초과빈도에서의 TU값, AF는 TU_EF = 1을 만족하도록 하는 조정계수, Z_EF는 표준정규분포에서 EF를 만족하는 Z-score, S_TU는 로그변환된 TU_i의 표준편차, TUmedian는 TU_i의 중앙값, Me_i,comp는 EF를 준수하는 시간 i에서의 중금속 농도(μg/L), TU_i,comp는 EF를 준수하는 시간 i에서의 TU_i값, Me_median,comp는 EF를 준수하는 중금속 농도의 중앙값(μg/L), FMB는 EF를 넘지 않는 수준에서 발생가능한 가장 높은 수계 내 중금속 농도 즉, 생태독성학적으로 허용가능한 단일 중금속 농도이다. 본 연구에서는 대상 수계의 시간 별 Cu PNEC를 IWQCi로 사용했으며, 계산된 FMB를 대상 수계의 생태독성학적 허용가능 Cu 농도로 결정했다.

BLM 기반 생태독성학적 허용가능 중금속 농도 산정 절차 적용의 예로서, BLM 계산을 위한 중금속 농도, 환경인자 자료 및 FMB 적용을 위한 최소기준을 만족하는 노르웨이 Numedalslågen강의 2017년에서 2023년까지의 수질 특성 시계열 자료를 Fig. 2에 나타냈다. 대상 수계의 Cu, Ca, DOC, pH, 온도의 범위는 각각 0.33 μg/L-2.28 μg/L, 2.37 mg/L-5.12 mg/L, 0 mg/L-8.90 mg/L, 6.44- 7.05, 0.1℃-20.2℃이다. 검출 한계 미만으로 조사된 대상 수계의 DOC 농도(2017년 2월 자료)는 미국 환경 보호청(1990) [33] 및 식품의약품안전처(2015) [34]에 따라 0으로 가정했다.

수질 특성 시계열 자료 및 Visual MINTEQ 3.1을 통해 계산된 중금속 및 환경인자의 활성도와 조사된 BLM 매개변수를 수생생물 별 BLM 식에 적용하여 시간 별 EC50[Cu]_T를 예측했다(Fig. 3). 수생생물 별 EC50[Cu]_T의 범위는 물벼룩, 잉어, 무지개송어, 조류(Pseudokirchneriella subcapitata, Chlorella vulgaris, Chlamydomonas reinhardtii) 각각 0.80 μg/L-126.96 μg/L, 0.88 μg/L-130.87 μg/L, 1.12 μg/L-147.10 μg/L, 1.50 μg/L-237.15 μg/L, 8.78 μg/L-488.40 μg/L, 6.26 μg/L-426.40 μg/L으로 나타났다. 수생생물 별 EC50[Cu]_T는 수질 특성 모니터링 시간에 따라 서로 다른 값을 나타냈으며, 이는 시간에 따른 환경인자 변화의 영향으로 추정된다.

De Schamphelaere et al. (2002) [3]은 유럽 5개국 14개의 수계를 대상으로 한 물벼룩 Cu 생태독성실험을 수행했으며, 산정된 물벼룩에 대한 Cu EC50은 35.2 μg/L-792 μg/L으로 대상 수계들의 서로 다른 수질 내 환경인자에 따라 Cu에 대한 EC50의 변동성이 있음을 확인한 바 있다. Sciera et al. (2009) [35]는 수계 내 환경인자의 변화에 따라 잉어에게 미치는 Cu 독성의 변동성을 확인하기 위해 DOC, pH, 경도 조건 변화에 따른 Cu 독성실험을 수행한 바 있으며, 산정된 Cu 반수치사농도(lethal concentration 50%; LC50)는 2.9 μg/L-427.3 μg/L로 확인한 바 있다. Adekunle et al. (2021) [36]은 수계 내 Cu 독성 감지가 가능한 부유형 미생물 연료전지 기반의 바이오 센서를 통해 Cu로 오염된 캐나다 온타리오주 부근의 Junction Creek 하천의 Garson 지점을 대상으로 60일간의 Cu 독성 모니터링을 수행한 바 있으며, 대상 수계의 시간에 따른 환경인자의 변화에 따라 미생물들의 호흡 및 대사 활동 억제 반응을 통해 수계 내 Cu의 독성을 나타내는 출력전압 저하 정도가[37-40] 약 0 mV-800 mV로 변동됨을 확인한 바 있다.

