• Various stabilizers were applied to soil contaminated with heavy metals to evaluate their stabilization effects.

• The stabilizers used included a mixture of limestone and steel slag, biochar, and sulfate-reducing bacteria.

• Stabilization effects were observed from these treatments, and the potential application of microbial stabilizers was confirmed.

토양의 중금속 오염은 광업 및 제련 활동, 화석연료의연소, 각종 도시폐기물이나 산업폐기물 등과 같은 다양한 인위적 요인에 의해 발생할 수 있다. 농경지 토양의경우 과도한 비료 및 살충제, 중금속으로 오염된 농업용수의 사용 또한 중금속 오염을 야기한다(Arao et al., 2010; Malidareh et al., 2014). 토양으로 유입된 중금속은 분해가 되지 않으므로 토양 중에 잔류하여 축적되며, 특히 농경지 토양은 작물 생산이 이루어지고 생산된 작물을 인간이 섭취한다는 측면에서 이에 대한 적절한 방법을 통한 지속적인 관리가 필요하다. 오염된 토양에서 재배되는 작물은 토양으로부터 중금속 등 독성 원소를 흡수할수 있으며 흡수된 독성 원소는 작물 내에 축적되고 결국먹이사슬을 통해 인체로 유입되어 인간에게 직접적인 악영향을 미치게 된다. Pugazhendhi et al.(2024)은 마그네사이트 광산 주변에 위치한 농경지 토양에서 재배되는타피오카를 채취하여 분석한 결과, 잎과 뿌리에 상당량의 Cd, Cu, Zn, Pb, Ni, Mn이 축적된 것을 확인하였다. Shah et al.(2023)은 다양한 농도의 Cd로 오염시킨 토양에 옥수수를 재배하는 실험을 수행하였으며 Cd의 오염도가 증가할수록 옥수수의 생장이 크게 저하되고 또한뿌리에 축적된 Cd는 지상부로 전이됨을 밝혔다.

토양에서 중금속 오염을 정화하는 방법 중 하나인 안정화(stabilization) 공법은 다양한 안정화제를 이용해 흡착, 침전, 착화합물 생성(complexation) 등의 반응으로 중금속의 생물학적 이용도(bioavailability)를 감소시킴으로써 중금속을 인간이나 식물체가 흡수할 수 없는 형태로전환하는 것이다. 즉 안정화 공법은 토양 중 중금속의 총함량은 변하지 않으나 중금속의 이동도를 감소시킴으로써 최종적으로 작물로의 전이를 최소화하는 방법이다(Bolan et al., 2014).

석회석과 제강슬래그는 국내에서 안정화 공법을 적용할 때 가장 많이 연구되는 대표적인 무기 안정화제이다.두 물질 모두 알칼리성으로 토양의 pH를 증가시켜 양이온 중금속의 이동도를 저감한다. 또한 풍부한 Ca 성분과제강슬래그의 Fe 산화물은 토양 내 As 및 중금속과 결합해 공침하여 효과적으로 독성 원소를 안정화할 수 있다(Lee and Lee, 2012; Yun and Yu, 2012; Koh et al., 2013, 2015).

유기 안정화제의 대표적인 물질은 바이오차(biochar)이다. 산소가 차단된 조건에서 바이오매스를 열분해 하여만들어지는 바이오차는 다공성 구조, 높은 비표면적과 양이온교환능력, 풍부한 산소를 함유하는 작용기 등의 특징으로 토양에서 중금속을 효과적으로 흡착할 수 있다.중금속은 주로 이온교환, 정전기적 상호작용, 착화합물 생성과 같은 반응이 복합적으로 작용하는 물리적 흡착메커니즘에 의해 안정화되어 독성과 이동도가 효과적으로 감소한다. 바이오차의 이러한 특징으로 최근 토양에서 중금속 안정화제로서의 연구가 활발히 진행되고 있다(Choi et al., 2021; Koh et al., 2022; Kapoor and Zdarta, 2024).

