부지특이적 토양생태위해성평가를 위한 생태위해지수 산정기법 비교연구
A comparative Study of Ecological Risk Index for Site-specific Soil Ecological Risk Assessment
Article information
Abstract
목적
토양환경에 존재하는 오염물질의 위해성은 토양의 특성과 기능, 그리고 환경조건 등에 따라 달라질 수 있으므로 부지특이적 특성을 반영하는 것이 필수적이다. 국제표준안 및 국외 생태위해성평가 지침에서는 자국 실정에 적합한 위해성평가 기법을 통하여 부지특이적 토양생태위해성평가를 수행하도록 제안하고 있다. 그러나 국내의 경우 부지특이적 생태위해성평가 제도 도입 기반이 부족한 실정이므로 국내 실정에 맞는 생태위해성평가 기법이 요구된다. 이에 따라 본 연구에서는 부지특이적 생태위해성을 반영할 수 있는 인자를 스크리닝하여 국내형 생태위해성평가 기법 개발의 방향성을 제안하는 것을 목표로 하였다.
방법
기존 문헌에서 제안 및 활용된 생태위해지수를 분석하고 각 인자에 대한 산정 방법을 설명하였다. 조사된 생태위해지수는 화학적 평가, 독성학적 평가, 그리고 통합적 평가를 기반으로 한 인자로 분류되었다.
결과 및 토의
화학적 평가 기반 인자의 경우 신속한 오염도 산정이 가능하나 토양특성을 반영하기 어렵고 생태수용체와의 연관성을 나타낼 수 없다는 한계점이 존재한다. 독성학적 평가 기반 인자는 생태수용체에 대한 영향을 바탕으로 위해도를 산정할 수 있으나 현장 내에서 실험이 이루어지지 않기 때문에 대상부지의 환경조건 등을 재현하기 어렵다는 제한점이 있다. 통합적 평가 기반 인자는 화학적 평가, 독성학적 평가와 함께 대상부지에 대한 생태학적 평가를 수행하여 오염도를 정량화하고 생태수용체의 취약성, 부지특이성 등을 반영함으로써 생태위해도를 나타낸다.
결론
국내형 부지특이적 생태위해성평가 기법은 현장 토양의 오염도와 함께 생태수용체 및 생태학적 특성 등을 포괄하는 통합적 평가기반 위해지수를 기반으로 마련되어야 한다.
Trans Abstract
Objectives
Since the risk of pollutants in soil environment may vary depending on the characteristics, functions, and environmental conditions of the soil, the site-specific soil ecological risk assessment (SERA) should be conducted to protect soil ecosystem from pollutants. It has been confirmed that each country is conducting SERAs based on site-specific guidelines suitable for their own conditions. However, in Korea, there is a lack of basis for introducing SERA, therefore, the development of techniques for SERA which is suitable for domestic soil conditions is required. Accordingly, this study aimed to propose the direction of domestic guideline for SERA.
Methods
This study investigated and analyzed the ecological risk indices for SERA. The factors were classified the ecological risk indices based on chemical, toxicological, and integrated evaluations.
Results and Discussion
For the chemical indices, they have limitations that it is difficult to reflect soil characteristics and cannot indicate a relation with ecological receptors, although they can calculate contamination level rapidly. The toxicological indices can calculate the effect of pollutions on ecological receptors. However, there are also limitations that it is difficult to reproduce environmental conditions for target site. While the integrated indices require the ecological assessment along with chemical, toxicological analysis. They are found to quantify complex contaminations with reflecting site-specific characteristics of soils and ecological receptors.
Conclusion
The techniques for domestic site-specific SERA should be based on the indices for integrated assessment.
1. 서 론
토양은 인간과 생물의 삶의 터전으로 수분저장 및 물질순환을 조절하는 등 환경 내 완충기능을 보유하고 있으며 이러한 기능이 효율적으로 발휘되기 위해서는 토양의 양적･질적 상태를 보전, 관리하기 위한 노력이 필요하다[1]. 그러나 인간 활동으로 인하여 오염물질은 토양 환경으로 배출되고 있으며 오염물질로 인한 영향은 지속적으로 나타나는 실정이다. 이에 따라 미국, 영국, 캐나다, 호주 등 국외에서는 토양 오염으로부터 인체 및 토양 생태계를 보호하고자 인체 및 생태위해성 평가 제도를 함께 운영하고 있다[2-5].
