본 연구에서 사용한 As 및 중금속(Pb, Zn) 오염토양은 전라남도 나주시에 위치한 ○○광산 주변 농경지에서 채취하였다. 오염토양 시료는 표토층(0-30 cm)에서 30 kg을 채취하였으며(Fig. 1), 직사광선이 닿지 않는 장소에서 7일 동안 풍건시켰다. 풍건시킨 토양은 자갈 등의 이물질을 제거하고 고무망치로 파쇄하여 -#10 mesh 표준체(2 mm)로 체거름한 후 사용하였다.

오염토양 내 As 및 중금속의 농도를 확인하기 위해 토양오염공정시험기준[30]에 의거하여 왕수(1 ml HN3 + 3 ml HCl)로 전함량 추출한 결과, As의 농도는 85.7 mg/kg, Pb의 농도는 923.7 mg/kg, Zn의 농도는 601.8 mg/kg으로 토양오염우려기준 1지역 대비 각각 3.4배, 4.6배, 2배를 초과하였다(Table 1).

강열감량법(550℃, 2hr) [31]을 통해 측정한 오염토양 시료의 유기물 함량은 약 8.0%였으며,국립농업과학원의 피펫법[32]에 따른 입도 분석 결과 오염토양의 토성은 사양토(Sandy Loam)로 확인되었다. 또한, 토양화학분석법[33]에 따른 pH는 6.5 였으며, 전기전도도(Electric conductive, EC)는 0.149 dS/m, 양이온교환능력(Cation exchange capacity, CEC)는 7.0 cmol+/kg로 확인되었다. 이와 같은 오염토양의 이화학적 특성을 Table 1에 나타내었다. 오염토양의 주요 무기산화물 형태 및 함량은 오염토양을 -#200 mesh로 고르게 분쇄한 후 X선 형광분석(X-ray fluorescence, XRF)(ZSX100e, Rigaku, Japan)으로 파악하였다. 분석 결과, 오염토양의 주요 원소는 SiO2(56.24%), Al2O₃(21.94%)인 것으로 확인되었다(Table 2).

본 연구에서는 홍합 껍데기(Mussel shells, MS)와 바지락 껍데기(Manila clam shells, MC) 두 종류의 패각을 안정화제로 사용하였다. 마트에서 구입한 MS와 MC를 3일 동안 물에 불린 후 흐르는 물에서 솔을 이용하여 표면에 붙은 살을 제거하였다. 이후 증류수로 반복 세척하여 남아있는 이물질과 염분을 제거하고 자연 건조하였다. 안정화제 입경별 안정화 효율을 비교하기 위하여 완전 건조한 MS, MC를 블렌더로 곱게 파쇄한 후 #10 mesh 표준체(2 mm)와 #20 mesh 표준체(0.85 mm)로 체거름하였다. 이후, -#10 mesh와 -#20 mesh로 입경으로 가공한 MS 및 MC를 각각 MS(-#10), MS(-#20), MC(-#10), MC(-#20)으로 명명하였다. 또한 안정화제의 소성 유무에 따른 안정화 효율을 비교하기 위해 #10 mesh 이하로 파쇄한 MS와 MC를 소성하였으며, 소성은 MS와 MC의 주성분인 CaCO₃를 CaO로 변환하기 위해 진행하였다. 소성 온도는 변환 적정온도인 848℃를 기준으로 소성로의 오차 및 손실을 감안하여 900℃로 설정했으며 21) , 2시간 동안 소성하여 소성 홍합 껍데기(-#10 mesh calcined mussel shells, CMS(-#10))와 소성 바지락 껍데기(-#10 mesh calcined manila calm shells, CMC(-#10))를 제조하였다. 안정화제로 사용하기 위해 3가지 형태로 가공처리한 MS 및 MC의 사진을 Figs. 2, 3에 나타내었다.