유기 및 무기 안정화제뿐 아니라 미생물학적 안정화제로 황산염환원균(SRB, sulfate-reducing bacteria)을 이용하여 토양 중의 중금속을 안정화할 수 있다. SRB는 혐기성 조건에서 황산이온(SO₄^2-)을 최종 전자수용체로 사용하며 생장하는 미생물이다. 이때 SO₄^2-가 환원되면서S^2-, HS^-, H₂S 등이 생성되는데 이들은 금속 양이온과 결합하여 금속 황화물을 형성하며 침전한다. 형성된 금속황화물은 용해도가 낮고 불용성이므로 중금속의 원위치고정화가 가능하다(Barton and Hamilton, 2007). SRB는광산배수 처리 분야에서 많이 연구되었으며(Ko et al., 2016; Park et al., 2016), 토양에서 미생물학적 황산염 환원에 의한 중금속 고정화에 관한 연구도 다수 수행되었다(Jang et al., 2009; Ko et al., 2009; Choi et al., 2023). Ko et al.(2009)은 오염된 논토양에 유산염과 포도당 등의 탄소원과 SO₄^2-를 주입하여 토착미생물을 활성화함으로써 미생물학적 황산염 환원을 촉진하였으며 이때 중금속이 황산염 환원에 의해 생성된 침전물과 함께 공침함을 보였다. Choi et al.(2023)은 폐광산 주변 농경지 토양에 SRB와 SO₄^2-의 주입 여부를 달리한 배치 실험을 수행한 결과, SRB와 SO₄^2-를 함께 적용하거나 SO₄^2-만을 적용하였을 때 높은 As 및 중금속의 안정화 효과를 보이며,미생물학적 황산염 환원에 의한 중금속 안정화를 유도하기 위해서는 SO₄^2-를 함께 공급해야 함을 확인하였다.

그간의 국내 연구에서는 SRB에 의한 중금속의 안정화효과를 파악하기 위하여 처리 토양 내 중금속의 용출 함량을 주로 측정하였다(Choi et al., 2023). 이 연구에서는농경지 토양에서 재배되는 작물 내 중금속 전이량을 직접 분석함으로써 SRB의 적용이 최종적으로 작물에 미치는 영향을 평가하였다. Lv et al.(2022)은 As, Cd, Cr, Cu, Sb, Zn, Pb로 복합적으로 오염된 농경지 토양에서 SRB를 적용한 생물학적 정화에 관한 연구를 수행하였으며, SRB 적용으로 옥수수 낟알에서의 Cr, Cu, Zn, Pb가 비교시료 대비 31~65% 수준으로 감소하여 SRB가 토양에서 작물로의 중금속 흡수를 효과적으로 저감함을 보였다. Xu et al.(2019)은 벼를 재배하는 포트(pot) 실험을 통해As로 오염된 논토양에서 SO₄^2-의 첨가가 As의 이동도에미치는 영향을 확인하였다. 인위적으로 첨가해 준 SO₄^2-에 의해 미생물학적 황산염 환원이 촉진된 결과 토양수 내 As의 용출 및 쌀알과 볏짚으로의 As 전이가 감소하였으며, 이는 황산염 환원에 의해 생성된 황화물이 Fe²⁺ 와 결합하여 생성된 FeS에 As가 흡착하여 공침하였을 가능성이 있다고 하였다.

그간 많은 중금속 안정화제 관련 연구가 발표되었으나동일한 토양에 다양한 안정화제를 적용하여 그 효과를상호 비교한 연구 결과는 극히 드문 형편이다. 이 연구에서는 As 및 중금속으로 오염된 논토양에 유기, 무기,미생물학적 안정화제를 각각 적용하여 이들 안정화제가중금속의 작물전이 저감에 미치는 영향을 밝히고자 하였다. 또한 벼를 재배하는 포트실험을 수행하여 오염된 농경지 토양에서 직접 생장하는 식물체로의 중금속 전이량을 분석하여 안정화 공법의 효율을 평가하였다. 안정화제는 유기 안정화제로 바이오차, 무기 안정화제로 석회석·제강슬래그 혼합물, 미생물학적 안정화제로 SRB를 적용하였다.

중금속으로 오염된 농경지 토양 현장에서 근권 하부의심토에 존재하는 중금속은 시간이 경과하며 모세관압에의해 토양 상부층위로 이동할 수 있으며(Zhang et al., 2016), 이는 근권에 적용하는 안정화제의 효율을 감소시키는 원인이 된다. 그러나 심부까지 토양을 굴착하여 안정화제를 적용하는 것은 높은 비용이 발생하여 적절하지못하다. 이때 혐기성균인 SRB를 농경지 토양 심부에 적용하면 산소가 차단된 심부 층위에 적용이 가능하며 굴착에 비하여 주입이 매우 간단하다는 측면에서 경제적이고 환경친화적인 방법이 될 것이다. 이는 특히 장기간 담수조건이 형성되어 혐기성 환경이 조성되는 논토양에 적용할 수 있다. 따라서 현재 유기 및 무기 안정화제가 토양 안정화제로 많이 연구되는 것을 고려할 때, 이 연구는 SRB의 미생물학적 안정화제로서의 적용 가능성을 평가하는데도 유용한 자료를 제공할 수 있을 것이다.