토양생태위해성평가는 물질을 기반으로 한 생태위해성평가와 부지를 기반으로 한 부지특이적 생태위해성평가로 구분 지을 수 있다. 오염물질을 기반으로 한 생태위해성평가의 경우 오염물질의 환경 중 농도와 생태허용농도의 비를 이용하여 결정론적 위해성평가를 수행하거나 종민감도분포(Species Sensitivity Distribution, SSD) 접근법을 기반으로 확률론적 위해성평가를 수행한다[6]. 그러나 물질 기반 생태위해성평가는 단일 물질에 대한 위해성평가 기법으로, 복합 오염물질에 노출된 토양에 대한 생태위해성평가가 수행되기 어렵다는 제한점이 존재한다. 또한 토양의 특성은 토양의 기능과 상당한 연관성을 가지기 때문에 토양 환경에 유입된 오염물질의 위해성은 토양의 다양한 특성에 따라 변화할 수 있다[7]. 따라서 물질 기반의 생태위해성평가는 현장토양의 특성과 기능, 환경조건 등을 재현하기 어렵다는 제한점을 가진다[8]. 이에 국외에서는 오염부지에 대한 부지특이적 생태위해성평가를 기반으로 하여 토양오염 관리제도를 운영하고 있는 것으로 확인되었다[2-5,9]. 그러나 각 국에서 시행 중인 생태위해성평가 제도 및 기법은 자국의 토양환경의 특징을 고려하였기 때문에 우리나라의 토양환경과 오염현황 등을 반영할 수 없다는 제한점이 있다.
이에 따라 우리나라에서는 2006년 “토양오염 위해성평가 지침” (2006. 09. 27 고시)을 마련하였으며 지속적인 개정을 통해 토양오염 관리제도를 수행하고 있다. 그러나 현재 시행되고 있는 토양 위해성평가 지침은 인체위해성평가를 중심으로 수행하도록 제시되어 있으며, 토양 생태계를 보호하기 위한 지침은 마련되지 않은 실정이다. 토양 매체는 인간 뿐 아니라 토양생물의 서식처이며 인간과 토양생물은 오염물질에 노출되는 경로가 다르므로 이에 대한 독성 및 위해성이 다르게 나타날 수 있다. 따라서 인체 위해도와 생태 위해도는 각기 다르게 나타날 수 있으므로, 토양생태계 보호를 위해서는 인체위해성평가와 별개로 매체에 따른 고유한 방법을 적용하는 생태위해성평가가 수행될 필요가 있다[9-11]. 또한 인간은 식물 및 토양생물을 섭취하기 때문에 오염물질의 생물농축 및 축적으로 인한 이차독성을 고려하여야 하므로 생태위해성평가가 수행되어야 한다. 이에 따라 환경부는 ‘제1차 토양보전기본계획(2010~2019) [12]’과 ‘제2차 토양보전기본계획(2020~2019) [13]’ 를 통하여 토양오염 생태위해성평가 기반조성을 마련하고 위해성평가 체계를 정비함으로써 생태위해성평가의 지침을 마련하고자 노력하였다. 부지특이적 생태위해성평가 연구의 경우 2019-2021년 ‘토양생태위해성평가 제도 도입 연구[9-11] ’등을 통하여 국외의 생태위해성평가 기법을 분석하고 이를 기반으로 국내 적용 가능한 생태위해성평가 지침을 마련하고자 지속적인 연구가 수행되고 있다.
미국, 영국, 호주 등의 나라에서는 토양 내 오염물질의 농도와 자국에서 운영하는 토양준거치 또는 생태허용농도와의 비교를 통해 스크리닝 수준의 생태위해성평가를 수행하며 스크리닝 수준에서의 위해성이 확인될 시, 단계적으로 심화 수준의 생태위해성평가를 수행하는 것으로 확인되었다[2-5]. 그러나 우리나라의 경우 생태계 보호를 위한 토양준거치 및 생태허용 농도가 마련되지 않았으므로 이를 적용하기 어렵다는 제한점이 있다. 따라서 본 연구에서는 토양매체에 대한 생태위해도를 정량적으로 평가할 수 있는 생태위해지수(Ecological risk index)를 조사･분석함으로써 국내형 부지특이적 토양생태위해성평가에 활용가능한 인자를 제안하고자 하였다. 하였다. 본 연구에서 도출된 토양생태위해성평가를 위한 생태위해지수 분석 자료는 국내형 부지특이적 토양생태위해성평가 제도 확립을 위한 기반자료로 활용 가능할 것으로 사료된다.