안정화제의 특성을 평가하기 위해 안정화제별 pH를 오염토양 특성평가와 동일한 방법으로 측정하였다. pH 측정 결과, MS는 pH 8.06, MC는 pH 8.05로 약알칼리 특성을 보였으며 CMS는 pH 12.47, CMC는 pH 12.58으로 강알칼리 특성을 나타냈다(Table 2). 또한 안정화제의 화학적 성분과 각 성분의 함량을 파악하기 위하여 XRF 분석을 진행하였다. MS, MC, CMS 및 CMC 모두 97% 이상의 CaO를 함유하고 있음을 확인하였다(Table 2).

As, Pb 및 Zn으로 오염된 토양에 가공한 안정화제와 충분한 수분을 투입하여 습윤양생 시켰다. 습윤양생 기간이 안정화 처리 효율에 미치는 영향을 파악하기 위해 각각 1주(7일)와 4주(28일)간 양생을 진행하였다. 또한, 처리한 안정화제 종류 및 함량에 따른 변화를 파악하기 위해 오염토양 시료에 각각의 안정화제를 토양 무게(50 g) 대비 2, 4, 6, 8, 10 wt% 비율로 첨가하였으며, 충분한 교반을 통해 균질한 상태로 만들어주었다. 완전습윤상태를 유지하기 위하여 안정화제 혼합시료에 수분을 시료 대비 40%의 비율로 첨가해주었다. 이후, 상온에서 밀폐 상태로 1주와 4주간 습윤양생하였고, 양생이 완료된 시료는 자연 건조하였다. 안정화 처리에 대한 실험 조건은 Table 3에 나타내었다.

안정화 처리된 토양 내 As 및 중금속(Pb, Zn)의 용출 정도를 평가하기 위해 기존 토양오염공정시험기준(2008) [30]에 따라 0.1N HCl을 용출액으로 사용하였다. 토양 3 g에 0.1N HCl 15 mL를 가하고 항온수평 진탕기를 이용해 30℃, 100 rpm에서 1시간 동안 교반하였다. 실험의 정확성을 위해 시료는 각 처리구별 2반복으로 실행하였다. 이후, 원심분리기를 통해 3,000 rpm으로 침출액과 토양을 분리하였다. 0.45 μm 실린지 필터를 사용하여 상등액을 여과한 후 여과액을 유도결합플라즈마 원자방출분광기(ICP-OES) (Perkin Elmer Optima Model 5300DV, Waltham, MA, USA)로 분석하여 As, Pb 및 Zn 농도를 평가하였다. 안정화 효율은 오염토양에서 용출된 오염물질 농도(C0)와 안정화 토양에서 용출된 오염물질 농도(CS)를 바 탕으로 다음과 같이 계산하였다.

또한, 안정화 처리에 따른 토양 pH의 변화를 파악하기 위해 용출액에 대한 pH 값(Extraction pH)을 측정하였다.

토양으로부터 작물로의 As 및 중금속 전이 정도를 평가하기 위하여 오염토양과 안정화 처리 토양에 작물을 4주간 재배하였다. 환경부의 토양오염물질 위해성평가 지침(2018)에서는 Pb 오염 부지 평가를 위한 작물로 상추와 양배추를 파종하는 것이 적절하다고 보고되었다[34]. 따라서, 본 연구에서는 재배기간이 35-50일로 짧고 상온에서 재배가능하며 적정 토양 pH 범위가 5.0-8.0으로 넓은 적상추를 시험대상 작물로 선정하였다[35,36].

