윤석제
(Seok Jea Youn)
김헌년
(Hun Nyun Kim)
김용진
(Yong Jin Kim)
임종권
(Jong Kwon Im)
이은정
(Eun Jeong Lee)
†
유순주
(Soon Ju Yu)
-
국립환경과학원 한강물환경연구소
(Han River Environment Research Center, National Institute of Environmental Research)
© Korean Society on Water Environment. All rights reserved.
Key words
Benthic flux, Dredging, Light, Sediment, Temperature
1. Introduction
하천이나 호수 내 오염물질의 증가는 유역으로부터 유입되 는 점오염과 비점오염 같은 외부오염물질과 수체 내 퇴적물 에서 용출되는 내부오염물질에 기인한다(Zhong et al., 2008). 외부에서 유입된 영양염은 퇴적물에 흡착되어 수체의 부영 양화를 유발하고 이후 오염된 퇴적물은 내부에 영양염의 공 급원이 될 수 있다. 수체 내
영양염 농도에 영향을 미치는 요인 중 하나는 퇴적물로부터의 용출이다. 용출로 인한 오염 원 누적은 수질에 대해 악영향을 미칠 수 있다. 특히 외부
오염원이 조절되었을 경우에 용출은 하천이나 호수의 부영 양화를 지속적으로 일으킬 수 있는 원인이 되며(Xie et al., 2003; Zhong et al., 2008), 여름철에 남조류 대발생의 원인 이 되어 사회적인 문제가 될 수 있다(Oh et al., 2015). 수온 의 변화는 퇴적물에서 용출되는 영양염류의 농도에 영향을 미쳐 수체 내 농도를 증가시키거나 미생물 등과 같은 생물 학적 요인을 변화시켜 용출
및 수체의 농도에 영향을 준다 (Li et al., 2013). 또한 pH, dissloved oxygen(DO) 등의 환경 요인에 의해 용출량이나 속도가 달라지며(Jiang et al., 2008; Kairesalo et al., 1995), 저층에 산소공급이나 퇴적물 제거 같 은 물리적인 조작에 의해서도 수체 내 영양염 농도변화가 일 어난다(Bormans et al., 2016). 환경변화에 따라 용출된 영양 염은 조류 및 미생물 등의 증식을 촉진시키며, 수질에 영향 을 미칠 수 있기 때문에 용출조건을 파악하는 것은 호수의
관리에 있어 중요한 요인이 된다(Hou et al., 2013; Lenox, 1984; Oh et al., 2015).
저수지나 인공호와 같은 얕은 호수는 정체성 수역이 많이 형성되어 퇴적되는 오염물질의 양이 상대적으로 많고, 깊은 호수보다 단위 면적당 수체의 용량이
작기 때문에 용출에 의한 내부부하가 수질에 많은 영향을 미치는 것으로 알려져 있다(Jensen and Andersen, 1992; Oh et al., 2015). 깊은 호 수에서는 빛이 퇴적물까지 도달하기 어렵고 저층에서는 무 산소층이 형성된다. 또한 퇴적물로부터 용출되는 영양염은 성층에 의해 호수 상층부로
이동하기 어렵다(Beutel et al., 2008). 반면에 얕은 호수에서의 빛은 퇴적물 표면에 투광될 수 있으며, 광합성 조류의 산소 발생, 흡수 및 분해 등과 같은 생물학적 활동을 활성화시켜
퇴적물로부터의 용출을 제어하고 수체 내 영양염 농도에 영향을 줄 수 있다(Dalsgaard, 2003; Jin, Jiang et al., 2006). 이와 같이 빛은 용출에 영향 을 주는 중요한 환경적인 요인 중 하나이며, 의암호와 같이 평균 수심이 4.7 m로 얇은 호수에서 빛의 유무는 용출
연 구 시에 충분히 고려되어야 할 사항이다. 그러나 이전 국내 연구들은 대부분 호기성 혹은 혐기성 상태의 암조건에서만 주로 시행되어 깊은 호수에 알맞을
수 있으나 얕은 호수나 하천에서는 적용되기 힘든 것으로 보인다(Cho et al., 2011; Jung and Cho, 2003; Jung and Kim, 2009; Ki et al., 2010).
퇴적물 용출에 의한 내부 부하는 호수가 부영양화로부터 개선되는 것을 억제하며, 외부부하량보다 내부부하량이 높을 경우 점오염원 및 비점오염원 등의 유역
오염원을 관리하는 것만으로는 호수의 부영양화를 개선하는데 한계가 있다 (Dose et al., 1992; Jung and Cho, 2003). 따라서 하천이나 호수에서 퇴적물 제거는 부영양화된 수역의 내부 부하를 줄 이고 호수의 남조류의 발생을 예방하는데 사용되고 있다 (Bormans et al., 2016).