2. 생태위해지수(Ecological risk index) 연구 동향
2.1. 화학적 평가 기반 생태위해지수
화학적 평가를 기반으로 한 생태위해지수는 대상 토양 내 오염물질의 농도를 측정하고, 이를 해당물질의 배경농도 또는 대조 토양에서의 오염물질 농도와 비교함으로써 산출된다. 화학적 평가 기반 생태위해지수로는 11건이 확인되었으며, 그 중 2건의 경우 물질별 독성가중치를 반영하였다. 각 인자에 대한 수식은 Table 1에 제시되었다.
The equations to calculate each ecological risk index for soil ecological risk assessment on the basis of chemical characteristics. For abbreviations in equations, some modifications have been made for convenience.
Pollution index (PI)는 Cf와 동일하게 토양 내 오염물질의 실측농도와 배경농도의 비로 산출된다[14]. Integrated Pollution index (IPI)는 물질별로 산출된 PI의 평균값으로 평가하므로 대상지역에 대하여 모든 물질에 대한 오염도를 평가할 수 있다. Pollution Load Index (PLI)의 경우 각 물질에 대한 PI의 곱을 이용하여 산출되는 값으로 IPI와 마찬가지로 대상지역에 대한 복합오염을 평가할 수 있다. PI와 유사한 인자인 Geoaccumulation index (Igeo)는 오염물질의 농도와 배경농도의 비를 이용하며 매체에 대한 보정계수를 적용한다[15]. 한편, 침전물 속의 금속 물질 농도는 시공간적인 변화가 크기 때문에 Potential Contamination Index (PCI)를 계산하여 잠재적인 오염을 계산한다. PCI의 경우 매체 내에 존재하는 금속 물질의 최대 농도와 Turekian와 Wedepohl [16]가 제시한 셰일암에서의 금속의 배경 농도를 비교하여 나타내는 인자이다[17].
Contamination factor (Cf)는 퇴적물에서의 오염농도 증가 시 위해도가 증가하는 것을 반영하기 위한 인자 값으로 제안되었으며[18], 최근 연구에서는 토양 매체에 적용되어 생태위해성 스크리닝 단계에서 사용되고 있다. Cf 산정을 위해서는 시료 내 오염물질의 농도를 측정하며, 이를 대상물질에 대한 자연 배경농도와 비교한다. Degree of contamination (Cd)은 시료 내 모든 물질에 대한 Cf의 합계로, 다수의 물질로 오염된 퇴적물에서의 전반적인 오염도 측정을 목적으로 제안되었다[18] Cd는 중금속 7종(As, Cd, Cu, Cr, Hg, Pb, 그리고 Zn)와 Polychlorinated Biphenyls에 초점을 맞추어 제안된 수식과 인자이며, 정확한 Cd를 산출하기 위해서는 토양 및 퇴적물 시료 내의 8종 물질에 대한 화학적 분석이 모두 수행되어야 하는 제한점이 존재한다. 이를 보완하기 위해 modified Degree of contamination (mCd)이 새롭게 제안되었다[19]. mCd 산출 과정에서는 모든 물질에 대한 분석이 시행되지 않아도 산출이 가능하며, 오염 부지로부터 산출된 Cf의 총합을 분석된 오염물질의 수로 나눈 값으로 정의한다. 이는 물질의 개수에 관계없이 분석 가능한 많은 종류의 금속에 대한 오염도를 평가 가능하고, 오염물질의 범위가 확장되어 중금속 뿐 아니라 유기 오염물질에도 적용할 수 있다는 장점이 있다. 그러나 다수의 오염물질에 대한 평균 오염도를 산출한다는 관점에서 개별 시료에서 존재할 수 있는 고농도의 특정 오염물질의 영향이 뚜렷하게 나타나지 않을 가능성이 존재한다.
Hakanson [18]이 제안한 ecological risk index (RI)는 퇴적물 내 잠재적 생태위해성을 정량적 수치로 평가할 수 있도록 제안한 인자이며 최근 문헌에서는 토양오염을 평가하는 지표로도 사용되고 있다. RI는 Ecological risk factor (Er)의 합계이며 Er의 경우 화학적 지표인 Cf와 대상시료의 생태학적 민감도를 반영한 Toxic response (Tr)을 적용하여 산출한다. Tr은 각 대상시료의 질소 함량과 유기물 함량 등에 따라 정해지므로 각 지역마다 다른 값을 갖게 된다. 또한 Tr의 경우 물질마다 고유의 독성가중치가 부여되는데 이는 물질이 매체 내에서 침전되는 인자와 기존의 자연배경 값 등을 고려하여 산출된다. 그러나 RI 산출 시 적용된 독성가중치는 실제 생태독성평가를 수행하여 산출된 실제 값이 아니라는 점에서 실제 매체가 미치는 생태독성을 반영하지 못한다는 한계점이 있다.