2.1. 중금속 오염 토양

이 연구에서는 As 및 중금속(Pb, Zn, Cu, Cd)의 오염 농도를 조정하기 위하여 인위적으로 오염시킨 토양시료를 실험 대상으로 하였다. 전남대학교 농업실습교육원에서 논토양을 채취하였으며 채취한 토양은 풍건시킨 뒤10 mesh(<2 mm)로 체거름하였다. 인위적 중금속 오염토양은 중금속 용액과 토양을 혼합하여 중금속을 흡착시키는 방법으로 제조하였다. Na₂HAsO₄·7H₂O, Pb(NO₃)₂, ZnSO₄·7H₂O, CuSO₄·5H₂O, Cd(NO₃)₂·4H₂O를 이용하여각각 제조한 As 75 mg/L, Pb 600 mg/L, Zn 900 mg/L, Cu 450 mg/L, Cd 12 mg/L의 혼합용액을 체거름한 토양에 1:1.5의 고액비로 첨가한 후 균등하게 흡착되도록 혼합하였다. 중금속이 토양에 충분히 흡착될 수 있도록 14일 동안 24시간 간격으로 충분히 교반하며 에이징(aging)과정을 거쳤으며, 에이징이 완료된 토양은 자연건조한 뒤벼 재배를 위한 실험 대상 토양으로 하였다.

인위적으로 오염시킨 토양 시료의 화학적 특성을 파악하기 위하여 토양 pH, 양이온교환능력(CEC, cation exchange capacity), 작열감량(LOI, loss-on-ignition)을 이용한 유기물 함량을 측정하였다. 토양 pH는 토양오염공정시험기준에 따라 토양 5 g을 탈이온수 25 mL로 1시간 진탕한 뒤60초 이내에 pH meter(Hanna Instruments, USA)를 이용해 측정하였다. CEC는 Busenberg and Clemency(1973)의Na 치환법에 따라 토양 0.5 g을 1 M sodium acetate 용액과 반응시켜 토양 내 교환성 양이온과 Na를 치환한 후토양 내 Na를 다시 1 M ammonium acetate 용액과 반응시켜 치환한 뒤 토양으로부터 용출된 Na 농도를 ICP-OES(Spectro Genesis, Germany)를 이용해 측정하였다. 유기물 함량은 토양을 105 °에서 1시간, 550 °에서 4시간 가열한 후의 LOI 값을 바탕으로 계산하였다. 중금속을 인위적으로 오염시킨 토양 내 As와 중금속의 전함량을 확인하기 위하여 왕수분해법을 적용하여 추출한 후ICP-OES를 이용하여 정량하였다. 이때 토양을 15 mL 실험용 튜브에 1 g 정량한 후 왕수(HCl:HNO₃ = 3:1, v/v) 4 mL을 넣고 70~75 °에서 2 시간 가열하여 토양 내 중금속을 추출하였다.

2.2. 안정화제

시험대상 안정화제는 유기 안정화제로 바이오차, 무기안정화제로 석회석·제강슬래그 혼합물, 미생물학적 안정화제로 SRB를 적용하였다. 유기 안정화제 실험조건은 토양 대비 바이오차의 혼합비율을 ① 2 wt.% (시료명BIO2%)，② 5 wt.%　(시료명 BIO5%), 무기 안정화제실험조건은 토양 대비 석회석·제강슬래그 혼합물의 혼합비율을 ① 2 wt.% (시료명 LS2%), ② 5 wt.% (시료명LS5%), 미생물학적 안정화제 실험조건은 ① SRB만 주입한 조건 (시료명 SRB), ② SRB와 SO₄^2-를 함께 주입한 조건 (시료명 SRB+SO4) 등으로 나누어 진행하였다. 바이오차는 시중에서 구매한 참나무 바이오차(창빛농업회사법인)를 사용하였으며, 석회석(덕산약품공업)과 제철공정에서 발생한 제강슬래그의 혼합비율은 5:2(w/w)로조정하였다. Table 1에는 실험에 사용한 석회석과 제강슬래그의 화학조성 분석결과를 나타내었다.