퇴적물 제거의 주된 목표는 퇴적물에 풍부하게 존재하는 오염물질을 제거하기 위함이며, 이로 인한 퇴적층에서 수체 로의 용출을 억제하는 것이다. 그러나
퇴적물의 제거가 호 수의 수환경 개선에 적극적인 도움이 되는 것은 아니다. Yu et al. (2011)은 퇴적물로부터 용출되는 양이 적어 퇴적 물제거가 내부오염부하량 감소에는 적절하지 않다고 보고 하였다. 또한 퇴적물 제거에 의해 저서성 생물군의 종수
및 개체수는 감소하며, 퇴적물 제거 시 퇴적물의 재부유는 수질 및 생태계에 부정적인 영향을 미치기도 한다(Kim et al. 2012; Kim, Kim et al., 2013). 퇴적물 제거는 많은 비 용이 요구될 뿐만 아니라 제거 된 퇴적토를 처리할 때 2차 적인 비용도 필요하므로 경제적으로 많은 비용이 소요된다 (Bormans et al., 2016). 따라서 퇴적물 제거의 실행 여부는 내부부하가 호수 오염에 주요한 원인인가를 판단하고, 퇴적 비율, 퇴적물 내 영양염의 농도와 제거되어야 할 깊이
등 을 고려하여 선택되어야 한다. 그러하므로 2차 오염을 막 고 효과적으로 퇴적물을 제거하기 위해서는 퇴적물로부터 의 용출에 영향을 주는 요인들을
사전에 다양한 측면에서 장기간 여러 조건으로 실험실에서 연구하는 것은 매우 중 요한 일이다.
따라서 본 연구는 실험실내 실험에서 (1) 퇴적물로부터의 영양염 용출에 대한 수온과 빛의 영향과 (2) 수체 내 영양 염 농도와 생물학적 요인의 관계를
살펴보고, (3) 퇴적물 깊이별 용출이 수체에 미치는 영향을 파악하는데 목적을 두었다.
2. Material and Methods
2.1. 연구대상 지역 및 시료의 채취
의암호는 상류의 춘천댐과 소양강댐의 방류수가 주요 유 입원이다. 의암호는 유역에 춘천시가 위치하고 있어 점오염 원 및 비점오염원의 유입이 심하고 공지천과
춘천하수종말 처리장 방류수의 오염물질이 유입되고 있다. 의암호 수질관 리는 지금까지 외부로부터 유입되는 유기물을 제거하는 방 법에 초점을 맞추어 연구
및 예산과 인력을 투입하며 수질 을 개선하려는 노력을 보여 왔으나 의암호의 수질 개선 효 과는 크게 나타나지 않고 있다(Park et al., 2013). 특히 의 암호는 과거부터 녹조 발생이 빈번한 지역이며, 2011년은 공지천 유입부를 시작으로 하류의 팔당호까지 확산된 남조 류의 근원지로 지목되기도
하였다(You et al., 2013). 따라서 외부 유입원에 대한 오염뿐만 아니라 내부에서 기원한 오염 원에 대한 조사가 필요한 지역이다. 연구대상 지역은 강원도 춘천시에 위치한 의암호로
공지천이 유입되는 지점을 선정 하였다(Fig. 1). 연구 대상 지역의 수심은 2 ~ 3 m이고 공지 천 하류에 춘천하수처리장이 위치하고 있어 하수처리수가 합류되는 수역이다.
Fig. 1. Study area and sampling site (S.D.P.: Chuncheon sewage disposal plant).
수온에 따른 퇴적물 실험 및 빛 조건에서 퇴적물 깊이에 따른 실험은 퇴적층이 제거되지 않은 지점에서 시료를 채 취하였으며, 퇴적물 제거에 따른 실험은
퇴적층을 제거하지 않은 지점과 퇴적층 표층(2 ~ 5 cm)를 제거한 지점, 표면부 터 20 cm 깊이까지 퇴적층을 제거한 지점에서 각각 시료를 채취하였다.
조사지점 퇴적물의 제거는 2015년 5월에 압축 공기를 분사하여 퇴적물을 부상시킨 후 천으로 퇴적물을 회 수하는 방법으로 가로 5 m, 세로 8 m의
범위를 각각 표층 (2 ~ 5 cm)과 표면부터 20 cm 깊이까지 퇴적물을 제거하였 다. 수온에 따른 퇴적물 실험과 퇴적물 제거에 따른 실험의 시료는
Van Veen grab sampler로 채취하였으며, 시료는 현 장에서 상부 5 cm의 퇴적물을 아크릴 재질의 원통형 실험 조(높이 300 mm,
내경 80 mm; Fig. 2a)에 채운 후 암·냉장 보관하여 실험실로 운반하였다. 빛 조건에서 퇴적물 깊이에 따른 실험은 시료를 깊이 별로 퇴적물을 구분하여 실험하기 위하여 아크릴
재질의 직경 6 cm core sampler로 20여 개 의 시료를 채취하였으며, 상부와 하부를 밀봉한 채로 암·냉 보관하여 실험실로 옮긴 후 실험에
사용하였다. 용출실험에 사용될 현장수는 퇴적물 채취 지점과 동일한 지점에서 수평 형 채수기(8L, WildCo, USA)로 퇴적물 표면의 바로 위의
물을 채수하였으며, 암·냉 보관하여 실험실로 옮겼다.
Fig. 2. Schematic diagram of apparatus used for benthic flux experiment (WL; Water level controller).