Enrichment factor (EF)는 토양 내 오염물질의 규모를 정량적으로 평가하고, 오염물질이 인간활동에 의한 유입인지에 대한 여부를 판단할 수 있는 인자이다[20]. EF는 토양 내 오염물질의 농도와 배경농도의 비와 토양 내 대조물질의 농도와 배경 농도의 비를 이용하여 산출한다. 대조물질의 경우 지각에 많이 존재하는 중금속 또는 미량금속으로 선정하며 그 예로는 스칸듐, 망간, 알루미늄, 철 등이 사용되었다.
Risk assessment code (RAC)는 중금속의 서로 다른 화학적 결합에 의한 이동성 등에 기반하여 생태위해도를 평가한다[21,22]. 금속물질에 대한 오염을 평가하기 위해 RAC의 분류는 매체 내에서의 가용가능한 금속의 양과 탄산염과 결합한 금속의 양을 합하여 전체 금속의 농도에 대한 백분율로 표현한다. RAC의 경우 대상 물질에 대한 생태독성이 고려되지 않기 때문에 금속의 생태독성을 고려할 수 있는 인자로 modified risk assessment code (mRAC)가 개발되었다[23]. mRAC의 경우 기존의 RAC와 Hakanson [18]에서 제시된 Tr을 적용하여 독성가중치를 부여한다. 그러나 RI와 마찬가지로 실제 생태독성평가를 수행하여 산출된 독성가중치가 아니기 때문에 매체별로 나타나는 생태독성이 반영되지 못한다는 제한점이 있다.
2.2. 독성학적 평가 기반 생태위해지수
독성학적 평가를 기반으로 한 생태위해지수는 시료를 대상으로 생태독성실험을 직접 수행하거나 기존의 생태독성평가 결과를 통해 얻어진 생태준거치를 기반으로 산출된다. 독성학적 평가 기반 생태위해지수로는 9건이 확인되었으며, 그 중 6건의 경우 독성학적 평가와 함께 화학적 평가를 요구한다. 각 인자를 산출하기 위한 수식은 Table 2에 제시되었다.
The equations to calculate each ecological risk index for soil ecological risk assessment on the basis of ecotoxicological characteristics. For abbreviations in equations, some modifications have been made for convenience.
Toxicity score of the battery (BTS)는 Relative toxicity (RT)의 평균값으로 RT는 독성값, 종말점 및 오염물질 농도순위를 종합적으로 고려하여 산출되는 독성평가의 결과물이다[24,25]. 예를 들어 영향농도(Effect Concentration, ECx)의 x 값에 따라 RT 값이 변화할 수 있으며 독성종말점에 따라 부여되는 독성 가중치 점수가 달라지기 때문에 RT값이 변화할 수 있다. 따라서, RT 및 BTS의 경우 평가자가 선정하는 독성종말점 및 독성값 등에 따라 주관적으로 평가될 수 있다는 제한점이 있다. Risk score of the battery (BRS)는 이를 보완할 수 있는 인자로써, RT와 함께 선정된 독성종말점의 일치성을 평가한다. 일치성의 경우 선정된 모든 인자에 대한 독성가중치 점수의 평균값에 따라 달라진다[24,25].
Battery integrated Index (TBI)는 노출군과 대조군에서 나타나는 독성영향에 대한 통계차이(student t-test)에 기반하여 점수를 부여한 뒤 이에 대한 평균값을 이용하여 독성위해도를 산정한다[26]. TBI 산출을 위해서는 Statistical Correction Factor (SCF) 및 Score test Endpoint (SE)가 산출되어야 한다. SCF는 통계분석에 따라 0-4로 산출되며 p value에 따라 점수가 부여된다. SE의 경우 영향을 백분율로 나타낸 Effect percentage(%E)와 매체별로 주어지는 매체 점수, 독성종말점을 고려한 심각성 점수, 그리고 SCF의 곱으로 산출된다. 매체 점수의 경우 토양 추출액, 유기물 추출액, 토양 등으로 분류되며 토양에서 실험되는 경우 3점이 부여된다. 심각성 점수는 독성종말점에 따라 달라지며 치사 등의 심각한 영향일수록 높은 점수가 부여된다. SE에 기반하여 %SE가 산출되며 %SE의 평균값이 TBI로 산출된다.