포트는 윗직경 9 cm, 아랫직경 7 cm, 높이 9 cm 크기의 화분을 사용하였다. 적상추를 재배할 안정화 토양은 높은 안정화 처리 효율을 보인 MS(-#20) 10 wt%, MC(-#20) 10 wt%, CMS(-#10) 10 wt%, CMC(-#10) 10 wt% 처리구로 선정하였다. 안정화 처리 포트의 경우, 광해방지기술기준(2017)에 따라 안정화 토양 위에 복토를 실시하여 포트를 조성하였다[37]. 광해방지기술기준에 따르면 현장 적용 시 안정화 토양과 복토의 비율은 1:2(20 cm:40 cm)로 제시되어 있으나, 본 연구에서는 보다 보수적인 접근을 위해 안정화 토양과 복토의 비율을 1:1로 설정하였다. 또한, lab-scale 실험에서 작물 재배 기간이 짧다는 점을 고려해, 제시된 높이보다 낮은 높이(4 cm:4 cm)로 설계하였다(Fig. 4). 또한, As 및 중금속의 전이 농도를 비교 평가하기 위해 오염토양만 담은 Control 포트(미처리구)를 함께 조성하였다. Control 포트의 경우, 포트 내에 8 cm 높이의 오염토양을 채워 사용하였다. 따라서, 총 5개의 포트를 조성하였으며, 각 포트당 약 30개의 적상추씨를 파종하였다. 2~3일에 한 번씩 관수하였으며, 실내에서 4주 동안 재배하였다.

분석 대상인 적상추 시료는 파종일로부터 4주가 경과된 후 가식부인 잎을 전량 수확하였다. 수확한 가식부의 생체량을 측정한 뒤, 잎에 묻어있는 흙을 제거하기 위해 증류수로 세척하였다. 이후 흑연블럭 전처리 방법에 따라 105℃에서 2시간 건조하고, 건조된 상추잎 0.1 g을 채취하여 분석에 사용하였다[38]. 압력분해용기에 건조된 작물 시료 0.1 g과 고순도 질산 10 mL 및 과산화수소 0.5 mL를 넣고 12시간 동안 반응시킨 뒤 흑연블럭을 이용하여 200℃에서 4시간 동안 가열분해하였다[38]. 적상추 잎이 분해된 용액은 증류수를 사용하여 50 mL로 정용하고, 0.45 μm 실린지 필터로 여과하였다. 이후, 여과액을 ICP-OES로 분석하였다.

As 및 중금속(Pb, Zn)으로 오염된 토양과 안정화제에 존재하는 결정구조를 조사하기 위하여 X선 회절 분석(X-ray diffraction, XRD)을 수행하였다. XRD 시료는 오염토양 및 안정화제를 #200 mesh 표준체(0.075 mm)를 통과하는 미립자 잔류물로 분쇄하여 준비하였다. XRD 회절계(XRD, X’pert PRO MPD, PANalytical, Almelo, The Netherlands)를 사용하여 단계 스캔 회절 패턴을 수집하였으며, 2θ 범위 5~60°, 단계 크기 0.02°, 카운트 시간 3 s/step에서 수집되었다. Cu 방사선을 사용한 회절 빔 흑연 모노크로메이터는 40 kV 및 40 mA에서 사용되었다. 광물 특성화는 Jade 소프트웨어 v. 7.1 및 PDF-2 참조 데이터베이스를 통해 수행되었다[39,40].

대표적인 표면 분석 장비인 SEM-EDX는 표면의 미세구조, 크기, 형태 등의 물리학적 정보와 해당 표면의 구성성분을 관측하여 화학적인 정보를 얻을 수 있다. 따라서, 본 연구에서는 안정화 처리된 토양 내 안정화 반응 물질을 확인하기 위하여 SEM-EDX 분석을 진행하였다. 분석 시료는 안정화 효율이 가장 좋았던 CMS(-#10) 및 CMC(-#10) 10 wt% 처리 안정화 토양을 사용하였으며 분석 시료를 양면 탄소 테이프를 사용해 준비하고 백금으로 코팅한 후 SEM(Hitachi S-4800, Japan)- EDX(ISIS 910, Oxford, England) 장비를 이용하여 분석하였다.