2.2. 퇴적물 및 수질 분석
퇴적물의 물리화학적 특성을 분석하기 위하여 total nitrogen (TN; 총질소), total phosphorus(TP; 총인), total
organic carbon (TOC; 총유기탄소)와 입도를 측정하였다. 퇴적물 입도와 영양 염류 분석은 수질오염공정시험기준 및 퇴적물 분석방법에 준하였다.
분석할 시료는 퇴적층을 제거하지 않은 지점과 퇴 적층 표층(2 ~ 5 cm)를 제거한 지점, 표면부터 20 cm 깊이까 지 퇴적층을 제거한 지점에서
core sampler로 퇴적물을 채취 후 깊이 20 cm까지 시료를 취하였다. 분석에 영향을 미칠 굵은 협잡물과 유기물을 제거하기 시료를 2 mm
체로 거른 후 동결 건조 및 자연 풍건하여 CHN 원소분석기(Elemental, Vario EL)로 TOC와 TN의 함량을 분석하였으며, TP는 시
료를 증류수에 현탁한 후 아스코르빈산 환원법으로 측정하 였다(ME, 2012, 2016). 실험 초 실험조에 채우고 채수 후 부족분을 채워줄 현장수의 영양염류와 용출실험에서 측정 한 영양염류는 dissolved total nitrogen(DTN;
용존 총질소), dissolved total phosphorus(DTP; 용존 총인)는 NO3-N(질산 성 질소), PO4-P(인산염 인)을 측정하였다. 수질오염공정시 험기준에 따라 영양염류 중 DTN은 연속흐름법으로 질소화 합물을 산화분해하여 NO3-N 형태로 변화시킨 후 카드뮴- 구리환원 칼럼을 통과시켜 NO2-N(아질산성 질소)의 양을 550 nm에서 측정하였으며, DTP는 연속흐름법으로 아크코 빈산으로 환원하여 생성된 몰리브덴산 등을 880 nm 파장
에서 측정하였다. NO3-N은 이온크로마토그래피 분석법으로 고압으로 전개시켜 분리되는 질산성 이온을 측정하였고, PO4-P는 자외선/가시선분광법으로 아크코빈산으로 환원하 여 생성된 몰리브덴산을 880 nm 파장에서 측정하여 분석 하였다(ME, 2016).
2.3. 퇴적물 용출실험
2.3.1. 수온에 따른 용출실험
Grab sampler로 채취한 퇴적물 시료의 표층(두께 5 cm) 을 실험에 사용하였다. 시료는 현장에서 아크릴 재질의 원 통형 실험조(높이 300
mm, 내경 80 mm; Fig. 2a)에 채운 후 암·냉장 보관하여 실험실로 운반하였다. 용출실험에 사 용할 현장수는 GF/F여과지로 여과하여 사용하였다. 실험은 15 °C, 20 °C,
25 °C, 30 °C 온도조건에서 수행하였으며, 각 조건에 따라 2구의 실험조를 운영하여 실험하였다. 실험조 에 여과한 현장수 1 L을 반응조의
벽면을 따라 퇴적물 교 란 없이 채운 후 실험하였다. 조류의 광합성 등과 같은 빛 에 따른 영향을 배제하기 위하여 암조건에서 실행하였다. 또한 시료
채취 지점에서 200 m 정도 떨어진 인근 수역의 하층에 DO가 3월부터 10월까지 8.2 ~ 14.9 mg/L로 호기성 상태를 보여 실험은 호기성
조건에서 실행하였다. 호기성 상태를 유지하기 위하여 실험조 내·외부를 연결하는 관에 산기석을 퇴적층으로부터 5 cm 이상 띄어놓고 퇴적물이 교란되지
않은 강도로 에어펌프를 통해 지속적으로 공기를 주입하였다. 영양염류 분석을 위해 시료는 퇴적물 표층 약 5 cm 위치에서 매번 같은 시간대에 30
mL을 채수하였고, 시료 채수 직후 부족분은 냉장 보관된 동일양의 초기 현장 수를 넣어 주었다. 초기 현장수는 실험 기간 동안 4 °C에서 암·냉
보관하여 유지하였다. 실험조에서 자연적으로 증발되 는 양은 증류수로 보충하였다. 질소계열은 20일간, 인계열 은 60일간 실험을 진행하였다. 시료
채수 간격은 첫 10일 동안은 매일 측정하였으며, 그 후 2 ~ 3일 간격으로 주 3회 채수를 실행하였다.
2.3.2. 빛 조건에서 퇴적층 깊이에 따른 용출실험
Core sampler로 채집한 퇴적층을 깊이에 따라 0 ~ 7 cm (7DS), 7 ~ 14 cm(14DS), 14 ~ 21 cm(21DS)으로
구분하여 3개 의 원통형 투명 아크릴 실험조에 나누어 5 cm 높이로 채웠다. 실험조의 크기는 Fig. 2b와 같이 내경 250 mm, 높이 700 mm이고, 실험에 사용된 현장수는 망목 10 μm 네트로 여 과하여 22 L를 각각의 실험조에 퇴적물의 교란없이
채웠 다. 실험조건은 온도 25 °C, 광도 40 μmol/m2/S, 광주기 16(L):8(D)에서 70일간 진행하였다. 영양염류 및 조류 군집 분석을 위해 500 mL을 채수하였고, 채수 후 동일양의 초 기
현장수 여과액으로 보충하였다. 자연 증발량은 수위조절 장치를 이용하여 증류수로 채워 초기 수위를 유지하도록 설계하였다. 실험조 상층수의 pH와 DO는
다항목수질측정 기(YSI 4013-3, USA)를 사용하여 측정하였다.