Pauget와 de Vaufleury [27]로부터 제안된 Accumulation quotient와 risk coefficient의 경우 14개의 금속 원소에 대해 오염된 토양 내에서의 생태위해도를 평가하는 방법으로 제시되었으며, 생물체에 축적된 양을 계산하고 이를 각 오염물질 고유의 독성지수(Toxicity point, TP)를 가중시켜 각 오염물질에 대한 위해도를 추정한다. 산출된 각 물질에 대한 위해도의 합산을 통해 the evaluation of the risk of transferred metallic elements(ERITME)를 산출함으로써 독성평가 지수를 산출한다. 이의 경우 생물 내 물질 농도를 측정함으로써 생물축적에 관한 데이터가 확보되어야 한다.
Contamination severity index (CSI)는 퇴적물의 물리적 인자와 함께 대상지역의 중금속 농도를 기반으로 오염] 정도를 판단한다[28]. CSI 산출을 위해서는 시료 내 오염물질 중 각 물질에 대한 무게 계수(W)를 산출하여야 한다. CSI는 영향이 거의 나타나지 않을 것으로 생각되는 수준의 농도와 영향이 존재할 것으로 확인되는 수준의 농도, 그리고 중금속의 농도의 비를 더하고 이에 무게계수를 곱한 값으로 산출되며 이를 통하여 매체 내 오염의 심각도를 판단할 수 있다.
수생태계의 중금속 오염을 평가하기 위해 고안된 Hazard quotients (HQ)는 퇴적물 및 토양에도 적용될 수 있다. 이는 화학적 평가와 유사하게 시료 내에서 측정된 오염물질의 농도와 생태준거치 또는 기준값과의 비율로 오염 정도를 판단한다. 이의 경우 이미 산출되어진 생태준거치를 사용하기 때문에 시료에서 나타날 수 있는 실제 생태독성이 반영되지 않는다. 따라서 이를 보완하기 위하여 modified Hazard quotients (mHQ)가 고안되었다[17]. mHQ는 Probable effect level (PEL), Severe effect level (SEL)을 추가로 적용한다. Ecological contamination index (ECI)는 각 금속별로 계산된 mHQ값을 모두 더하여 다수의 중금속으로 오염된 퇴적물의 오염도를 계산한 값으로, 이를 통하여 시료의 복합오염을 평가할 수 있다[17]. Zhang 외[29]에서는 Threshold effect level (TEL), PEL을 동시에 고려하는 상대적으로 민감한 Toxic risk index (TRI)를 고안하였다. TRI의 경우 시료 내에서의 각 중금속의 개발 TRI를 산출하고 이를 합산하여 시료의 위해도를 판별한다. 토양 또는 퇴적물 시료에서 검출되는 금속 농도는 TEL 및 PEL와의 비율로 산출된다. PEL 및 TEL의 경우 시료 및 국가에 따라 다르게 나타날 수 있으므로 TRI 또한 PEL과 TEL 설정 값에 따라 달라질 수 있다.
2.3. 통합적 평가 기반 생태위해지수
2017년 International Organization of Standardization (ISO)에서는 오염부지에 대한 부지 특이적 생태위해성평가에 관한 지침인 ‘Soil quality – Procedure for site-specific ecological risk assessment of soil contamination (soil quality TRIAD approach) [30]’을 통해 통합적 평가 기반의 생태위해성평가 방법인 TRIAD 접근법을 발표하였다. 이는 단일 유기체에서 공동체 수준에 이르기까지의 다양한 수준의 생태학적 조직에서 나타나는 오염물질의 부정적 영향을 조사할 수 있다[31]. TRIAD 접근법에서는 화학적, 생태독성학적, 그리고 생태학적 인자를 동시에 고려하고 이를 통합함으로써 하나의 위해도로 정량화 한다. 이러한 통합적 평가 기반 지수는 TRIAD 평가와 TRIAD 평가에 기반한 통합환경위해도(Environmental Risk Index, EnvRI)로 총 2건이 확인되었다.