비소(As) 및 중금속(Pb, Zn)으로 오염된 토양과 안정화제 MS, MC, CMS 및 CMC의 XRD 패턴은 각각 Figs. 5-7에 나타내었다. 오염토양의 XRD 분석 결과 대부분 Quartz와 Muscovite의 peak로 관찰되었다. MS의 XRD 분석 결과 CaCO₃가 주성분인 Aragonite의 주 peak가 관찰되었으며, MC는 CaCO₃가 주성분인 Calcite와 Aragonite의 주 peak가 관찰되었다. 또한, CMS와 CMC의 경우 CaO를 주성분으로 하는 생석회의 주 peak가 관찰되었다. 따라서, XRD 분석 결과 고온(900℃, 2시간)에서의 소성 과정을 통해 CO2가 제거되어 CaCO₃가 CaO로 변환되었음이 확인되었다. 이는 CaCO₃ 기반 물질을 안정화제로 사용한 기존 연구들에서도 동일하게 검토되었다[27,41-43]. 안정화제의 주성분 변화는 pH와 깊게 연관되어 있는데, CaCO₃에 비해 CaO가 더 많은 양의 수산화 이온을 형성하기 때문에[44] MS, MC보다 CMS, CMC의 pH가 현저히 높게 측정된 것으로 판단된다(Table 2).

폐광산 주변의 오염토양에 안정화제로 가공한 홍합 껍데기(MS(-#10), MS(-#20) 및 CMS(-#10)) 및 바지락 껍데기(MC(-#10), MC(-#20) 및 CMC(-#10))를 이용하여 안정화 처리한 후 0.1N HCl로 용출한 As, Pb 및 Zn 농도 분석 결과를 비교하였다(Figs. 8-13).

MS(-#10)을 오염토양에 투입하고 1주일 간 습윤양생 시, As는 Control 대비 68-99%의 안정화 효율을 보였으며, 4주 처리 시 91-99%의 안정화 처리 효율을 보인 것이 확인되었다. 또한, Pb의 경우 1주 처리 시 51-99%, 4주 처리 시 69-99%의 안정화 처리 효율을 보였다. Zn의 경우 1주 처리 시 9-58%의 안정화 효율을 4주 처리 시 27-82%의 안정화 효율을 보인 것을 확인하였다. MS(-#20)을 안정화제로 처리한 후 1주 양생 시 As는 77-99%의 안정화 처리 효율을 보였으며, 4주 처리 시 As는 모든 처리구에서 99%의 안정화 효율을 보였다. Pb는 1주 처리 시 79-99%, 4주 처리 시 83-99%의 안정화 처리 효율을 보이는 것이 확인되었다. 또한, Zn은 1주 처리 시 10-84%의 안정화 처리 효율을 보였으며, 4주 처리 시 28-87%의 안정화 처리 효율을 보였다. 따라서, MS(-#10)을 안정화제로 처리했을 때보다 MS(-#20)을 안정화제로 처리했을 때 안정화 효율이 상승하는 것을 확인되었다. 이는 안정화제의 입경 크기 감소에 따라 비표면적이 증가되면서 수화 반응성이 더욱 향상됐기 때문인 것으로 판단된다. 45) Pb 오염토양에 굴 껍데기를 안정화제(-#10 mesh 및 -#20 mesh)로 처리한 Choi(2010)의 연구 결과에서도 -#10 mesh 입경의 처리에서 63% 이상, -#20 mesh 입경의 처리에서 77%의 안정화 효율을 보여 본 연구와 유사한 경향을 나타냈다[46].