빛의 유무에 따라 조류의 성장과 호흡으로 인해 수중 영 양염류의 농도가 달라지므로 식물플랑크톤 및 저서성 남조 류의 군집과 출현량을 분석하였다. 저서성
남조류 분석을 위 해서 직경 1 cm 크기의 퇴적물 표면을 흡입기를 통해 채집 하였다. 시료는 Lugol's 용액(식물플랑크톤)과 포르말린(저서 성남조류)으로
고정하였으며, 시료의 농도에 따라 그대로 사 용하거나 농축 또는 희석하였다. 조류 군집의 정성 및 정량 분석은 위상차 현미경 (Nikon, ECLIPSE
Ni, Japan)을 사용 하여 100 ~ 1,000 배율에서 실시하였으며, 식물플랑크톤 종 에 대한 동정은 Chung(1993), Hirose et al. (1977) 및 John et al. (2002)를 참조하였다.
2.3.3. 퇴적층 제거에 따른 용출실험
수온에 따른 용출실험과 같은 방법으로 Fig. 2a의 실험조를 이용하였으며, 퇴적층이 제거되지 않은 지점(ND: no dredging) 과 퇴적표층 2 ~ 5 cm가 제거된 지점(5D: 5 cm dredging),
퇴적층의 표면부터 20 cm 이상 제거된 지점(20D: 20 cm dredging)에서 채취한 시료를 이용하여 실험하였다. 실험은 21일간 2일 간격으로
진행하였으며, 실험 온도는 25 °C로 유지하였고 나머지 실험 방법은 수온에 따른 용출실험과 동일하였다.
퇴적물의 i번째 날의 영양염류 용출률은 식 (1)을 이용하 였으며, 실험조 내 침강과 조류 생체량으로의 전환 등 외 부 환경 영향을 고려하지 않고, 수체 내 영양염류의 농도 증가만을 고려하여 용출을
산정하였다.
Ci는 i번째 날에서의 실험조 내 상등수의 영양염류 농도 (mg/L), C0는 초기 현장수의 영양염류 농도(mg/L)이며, Ca 는 i번째 날 측정된 영양염류 농도 Ci에 대해 보정된 농도이 다. Ti는 i번째 시료 채취가 진행된 실험 일수(day)이며, A는 수층과 접촉된 퇴적물의 면적(m2)이다. V는 실험조 내 상등 수의 용량(L), V1은 시료채취 후 남은 상등수 용량(L), V2는 채취한 시료 용량(L)이다.
3. Results and Discussion
3.1. 퇴적물 물리·화학적 특성
의암호 공지천 하류에서 채집된 퇴적물을 제거하지 않거 나 표층 그리고 20 cm 제거한 퇴적물 깊이별 시료에서 TOC 농도는 깊이별로 ND에서는 1.07%,
5D에서는 1.09%, 20D에서는 1.04 %의 값을 보이며 전반적으로 유기물 함량 이 낮았다. TN의 경우, ND는 1,000 mg/kg, 5D는
1,300 mg/kg, 20D는 1,100 mg/kg으로 값이 서로 유사했다. 퇴적 물을 제거하지 않거나 표층 그리고 20 cm 제거한 퇴적물 깊이별
시료에서 TP의 값도 각각 574, 550, 538 mg/kg으로 서로 차이를 보이지 않았다(Table 1). 본 연구의 퇴적물 영 양염은 낙동강 강정보령보(TN: 1,189 ~ 2,492 mg/kg, TP: 333 ~ 726 mg/kg)나 소양호의 퇴적물(TP:
776±170 mg/kg)보 다 낮은 농도를 보였고(Jun and Park, 1989; Lee et al., 2015), 남한강 보구간 퇴적물(TN: 110 ~ 460 mg/kg)보다 높 게 조사되었다(Kim, Hur et al., 2013). 깊이별 퇴적물 영양 염류 농도는 하천·호소 퇴적물 오염평가기준(국립환경과학원 예규 575호; TN: 5,600 mg/kg, TP: 1,600
mg/kg)보다 낮아 퇴적물의 오염상태가 심각한 수준은 아니었다. 퇴적물 내 C:N 비는 8.7 ~ 10.5의 범위로 조사되었으며, C:N비가 6
~ 9 범위이면 유기물이 식물플랑크톤 기원으로, 12이상 높은 C:N 비는 육상 기원으로 볼 수 있어서(Woo et al., 2014) 본 실험 결과의 퇴적물은 식물플랑크톤 기원에 가까운 것 으로 판단된다.