TRIAD 기반 생태위해성평가는 경제성과 생태학적 인자, 시기성 등을 고려하여 대상부지의 생태위해도를 산정하며 위해도 비교대상으로 오염되지 않은 부지이며 대상부지와 가까운곳에 위치해 토성 및 기후 등의 자연환경 조건이 유사한 대조토양을 필요로 한다. TRIAD 평가에 대한 세부절차는 Jensen과 Mesman [7]에 제시되어 있다. 화학평가는 대상부지에서의 오염 물질 농도, 생물이용가능 농도, 화학물질 거동 모델링 등의 화학적 분석을 정량화하고 이를 오염물질별 토양 생태보호 준거치와 비교, 평가함으로써 수행된다. 토양 생태보호 준거치의 경우 각국에서 제시하는 인자를 사용할 수 있으며 토양생태독성 문헌자료 및 실험자료를 바탕으로 산출 가능하다. 생태독성평가는 대상부지에서 채취한 토양을 대상으로 급·만성 표준 시험법에 따라 생태검정법을 수행하여 대조토양에서의 생태독성과 비교함으로써 생태독성을 정량화 한다. 생태평가는 대상 부지 내에서의 현장조사를 통해 생물상을 확인하며, 평가 결과를 대조토양 내의 생물상과 비교한다. 화학, 생태독성학, 그리고 생태평가에서는 다양한 종류의 평가가 수행되므로 이를 통합하여 각 분석 지표(Line of Evidence; LoE-Chemistry, LoE-Ecotoxicology, and LoE-Ecology)가 산출된다(Fig. 1). 화학, 생태독성학, 생태 LoE를 산정하기 위한 평가항목의 경우 부지 특성 및 생태수용체 등에 따라 달라 질 수 있다. 화학, 생태독성, 생태학적 평가를 통해 산출되는 결과는 평가의 특성에 따라 보정됨으로써 LoE로 산정된다. 각 분석지표 산출 시 이용되는 수식의 경우 평가 종류에 따라 달라지며 이에 대한 예시는 Jensen과 Mesman [7] 및 ‘토양생태위해성평가 제도 도입 연구[9]’에 자세히 제시되어 있다. 산출된 세 개의 지표(LoEs)는 식(1)-(3)을 통하여 0 - 1의 수치의 통합위해도 (Integrated risk, IR)로 산출되며 설정된 위해도 구간에 따라 위해여부가 결정되어 의사결정이 이루어진다. 수식 내의 x는 각 분석 지표 결과, 즉 화학, 생태독성학, 생태 LoE의 결과값이며 R1과 R2는 Result 1, 2로, 식 (1) 및 (2)의 결과값을 나타낸다.
Scheme of Integrated Risk (IR) estimation in TRIAD approach.
통합환경위해도 EnvRI 산출과정은 Dagnino 외[32]에 제시되어 있다. EnvRI는 TRIAD 평가 방법과 마찬가지로 화학적 분석지표(Chemistry Risk Index, ChemRI), 생태독성학적 분석 지표(Ecotoxicological Risk Index, EtoxRI) 그리고 생태매개분석지표(Ecological Risk Index, EcoRI)의 결과에 기반하여 산출된다. 세 가지의 분석지표는 각 지표마다 제시되는 수식에 따라 0-1로 표현되어진다. ChemRI는 대상부지에서 채취한 토양시료 또는 생물체 내 오염물질의 농도와 생태준거치의 비율(Toxic pressure coefficient, TPC)에 기반하여 산출되며 복합오염에 노출된 토양인 경우 TPC의 평균으로 나타낸다. 따라서 오염 정도에 따른 위해도를 나타내는 TPC의 값에 따라 ChemRI의 산출 과정이 달라진다. 각 산출과정은 식 (4)-(6)에 제시되었다. Th1 또는 Th2의 경우 문턱값(1st and 2nd Threshold)을 의미하며, 토양시료 내 오염물질 농도를 사용할 경우 문턱값 1, 2는 각각 1과 100으로 주어진다. 생물시료 내 오염물질 농도를 사용할 경우 문턱값은 각각 1과 10으로 주어지며 α는 문헌에 제시되어 있는 상수(0.5)이다.