CMS(-#10)을 안정화제로 적용한 경우 As의 안정화는 1주 및 4주의 양생기간과 관계없이 2 wt% 처리만으로 99% 이상의 높은 안정화 효율을 보였다. Pb도 마찬가지로 양생기간의 구별 없이 2 wt% 처리 시 99% 이상의 안정화 효율을 나타냈으며, Zn의 경우 4 wt% 이상 처리구에서 99% 이상의 용출 저감 효율을 보였다. 따라서, 소성 가공한 CMS(-#10)의 처리가 자연 상태인 MS(-#10) 및 MS(-#20)의 처리보다 현저히 높은 안정화 효율을 나타내는 것으로 확인되었다. MS와 성분이 유사한 굴 껍데기를 이용하여 고농도의 Pb 오염토양을 안정화한 Moon et al.(2022)의 연구에서도 자연 안정화제보다 소성 안정화제를 처리했을 때 안정화 효율이 더 높게 나타났다[22]. 이는 CaO 적용에 따라 포졸란 반응이 촉진되어 불용성인 CSH(alcium silicate hydrate) 및 CAH(calcium aluminate hydrate) 물질이 생성되며 Pb가 토양 내에 효과적으로 안정화된 것으로 보고되었다[22]. 본 연구에서도 MS와 CMS의 XRD 분석 결과를 통해 소성 과정에서 MS의 주성분인 CaCO₃가 CaO로 변환된 것을 확인하였다(Fig. 6). 따라서 CMS 처리에 의해 포졸란 반응이 일어나면서 중금속이 토양 내에 안정적인 형태로 고정된 것으로 판단된다. 또한, 주성분이 CaO로 변화됨에 따라 안정화제의 pH가 약알칼리에서 강알칼리로 변화한 것을 파악하였다(Table 2). Cd, Pb 및 Zn 오염토양의 안정화를 위해 소성 꼬막 껍데기를 처리한 Islam et al.(2017)은 CaO의 첨가로 인해 중금속과 교환 가능한 Ca²⁺가 증가하며, 높은 pH 조건에서 CSHs와 CAHs 같은 포졸란 반응 물질이 형성되며 Pb가 고정되었다고 보고하였다[47].

MC를 안정화제로 적용 시 MS를 안정화제로 적용했을 때와 유사한 결과가 나타났다(Figs. 11-13). MC(-#10)을 투입하여 1주간 양생한 경우, As는 66-99%의 안정화 처리 효율을 보였으며, 4주간 양생 시 97-99%의 안정화 처리 효율을 보이는 것을 확인하였다. Pb의 경우 1주 처리 시 55-99%, 4주 처리 시 56-99%의 안정화 효율을 보였다. Zn의 경우는 1주 처리 시 20-90%, 4주 처리 시 21-91%의 안정화 처리 효율을 보였다. MC(-#20)을 안정화제로 처리하여 1주 양생했을 때 As는 모든 처리구에서 99% 이상의 안정화 효율을 보였으며, Pb는 75-99%, Zn은 25-91%의 안정화 효율을 보였다. 또한, 4주 양생했을 때도 마찬가지로 As는 모든 처리구에서 99% 이상의 안정화 효율을 보였으며, Pb는 88-99%, Zn은 37-95%의 안정화 처리 효율을 보이는 것을 확인하였다. MS를 처리했을 때와 마찬가지로, MC 또한 -#10 mesh 입경의 처리에서보다 -#20 mesh 입경의 처리에서 안정화 효율이 더 높게 나타났다. 이는 안정화제의 표면적 증가로 인하여 수화작용이 비교적 원활하게 발생한 것에서 기인한 것으로 판단된다[45]. Cu 오염 토양에 굴 껍데기를 안정화제로 적용한 Moon et al.(2011)의 연구에서도 -#10 mesh 입경에서보다 -#20 mesh 입경에서 더 높은 안정화 효율을 보였는데, 이를 안정화제의 입경이 감소하며 토양 내 오염물질과 반응하는 면적이 증가했기 때문인 것으로 보고하였다[24].