Table 1. Physical and chemical parameters in the sediments of the Lake Uiam
|
Site
|
TOC (%)
|
TN (mg/kg)
|
TP (mg/kg)
|
Particle size (%)
|
|
|
Sand
|
Silt
|
Clay
|
|
|
ND
|
1.07
|
1,000
|
574
|
63.3
|
36.3
|
0.4
|
|
5D
|
1.09
|
1,300
|
550
|
61.5
|
38.2
|
0.3
|
|
20D
|
1.04
|
1,100
|
538
|
49.9
|
49.1
|
1.0
|
퇴적물을 제거하지 않거나 표층 그리고 20 cm 제거한 퇴적물 깊이별 시료의 입도 분석하기 위해 퇴적물을 제거 후 채집된 시료를 5 cm 간격으로
나누어 분석을 시행하였 다. ND에서 퇴적물 내 sand의 비율은 50.1 ~ 82.3%의 범위 였으며, 깊이 10 ~ 15 cm 사이의 퇴적물에서
가장 높았다. 표층을 제거한 5D는 sand 함량의 범위가 52 ~ 73%였고 ND와 유사하게 10 ~ 15 cm 깊이의 퇴적물에서 가장 높았 다.
20D의 경우 평균 입도는 sand>silt>clay 순이었으나 5 ~ 15 cm 깊이에서 입도는 silt>sand>clay 순으로 다른 지점의 결과와는
다르게 silt의 비율이 높게 조사되었다(Fig. 3). 깊 이에 따른 퇴적물의 입도분석 결과는 ND와 5D가 깊이별 로서 유사한 함량을 보였다. 20D는 상층의 퇴적물을 약 20 cm 정도를 제거하였기
때문에 깊이별 입도의 성상이 다른 두 깊이의 퇴적물과 상이한 것으로 보인다. 그러나 앞서 언급한 바와 같이 퇴적물 제거 깊이별 시료의 TN과 TP의
양은 서로 유사하여 이에 대한 추가적인 연구가 필요한 것 으로 보인다.
Fig. 3. Particle size distribution according to the depth in the sediment sample at three conditions.
3.2. 퇴적물에서 영양염 용출에 대한 수온의 영향
3.2.1. 수온에 따른 질소 용출
퇴적물로부터 영양염 용출이 호수의 수질에 미치는 영향을 예측하기 위하여 호기성 상태에서 수온 조건에 따라 용출되 는 영양염류를 분석하였다. 20일간
진행된 DTN과 NO3-N의 용출결과를 Fig. 4 (a), (b)에 나타내었다. 수체 내 질소 농도 는 실험 초기부터 지속적으로 감소되었다. DTN과 NO3-N의 초기 농도는 각각 2.100 mg/L와 2.050 mg/L로 온도 조건별로 동일하였다. 실험기간동안 가장 낮아진 DTN 농도는 15 °C,
20 °C, 25 °C, 30 °C에서 각각 1.580 mg/L, 1.198 mg/L, 0.904 mg/L, 0.766 mg/L였으며, 초기 농도에
비해 각각 25%, 43%, 57%, 64%가 감소되어 수온 증가에 따라 감소된 농도 폭은 더 커졌다. NO3-N의 농도 역시 높은 수온에서 더 큰 폭으로 감소하였으며, 30 °C에서는 실험 초기보다 78%가 감소되어 0.441 mg/L까지 낮은 농도를 보였다.
Fig. 4. Temporal changes of DTN (a), NO3-N (b), DTP (c) and PO4-P (d) concentrations in batch experiments by water temperature (15 °C, 20 °C, 25 °C, 30 °C).
퇴적물에서 미생물 등의 활동은 NO3-N, NH4-N 등을 생성 하여 수체 내 질소 농도를 증가시키기도 하며(Wu et al., 2008), 질산화 혹은 탈질화 등의 작용에 의해 질소의 형태가 전환되어 수체 내 농도에 영향을 미칠 수 있다. Cho and Chung (2007)은 수체 내에 있는 질소가 생물활동에 의해 소비 되거나 퇴적물에 흡착되어 수체 내에 있는 질소가 감소된다 고 보고하였다. 본 연구결과에서도 수체 내
질소의 지속적인 감소는 실험에 멸균하지 않은 퇴적물을 사용하였기 때문에 미생물의 소비에 의해 감소된 것으로 판단된다. 또한 본 연구 결과에서 수온에
따른 DTN과 NO3-N의 감소는 수온이 상승할 수록 미생물 등의 대사 활동으로 인한 질소의 형태변화 및 소 비의 증가에 의한 것으로 사료된다(Jung and Cho, 2003).
3.2.2. 수온에 따른 인 용출
수온별 인 용출실험은 59일간 진행되었으며, 수체 내 인 농도는 실험 기간이 경과할수록 증가하는 경향을 보였다. 각 수온별 DTP 농도는 15 °C에서
최대 0.015 mg/L (43일 째)까지 증가하였고, 20 °C에서는 0.021 mg/L (51일째)까지 증가했으며, 25 °C와 30 °C는 각각
0.090 mg/L (52일째), 0.108 mg/L (27일째)로 조사되었다(Fig. 4(c)). 또한 수온이 증가할수록 수체 내에 DTP 농도는 더 높아졌다. PO4-P의 농도도 30 °C에서 15 °C보다 높았다(Fig. 4 (d)). 최대 농도 에 도달하는 기간은 수온에 비례하여 30 °C에서 가장 빠르 게 도달하였다.