EtoxRI의 경우 오염토양을 대상으로 한 생태독성평가 결과를 바탕으로 산정된다. 생태독성평가를 통해 생태독성 영향 정도(Toxicological response, TR)가 정량화되면 대조토양의 생태독성 영향 정도(TRref)와의 비교결과인 상대적 독성반응(Relative toxicological response, RTR)으로 나타낼 수 있다. 물질에 대한 RTR은 식(8)에 따라 산출된다. RTR과 문턱값의 비교를 통해 위해도 RI가 산정되는데 산정과정은 식(9)와 같다. 문턱값은 문헌에 제시되어 있으며 생태독성평가의 경우문턱값 1, 2는 각각 0.2과 0.8로 주어진다. EcoRI는 EtoxRI와 마찬가지로 오염부지와 대조부지를 대상으로 한 생태활성(Ecological response, ER)를 바탕으로 산출되며 산출방법은 EtoxRI와 동일하다. EcoRI의 경우 문턱값 1, 2는 각각 0.0과 0.8로 주어진다. i는 i번째 물질을 나타내며, n개의 물질에 대한 RI 산출방법은 식(10)에 제시되었다.
산출된 각 세 개의 지표는 식 (11)과 같이 EnvRI로 통합되며 EnvRI는 TRIAD 평가와 동일하게 0-1의 수치로 표현된다. EnvRI 산출 시에는 각 평가지표의 가중치(weighting factors, wf)가 주어지게 되며 이는 대상부지의 특성에 따라 달라질 수 있다.
3. 생태위해지수 산정기법의 비교분석
기존 문헌에서 제안 및 활용된 생태위해지수는 화학적, 독성학적, 그리고 통합적 평가를 기반으로 분류되었다. 화학적 평가를 기반으로 한 연구는 11건으로 확인되었는데 모두 매체 내 오염물질의 농도와 자연배경농도를 필수적으로 요구하였다. 화학적 평가 기반 생태위해지수의 경우 물질에 대한 농도 측정만이 이루어지기 때문에 비교적 신속하게 진행되어 토양의 오염도를 확인할 수 있다는 장점이 존재하지만 토양 특성과 생태수용체의 상호작용을 반영할 수 없다는 한계점이 존재한다. 예를 들어, 중금속의 경우 시간이 흐름에 따라 토양입자와 결합하여 생물체가 이용가능한 물질의 농도가 감소할 수 있는데 매체 내의 중금속 농도만을 측정하는 경우 생태수용체에 대한 위해성이 과대평가될 수 있다[7]. 또한 다양한 물질에 의해 오염된 토양의 경우 각 물질에 대한 생태독성이 상가효과적으로 나타나지 않기 때문에 오염물질의 농도를 기반으로 한 단순 합산으로는 복합생태독성을 나타내기 어렵다는 제한점이 있다. 한편, 11건 중 2건(ERI, mRAC)의 경우 물질별 독성가중치를 반영하였으나 독성가중치는 생태독성평가 수행을 통해 산출된 값이 아니기 때문에 매체별로 나타나는 생태독성을 반영하지 못한다는 제한점이 존재한다. 따라서 매체 특성 반영이 필수적인 부지특이적 생태위해성평가의 경우 화학평가와 함께 생태독성학적평가가 병행되어야 할 필요성이 있다.
독성학적 평가를 기반으로 한 생태위해지수는 9건으로 확인되었다. 독성학적 평가는 화학적 평가에 비하여 많은 시간이 요구되지만 생태수용체에 대한 직접적인 결과를 바탕으로 산출된다는 점에서 불확실성을 줄일 수 있다는 장점을 가진다. 이 중 6건의 인자(Accumulation quotient, risk coefficient, CSI, ECI, HQ, mHQ, 그리고 TRI)는 독성학적 평가와 함께 화학적 평가를 활용하여 생태위해도를 산정하는데 이의 경우 대상시료를 이용한 생태독성평가 결과가 아닌 생태준거치를 이용한다. 생태준거치의 경우 기존 생태독성자료를 바탕으로 하여 산출되기 때문에 화학적 평가와 마찬가지로 매체 특성을 반영하지 못하는 제한점이 있다. 현장 시료를 대상으로 생태독성평가를 수행하는 인자인 BTS, BRS, 그리고 TBI의 경우 대조시료를 필요로 하는데 대상시료와 토양특성이 유사하며 오염되지 않은 토양이 대조시료로 선정된다. 한편, 독성학적 평가의 경우 실제 현장에서 이루어지는 것이 아닌 현장 토양을 채취하여 실험실 내에서 이루어지므로 대상 지역에서 서식하는 생태수용체를 대상으로 하지 않는다. 또한 실험실 내의 정해진 조건에 따라 생태독성평가가 이루어지기 때문에 대상 부지의 기후, 지형 등의 환경조건 등을 재현하기 어렵다는 한계점이 존재한다[7]. 따라서 부지 특이적 환경요인이 반영될 수 있는 생태평가의 병행이 필요하다. 생태평가의 경우 대상부지에 대한 현장조사를 통해 생태수용체의 분포 및 생물활성 등을 측정하기 때문에 대상부지의 환경조건 반영이 가능하다는 장점이 존재한다.