홍합 껍데기를 소성 가공한 CMS(-#10)을 안정화제로 투입했을 때와 마찬가지로 CMC(-#10)을 처리했을 때 As는 습윤 양생기간에 상관없이 2 wt% 처리만으로 99%의 높은 안정화 효율을 보였다. Pb도 마찬가지로 모든 처리구에서 99% 이상의 안정화 효율을 보였으며, Zn은 98% 이상의 안정화 처리 효율을 보였다. 따라서, 소성 과정을 거친 CMC(-#10)의 처리는 자연 상태인 MC(-#10), MC(-#20)의 처리보다 적은 투입 함량으로도 As, Pb 및 Zn의 용출 농도를 효과적으로 저감시켰다. 이는 소성 굴 껍데기를 안정화제로 적용한 Moon et al. (2009)의 연구와 같이 MC의 주성분인 CaCO₃가 소성 과정을 통해 CaO로 변환되고 pH가 약알칼리에서 강알칼리로 상승하는 것에서 기인된 것으로 판단된다[23].

As 및 중금속으로 오염된 토양에 CaCO₃가 주성분인 꼬막 껍데기를 10 wt%로 안정화 처리한 Park(2021)의 연구에 따르면 1주간 양생했을 때보다 4주간 양생했을 때 As는 7.6%, Pb는 20%, Zn은 9% 안정화 효율이 향상되었다[45]. 본 연구도 마찬가지로 1주보다 4주 양생했을 때 높은 안정화 처리 효율을 보였으며, 이는 토양 내 존재하는 오염물질과 안정화제가 반응하는데 더 긴 시간이 제공됨에 따른 것으로 판단된다[48]. 또한, 2가 양이온인 Pb와 Zn의 안정화 효율을 비교해 보았을 때 Pb에서 현저히 높은 안정화 처리 효율을 나타내었는데, 이는 안정화제 처리로 인한 pH 증가와 관련이 있는 것으로 판단된다. Hale et al.(2012)은 pH 5 이하에서 Pb의 용출이, pH 7 이하에서 Zn의 용출량이 증가한다고 보고하였다[49]. 자연 안정화제의 경우 4 wt% 처리 시 pH가 5 이상으로 증가하며, 8 wt% 이상 투입했을 때 pH가 7 이상으로 증가하여 안정화제 투입량이 적을 때 Pb 보다 Zn의 용출량이 많은 것으로 판단된다. 소성 안정화제의 경우 2 wt%의 투입만으로도 98%의 효율을 나타내어 효율 차이가 미미하며 2 wt% 처리구부터 pH가 8 이상으로 증가하기 때문에 pH에 따른 Pb와 Zn의 용출능 비교가 무의미한 것으로 판단되었다.

종합적으로, 안정화제의 함량이 증가할수록 As, Pb 및 Zn의 용출 농도가 저감되는 것을 확인하였다. As 및 중금속에 대한 안정화 효율은 자연 -#10 mesh < 자연 -#20 mesh < 소성 -#10 mesh 순으로 높게 평가되었다. 자연 상태인 MS 및 MC의 처리에 비해 소성 가공을 거친 CMS 및 CMC의 처리에서 용출 농도가 현저히 저감되었다. 이는 소성 안정화제의 주성분인 CaO로 인해 pH가 상승하게 되고, 높은 pH 환경에서 활발하게 발생한 포졸란 반응으로부터 기인된 것으로 판단된다.

포트 조성 후 4주가 경과한 시점의 상추의 모습을 Fig. 14에 나타내었다. 적상추 채취 직후 잎의 생체량과 As, Pb 및 Zn의 농도를 분석한 결과는 Table 4에 제시하였다. 전체 적상추 무게를 자란 포기의 개수로 나누어 각 잎의 생체량을 비교한 결과 Control 0.05 g/개, MS(-#20) 0.33 g/개, MC(-#20) 0.37 g/개, CMS(-#10) 0.50 g/개, CMC(-#10) 0.52 g/개로, 안정화 포트에서 재배한 적상추의 생체량이 Control 대비 6~10배 정도 높은 것으로 확인되었다.