의암호 퇴적물 실험에서 DTP의 평균 용출률은 15 °C, 20 °C에서 각각 0.034 mg/m2/d, 0.005 mg/m2/d였으며, 25 °C, 30 °C은 각각 0.154 mg/m2/d, 0.592 mg/m2/d였다. PO4-P 평 균 용출률은 15 °C, 20 °C, 25 °C, 30 °C에서 각각 0.034 mg/m2/d, 0.037 mg/m2/d, 0.142 mg/m2/d, 0.579 mg/m2/d로 조사되어 인의 용출은 저수온보다 고수온에서 더 많았으며, 수온이 25 °C 이상 상승하였을 때 용출이 크게 증가할 가능 성을 보였다(Fig.
5). 낙동강 퇴적물의 실험결과 용출은 수온 이 상승함에 따라 용출량이 지수적으로 증가하였고(Jung and Cho, 2003), 중국 Taihu 호 퇴적물을 실험한 Jiang et al. (2008)의 결과에서도 수온별 DTP의 최대 용출률은 실험 수온의 증가에 따라 높아져 본 연구의 결과와 유사한 양상 을 나타내었다.
Fig. 5. Mean fluxes of DTP (a) and PO4-P (b) from the sediments.
수온의 증가는 미생물, 저서생물 등의 활성을 촉진시키며, 퇴적물 안에 있는 미생물 호흡의 증가로 퇴적물 내 DO가 감 소된다. 퇴적물 내 DO의 감소는
낮은 산화·환원전위를 유발 하며, 퇴적물에서 Fe(III)의 감소를 유발하고 마침내 Fe/Al-P 가 용출되어 수체에서 DTP 등의 인 농도를 증가시킨다(Jiang et al., 2008). 또한 수온 증가는 미생물로 인해 퇴적물 유기 물의 광물화 비를 증가시키고 더 많은 산소 요구로 퇴적물 표면의 용존산소 총량을 감소시켜 인 용출을
더욱 신장시킨 다(Hou et al., 2013). 본 연구결과에서도 퇴적 표층에서 생 물활동이 수온의 증가에 따라 촉진되어 수온에 비례하여 인 의 용출량이 증가된 것으로 판단된다.
3.3. 생물활동과 퇴적층 깊이별 수체 내 농도변화
3.3.1. 용출에 대한 빛과 생물활동의 영향
빛과 퇴적물 제거 깊이에 따른 영양염의 용출량을 측정을 위해 core sampler로 채집된 퇴적물을 0 ~ 7 cm(7DS), 7 ~ 14 cm(14DS),
14 ~ 21 cm(21DS) 깊이로 나누어 각각의 실 험조에 넣은 후 실험하였다. 각 실험 조건에서 실험조 수체 내 pH와 DO는 Table 2에 나타내었다. 실험 기간 동안 평 균 pH는 각 조건 모두에서 7.4±0.2와 7.4±0.3으로 변화 폭 이 적었다. 용존산소는 평균이 7.3 ~
7.6 mg/L로 조류의 광 합성으로 인해 산소를 추가적으로 공급하지 않아도 호기성 상 태가 유지되었다. 조사기간 동안 식물플랑크톤의 평균 생물량은
2,419 ~ 7,056 cells/mL로 Asterionella, Cyclotella, Rhizosolenia 등이 출현하였으며, 저서성 남조류는 19,716 ~ 37,332 cells/m2 로 Oscillatoria, Phormidium, Pseudanabaena 등이 주요 출현 종이었다(Table 2). 식물플랑크톤은 11일차까지 증가하다가 18일차 후에 1,000 cells/mL로 이하로 급격히 감소하였다. 저서성 남조류는 11일차까지 적은
생물량을 보이다가 식물 플랑크톤이 감소한 이후 증가하는 추세를 보였다(Fig. 6).
Table 2. Comparison of algae(phytoplankton, benthic cyanobacteria) abundance, pH and DO in the overlying water (mean±SD)
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Items
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7DS
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14DS
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21DS
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Overlying water
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pH
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7.4±0.2
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7.4±0.3
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7.4±0.3
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DO (mg/L)
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7.4±0.8
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7.6±1.0
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7.3±1.0
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Algae abundance
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Phyto. (cells/mL)
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2,419±3,883
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4,326±4,900
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7,056±10,390
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Benthic (cells/m2)
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37,332±64,781
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24,769±29.208
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19,716±34,373
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Fig. 6. Change of phytoplankton (a) and benthic cyanobacteria (b) biomass each for sediment conditions.
앞선 암조건 실험에서 수체 내에서 질소는 지속적으로 감소하였고, 인은 농도가 증가하였다. 그러나 빛조건에서 진행된 실험의 수체 내 DTN과 DTP는
배양기간 동안 모두 지속적으로 감소하였다. 각 조건별 실험종료 시의 DTN 농 도는 실험초기 농도(3.397 mg/L)보다 2.318 ~ 3.001
mg/L가 줄어들어 최대 88 %이상이 감소되었다. DTP 농도는 용출 되어 수체 내 농도가 증가한 암조건의 실험과는 다르게 지 속적으로 감소하였다.