Fig. 4은 수생생물 별 EC50[Cu]_T 결과와 Ca, DOC 및 pH, 온도 간의 선형관계를 나타낸다. DOC와 EC50[Cu]_T는 가장 높은 양의 선형관계를 나타냈다(R² = 0.94-0.98). DOC 농도 증가에 따른 EC50[Cu]_T의 증가는 수생생물에 대한 Cu 독성 영향의 감소를 의미하며, 이러한 경향은 DOC 농도 변화에 따른 Cu 독성영향을 평가한 이전 보고된 문헌들에서도 관찰된 바 있다[1,11,22,42]. DOC는 Cu²⁺와 복합체를 형성하여 생물학적으로 이용가능한 Cu의 감소를 유발할 수 있다. 이와 유사하게 Ca²⁺ 또한 BL을 두고 Cu²⁺와 경쟁하여 수생생물에 대한 Cu 독성 영향을 감소시킬 수 있으나[11], Ca와 EC50[Cu]_T는 낮은 선형관계(R² < 0.04)를 나타냈다. 이는 DOC와 Ca²⁺의 복합체 형성의 영향으로 추정된다. Jeong et al. (2022) [11] 은 DOC 및 Ca²⁺ 변화 조건에서 BLM을 활용하여 Daphnia magna에 대한 Cu 독성 영향을 예측한 바 있다. DOC와 Ca²⁺이 공존하고 있는 상황에서 Ca²⁺ 농도를 증가시킴에도 불구하고 예측된 Cu 독성 영향은 유사했으며, 이는 DOC와 Ca²⁺의 복합체 형성의 영향으로 추정한 바 있다. 따라서, 본 연구에서 나타난 EC50[Cu]_T와 Ca²⁺의 낮은 선형관계는 수계 내 DOC 및 Ca²⁺의 복합체 형성으로 인해 수생생물에 대한 Cu독성에 미칠 수 있는 Ca²⁺의 영향이 감소했기 때문으로 추정된다. EC50[Cu]_T와 pH의 경우, 낮은 선형관계(R² = 0.03-0.23)를 나타냈으며, pH의 감소는 수계 내 H⁺의 증가로 인해 경쟁효과가 증가하고 Cu의 독성 영향의 감소를 유발할 수 있다[43]. 온도의 경우 EC50[Cu]_T와 낮은 선형관계(R² < 0.02)를 나타냈다.

시간 별 수생생물들에 대한 EC50[Cu]_T을 활용하여 SSD를 구축했으며(Fig. 5), 이를 기반으로 시간 별 서로 다른 급성 HC5 값을 산정했다. 산정된 급성 HC5에 급성-만성 비율 3.22 및 평가계수 3을 적용하여 Cu에 대한 시간 별 PNEC를 산정했으며, 결과는 Fig. 6와 같다. PNEC의 범위는 0.06 μg/L-11.62 μg/L으로 다양했다.

Cu에 대한 시간 별 PNEC는 대상 수계의 Cu 농도 및 환경인자의 시간에 따른 변동에 따라 서로 다른 결과를 나타냈으며, 이를 고려한 단일 생태독성학적 허용가능 Cu농도를 산정하기 위해 FMB를 활용했다. 결과적으로, 대상 수계에 대한 단일 생태독성학적 허용가능 Cu농도는 1.15 μg/L이다(Fig. 7, Table 2). Jeong et al. (2022) [11]은 수생생물 보호를 위한 Cu농도 산정 및 비교를 위해 171종의 수생생물에 대한 총 2068개의 Cu 만성 독성 자료를 미국 환경 보호청의 독성자료 데이터베이스인 ECOTOX에서 수집하고 SSD 도시를 수행한 결과 HC5는 약 1.14 μg/L로 산정되었으며, Arambawatta-Lekamge et al. (2021) [44]은 열대 담수 생태계의 수생생물들에 대한 Cu 보호 농도 산정을 위해 5 분류군 6종의 수생생물에 대한 독성 실험을 수행했으며, 독성 실험 결과와 ECOTOX에서 수집된 27종의 Cu 독성 자료를 활용하여 SSD를 수행한 결과 HC5는 0.84 μg/L으로 산정됐다. 또한 Ryan et al. (2018) [12]는 FMB 접근법을 활용하여 미국 애리조나 주의 Agua Fria강 및 네브래스카 주의 Platte 강을 대상으로 수생생물 보호를 위한 Cu농도를 산정했으며, 각각 73.4 μg/L 및 23.9 μg/L로 나타났다. 호주 및 뉴질랜드의 경우 95% 수생생물 보호를 위한 담수 Cu 수질 기준은 1.4 μg/L이다[45].

수집된 수생생물 보호를 위한 다양한 담수 Cu 수질기준은 0.84 μg/L-73.4 μg/L이며, 본 연구에서 산정된 결과는 다소 높은 보호 수준을 제시하고 있다. 국가 또는 대상 수계 마다 상이한 수생생물 보호 기준이 도출되는 것은 서로 다른 대상 수계의 생물종, 수질 특성으로 인한 차이에 의해 발생할 수 있으며, 이를 고려한 현장 특이적(site-specific)인 생태독성학적 허용가능 중금속 농도 산정이 필요하다.