안정화 처리하지 않은 Control 토양에서 재배한 적상추의 경우 As가 0.07 mg/kg, Pb가 1.75 mg/kg, Zn이 29.1 mg/kg의 높은 농도로 오염물질이 검출되었다. 특히, Pb 농도는 식품의 약품안전처고시 엽채류 기준인 0.3 mg/kg을 5.8배 이상 초과한 것으로 나타났다. MS(-#20)과 MC(-#20) 처리 안정화 토양에서 재배한 적상추의 경우 As와 Pb는 불검출되었으며, Zn은 각각 4.9 mg/kg, 6.1 mg/kg 검출되었다. CMS(-#10)과 CMC(-#10) 처리 안정화 토양에서 재배한 적상추에서도 As와 Pb는 불검출되었고, Zn은 각각 3.6 mg/kg, 5.2 mg/kg 검출되었다. 바이오차로 As 오염 토양을 안정화 처리한 Koh et al.(2016)은 토양 내 As 화합물이 침전되면서 As의 용출이 감소하고, 상추의 뿌리 흡수와 지상부로의 이동이 억제된다고 보고하였다[50]. 또한, Kim et al.(2020)은 안정화제 처리가 중금속의 생물유효도에 큰 영향을 미치며, 토양보다 비교적 산성을 띠는 안정화제가 토양의 pH를 중화하고 중금속 착화물을 형성하여 효과적이라고 보고하였다[51]. 본 연구에서도 안정화 처리한 토양에서 재배한 적상추에서 훨씬 낮은 농도의 Zn 검출되었으며, As와 Pb는 검출되지 않아 토양에서 작물로 전이되지 않는 것을 확인하였다. 안정화 처리 후 재배한 상추는 식품의약품안전처의 엽채류 기준(Pb-0.3 mg/kg 이하)을 만족하였다. 따라서, MS와 MC로 안정화하고 복토 처리한 토양에서 재배한 작물을 섭취하여도 체내에 중금속이 축적되지 않아 인체에 무해할 것으로 판단된다. 또한, 본 연구의 결과는 보수적인 접근을 위해 안정화 토양과 복토 비율을 1:1로 설정하여 도출한 것이므로, 한국광해광업공단에서 제시하는 광해방지기술 기준(1:2)으로 현장에 적용할 경우 작물로의 중금속 전이가 더욱 효과적으로 저감될 것으로 판단된다.

홍합 껍데기 및 바지락 껍데기를 안정화제로 처리한 토양의 안정화 기작을 규명하기 위해 SEM-EDX 분석을 실행하였다. SEM-EDX 분석 결과, As의 경우 Ca, Si, Al 및 O와 깊은 상관관계가 있는 것으로 확인되었다(Fig. 15). As는 주로 Ca-As 결합으로 용해도가 낮은 물질이 형성되어 안정화가 일어나며, 포졸란 반응 산물인 CSH/CAH 형성이 안정화에 기여한 것으로 확인되었다. Moon et al.(2009) 연구에서 석회 기반의 굴 껍데기를 As 오염토양에 안정화제로 투입했을 시 주요 안정화 기작은 Ca-As 침전 및 CSHs, CAHs 형성으로 보고되었다[23]. Pb와 Zn의 경우 Ca, Al, Si와 밀접한 관계가 있으며, 포졸란 반응 산물인 CSHs 및 CAHs의 형성으로 인해 안정화가 일어난 것으로 확인되었다(Fig. 16). Park(2021)의 연구에서 석회 기반의 꼬막 껍데기를 Pb, Zn 오염토양에 안정화제로 투입했을 시 주요 안정화 기작은 CSHs, CAHs 생성에 기인한 것으로 보고되었다[45]. 또한, Moon et al.(2018)의 연구에서도 소성 안정화제 처리를 통한 높은 pH에 의하여 Pb와 Zn에 대한 CSH/CAH 형성되었다고 보고하었다. 52) 따라서, Pb 및 Zn은 CSH, CAH의 포졸란 반응 물질을 통하여 효과적인 고정화가 일어난 것으로 확인되었으며, As는 포졸란 반응뿐만 아니라 Ca-As 결합으로 용해도가 현저히 낮은 물질이 형성되어 안정화가 발생하는 것으로 판단된다.