DTP 농도는 실험 10일차까지 모든 조건에서 급격하게 줄어들었으며, 실험기간 동안 최소 농도 는 0.011 ~ 0.014 gm/L로 실험 초기 농도(0.040
mg/L)보다 절반 이하까지 떨어졌다(Fig. 7).
Fig. 7. Temporal changes of DTN (a) and DTP (b) concentrations in batch experiments each for sediment conditions.
환경요인 중 빛의 존재는 직접적으로 영양염류의 용출에 관여하지는 않으나(Jiang et al., 2008) 조류의 발달과 성장 에 있어서 중요한 요소 중 하나이며, 조류 생물량은 증감 에 따라 호소나 하천의 영양염 농도를 변화시킨다(Redfield, 1958). Jiang et al. (2008)는 암조건에서는 용출이 촉진되나 빛조건에서 높은 수온과 함께 빛에 의해 조류가 활성화되 어 퇴적물 내 TP를 감소시키고, 수체 내 용존된 인을 낮은
수준으로 유지시킨다고 보고하였다. 또한 저서성 규조류는 퇴적물로부터의 영양염 용출을 감소시킨다(Luijn et al., 1995). 빛이 주어진 본 실험에서 수체의 인과 질소 농도는 조류의 성장으로 인한 소비로 인해 감소되었다. 식물플랑크 톤은 11일차까지 급격히 증가하여
수체 내 영양염을 소비 하였다. 식물플랑크톤이 감소된 이후 저서성 남조류의 증가 로 인한 영양염 소비는 수체 내 농도를 낮은 수준으로 유 지시켰다.
수체에 존재하거나 퇴적물 상에 휴면세포 상태로 있던 조류의 활성은 빛에 의해 촉진된다. 이로 인한 식물 플랑크톤과 저서성 조류의 성장은 수체로 용출된
영양염을 빠르게 소비하여 수체 내 농도를 감소시키고 퇴적물 내 영 양염을 소비하여 퇴적물로부터 영양염 용출을 감소시킨 것 으로 판단된다.
퇴적물로부터의 영양염 용출은 조류의 성장에 의한 영양 염의 소비와 같은 직접적인 영향뿐만 아니라 광합성에 의 한 DO 증가나 pH 유지 등에 의한
간접적인 영향을 받는 다(Sundbäck and Granéli, 1988). 인의 용출은 혐기성보다 호기성 조건에서 억제되며(Yoon et al., 2007)), pH 7에서 가장 적어 U자형 곡선으로 낮은 pH부터 감소되다가 pH 7 을 중심으로 다시 증가된다(Jin, Wang et al., 2006; Li et al., 2013). 본 연구에서 조류의 광합성은 DO 농도를 평균 7.3 mg/L로 호기성 상태로 유지하였으며, pH를 7 사이로 안정적으로 유지시켜 인의 용출이
완화되어 수체 내 영양 염 농도의 감소에 간접적인 역할을 한 것으로 판단된다.
3.3.2. 퇴적물 제거에 따른 수체 내 영양염 농도의 변화
퇴적물 제거에 따른 수환경의 변화를 예상하기 위하여 퇴적물 표면을 제거하지 않거나(ND) 표층(2 ~ 5 cm)(5D) 또는 20 cm 이상의 표층을
제거한 퇴적물(20D)을 사용하 여 실험하였으며, 퇴적환경에서 조류 등의 생물학적 활동에 대한 소비를 제한하기 위하여 암조건에서 실험을 실시하였 다.
퇴적물 제거 정도에 따른 조건별 용출실험에서 실험조 내 수체의 질소 농도는 실험 초기부터 계속적인 감소를 보 였다. 실험 초기 DTN 농도는 1.918
mg/L었으며, ND에서 실험기간 동안 최소로 낮아진 농도는 0.656 mg/L이었다. 5D에서의 최소 농도는 0.838 mg/L, 20D에서는 0.595
mg/L로 조사되었다(Fig. 8 (a)). DTN의 최대로 감소된 농 도 폭은 조건별로 큰 차이를 보이지 않았다. 실험조 수체 내 DTP의 농도는 기간이 경과할수록 증가하였다. ND에서
실험기간동안 DTP의 최대 농도는 0.022 mg/L로 조사되었 으며, 5D는 0.019 mg/L, 20D는 0.022 mg/L로 초기 농도 (0.011
mg/L)보다 최대 72 ~ 100%가 증가되었다(Fig. 8 (b)). DTP 용출의 최대 값은 실험 시작 7일에서 9일이었으 며, ND에서 0.22 mg/m2/d, 5D는 0.22 mg/m2/d, 20D는 0.17 mg/m2/d으로 조건별로 유사하였다. DTP 평균 용출률 은 ND에서 0.067 mg/m2/d이었으며, 5D는 0.057 mg/m2/d, 20D는 0.069 mg/m2/d으로 서로 유사하여 실험 조건에 따 른 차이는 크지 않았다(Fig. 9).
Fig. 8. Temporal changes of DTN (a) and DTP (b) concentrations according to the depth in the sediment sample at three conditions.
Fig. 9. Daily fluxes of DTP (a) and mean fluxes (b) in the overlying water.