통합적 평가 기반 생태위해지수의 경우 현장 토양의 전반적인 오염도와 생물학적 취약성, 부지 특이성 등을 고려하여 생태위해도를 산정하기 위해 고안된 인자로 총 2건이 확인되었다. 통합적 평가에서는 화학적, 생태독성학적 평가와 함께 생태평가가 수행된다. 이의 경우 대상부지의 특성에 따라 화학, 생태독성학, 생태학적 결과에 대한 가중치를 부여할 수 있다. 예를 들어, 일반적인 부지에 대해서는 각 평가의 가중치를 1로 동일하게 부여하나 생태적 가치가 중요한 부지의 경우 생태학적 평가에 더 큰 가중치를 부여할 수 있다. ISO에서 제안한 TRIAD 평가를 포함한 대부분 국가의 부지특이적 생태위해성평가 제도에서는 화학적 분석과 함께 생태독성학적평가와 생태평가를 함께 수행함으로써 오염부지의 특성을 반영하여 생태위해도를 산정하고 있다. 그러나 통합적 인자의 경우 많은 평가가 요구되므로 시간적, 경제적 비용이 소모될 수 있다는 한계점이 존재한다. 이를 보완하기 위해 TRIAD 기법 및 국외 지침에서는 단계별 평가를 수행하도록 제시하고 있다. 예를 들어, TRIAD의 단계별 평가는 tier-I, II, III로 구분되어 각 단계에서 화학적, 생태독성학적 및 생태학적 분석을 수행하도록 요구한다. 초기 단계일수록 스크리닝 수준의 평가를 요구하며, 단계가 높아질수록 더 높은 수준의 평가를 수행하여 비용･효과적으로 생태위해성평가가 이루어질 수 있도록 한다.
4. 결 론
본 연구에서는 부지특이적 토양생태위해성평가 수행에 활용 가능한 생태위해지수를 조사 및 분석하였다. 조사된 생태위해지수는 화학적 평가 기반, 독성학적 평가 기반, 그리고 통합적 평가에 기반한 인자로 분류되었다. 화학적 평가 기반의 생태위해지수의 경우 주로 토양 매체 내의 오염물질의 농도와 배경농도를 비교하여 오염도를 정량화하는데 이는 생태수용체에 대한 대상토양의 생태위해성을 평가하기 어렵다는 제한점이 확인되었다. 독성학적 평가 기반 생태위해지수의 경우 주로 화학적평가와 병행되는 것으로 확인되었으나 실험실 내에서의 실험을 통해 평가가 이루어지므로 부지의 지형, 기후 등의 환경 조건이 반영되지 못한다는 한계점이 있다. 통합적 평가 기반 생태위해지수의 경우 화학적, 독성학적 평가와 함께 대상 지역의 현장조사를 통한 생태평가의 결과를 활용하여 위해도를 산정하므로 부지의 특성을 반영한 생태위해성평가가 가능하다는 장점이 있다. 따라서 국내형 부지특이적 생태위해성평가는 통합적 평가에 기반하여 수행되어질 필요성이 있다.
한편, 통합적 평가 기반의 생태위해지수 산정 기법의 경우 오염부지와 유사한 토양 및 환경 특성을 지닌 대조토양에 대한 평가를 필수적으로 요구하며, 각 평가에서는 오염물질에 대한 생태보호 준거치 또는 생태허용농도, 그리고 배경농도 등을 필요로 한다. 따라서 토양특성, 배경농도 등의 기본적인 토양정보와 국내 서식종을 이용한 생태보호 준거치 등 국내 토양환경의 특성을 고려한 생태위해성평가 기법을 확립하는 기반 연구가 필요할 것으로 사료된다.
Acknowledgements
This research was supported by the Korea Environment Industry & Technology Institute (KEITI), funded by Korea Ministry of Environment (MOE) (No. 2022002450002).
Notes
Declaration of Competing Interest
The authors declare that they have no known competing financial interests or personal relationships that could have appeared to influence the work reported in this paper.