퇴적물에서 용출되는 영양염 농도는 환경요인에 영향을 받을 뿐만 아니라 준설을 통해서 조절될 수 있다고 보고되 었다(Does et al., 1992). 퇴적물 제거는 수체로 황과 같은 냄새 유발물질이나 인의 방출을 줄일 수 있으며, 제거 깊 이에 따라 발생 물질의 양이 달라진다(Liu, et al., 2015). 또한 퇴적물 제거는 짧은 기간 동안 내부 P 부하량을 줄이 고 퇴적물 TP의 약 65%를 제거할 수 있으며(Reddy et al., 2007), 6개월가량 진행된 실내 실험에서 30 cm 제거된 퇴 적물은 대조군에 비해 50% 더 낮은 용출 잠재력을 갖는다 고 보고되었다(Zhong et al., 2008). 그러나 본 연구 결과에 서 표면부터 20 cm 이상 제거된 퇴적물(20D)은 질소와 인의 용출률이 표면을 제거하지 않은 퇴적물(ND)이나 표층만
제 거한 퇴적물(5D)과 차이가 크지 않았고, 배양기간 동안 수 체 내 농도의 변화 폭이나 양상이 서로 유사하였다. 이와 같은 결과는 첫째로 수체
내로 용출될 수 있는 퇴적물 내 영 양염의 농도(Table 1)가 조건별로 차이가 크지 않아 수체 내 농도에 미치는 영향이 서로 비슷했기 때문으로 판단된다. 둘째 로 퇴적물로부터의 영양염 용출은 생물혼탁작용(bioturbation)에
의해 다른 양상이 나타난다. 깔따구류나 실지렁이과 생물군 들은 유기물에 대한 생물학적, 화학적 분해 활동에 통해 용출을 증가시킬 수 있다(Zhong et al. 2008). 또한 퇴적물 저서성 생물군이 퇴적물 깊이 30 cm까지 서식할 수 있어 본 연구에서는 저서성 생물군을 따로 구하지 않았으나 퇴 적물을 20 cm
까지만 제거하였기 때문에 제거되지 않은 저서성 생물군들이 인의 용출에 관여할 수도 있을 것으로 예상되었다.
본 연구는 실험실내에서 단편적으로 수행한 실험으로 현 장의 모든 조건을 대변하여 설명하기는 부족한 면이 있으 나, 실험 결과에서 퇴적물을 제거하지
않거나 제거한 조건 에서 용출량이나 실험조 수체 내 농도의 차이가 적어 퇴적 물 깊이 20 cm 이하의 퇴적물의 제거는 용출량에 큰 영향 을 미치지
않을 수도 있다. 또한 실험조 내 식물플랑크톤 이나 저서성 남조류 군집의 종조성은 의암호 퇴적층 배양 및 현장조사 결과(Kim et al., 2014; NIER, 2015)와 유사하 여 퇴적물 제거가 수생태계에서 조류의 생물상변화에 미치 는 영향이 적은 것으로 나타났다. 따라서 퇴적물의 이화학 적 특징이나 생물군의
분포를 면밀히 조사하여 퇴적물의 제거 깊이를 선택하는 것은 효과적으로 내부부하를 감소하 고 퇴적물 처리에 중복되는 비용을 절감하는데 중요한 사 항이
되는 것으로 판단된다.
4. Conclusion
공지천 하류 의암호 내 퇴적물을 사용하여 퇴적물의 물 리화학적 특성 및 수온과 빛, 퇴적물 깊이에 따른 수체 내 영양염 농도 변화를 분석하였다.
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수온 변화에 따른 실험에서 수체 내 용존성 질소 농 도는 실험 초기부터 지속적으로 감소되어 질소의 용출은 일어나지 않았다. 수체 내 용존성 인 농도는
퇴적물로부터 용출되어 실험 기간이 경과할수록 증가되었으며, 수온이 증 가할수록 수체 내에 인 농도는 더 높았다.
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암조건에서 용존성 인은 수체 내로 용출되었으나, 대 조적으로 빛조건에서 수체 내 용존성 인 농도는 실험초기 부터 종료시점까지 감소되었다. 이는 빛에
의한 광합성 조 류의 성장으로 영양염을 소비되어 수체 내 농도가 감소된 것으로 판단된다.
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퇴적물 깊이에 따른 실험에서 수체 내 인과 질소는 퇴 적표층, 퇴적중층(표층 2 ~ 5 cm 제거한 조건)과 퇴적심층(표 면부터 20 cm 깊이까지
제거한 조건) 간에 농도 차이가 크 지 않아서 퇴적물의 제거가 수체 내 영양염 농도에 주는 영 향은 명확하지 않는 것으로 보이나, 퇴적물 내 생물군의
조 사나 간극수에 대한 분석이 필요한 것으로 판단된다.
따라서 여름철 수온 상승에 의해 퇴적물로부터 인이 호 수 수체로 빠르게 용출되어 단기간에 수체의 인 농도가 증 가될 수 있으나, 빛이 퇴적층까지 도달하는
하천이나 수심 이 얕은 호수에서는 조류 생장에 따른 영양염 소비가 수체 내 영양염 농도를 낮추는 요인으로 작용할 수 있을 것으로 판단된다.