Table 1 . Chemical properties of limestone and steel slag used in this study.

Stabilizers	Concentrations (%)
	CaO	SiO2	Al2O3	MgO	Fe2O3	K2O	SO3	Na2O	TiO2	SrO	P2O5	PbO	Rb2O
Limestone	76.9	0.2	-	0.4	-	-	-	-	-	0.02	-	-	-
Steel slag	37.5	30.4	6.1	4.5	3.7	1.4	0.9	0.4	0.4	0.14	0.09	0.02	0.01

실험에 사용한 SRB는 Desulfovibrio desulfuricans로서 실험실에서 계대배양 중인 것을 사용하였다. SRB의 배양은 Solution A, B, C를 혼합하여 제조한 배지용액 90 mL에 SRB 배양액 10 mL을 주입한 후 37 °에서 배양하였다. 배양에 사용한 기구와 배지용액은 고압멸균기(autoclave)로 121 °C에서 15분간 멸균하여 사용하였으며SRB 배양은 glove box에서 질소가스로 혐기환경을 조성한 뒤 수행하였다. Solution A, B, C는 다음과 같이 구성하였다. ① Solution A: K₂HPO₄ 0.5 g, NH₄Cl 1.0 g, Na₂SO₄ 1.0 g, CaCl₂·2H₂O 0.1 g, MgSO₄·7H₂O 2.0 g, CH3CH(OH)COONa solution 50% 4.0 mL, 효모추출물(yeast extract) 1.0 g, resazurin 1.0 mg, 탈이온수 980.0 mL, ② Solution B: FeSO₄·7H₂O 0.5 g, 탈이온수 10.0 mL, ③ Solution C: Na-thioglycolate 0.1 g, ascorbic acid 0.1 g, 탈이온수 10.0 mL.

2.3. 벼 재배 포트실험

안정화 공법을 적용한 인위적 중금속 오염 토양에 벼를 재배하는 포트 실험을 수행하였다(Fig. 1). 실험에 사용한 포트는 지름 20 cm, 높이 30 cm의 크기로 포트 내에 입도 2 mm 이하의 인위적 중금속 오염 토양 5 kg을물과 혼합하여 포화상태를 조성하며 적재하였다. 이때 바이오차 및 석회석·제강슬래그 혼합물은 표층으로부터 0~5 cm구간에 토양과 혼합하였다. 이후 담수상태 조성을 위해수돗물을 이용해 수위를 토양 표면 위 3 cm로 맞춘 후1일간 안정화하였으며, 안정화 후 벼(Oryza sativa L. 장성농협 새청무) 모종을 식재하였다. SRB의 경우, 벼 모종을 식재한 후 표층으로부터 10 cm 깊이에 멸균주사기를 이용해 무작위로 위치를 선정하여 토양 1 kg 당 안정기의 SRB 배양액 6.7 mL을 주입하였다. SO₄^2-는 Na₂SO₄를 수용액 상태로 토양 1 kg당 300 mg의 SO₄^2-를 SRB와 동일한 방법으로 주입하였다. SRB와 SO₄^2-는 Wang et al.(2022a)을 참고하여 포트 조성 후 73일이 경과한 시점에 재주입하였다. 재주입시 SO₄^2-는 기존 첨가량의 20%를 주입하였으며 SRB는 처음과 동일한 양을 주입하였다.

Figure 1. Pot experiments cultivating rice with organic, inorganic, and microbiological stabilizers after 141 days.

2023년 6월 9일부터 11월 7일까지 총 153일간의 벼 재배 기간 동안 논토양의 특성을 고려하여 토양 표면 상부3~5 cm 전후의 수위를 유지하도록 수돗물을 공급하였다.벼 재배는 8월까지는 오전 9시부터 오후 6시까지 LED조명을 이용해 실내에서 수행하였으며, 9월부터는 실외에서 배양하였다. 작물 생장을 위해 벼 모종 식재 후 106일이 경과한 시점에 16 g의 복합비료를 이용해 영양물질(N 15%, P 11%, K 13%)을 공급하였다. 인위적 중금속오염 토양에 안정화 공법이 적용되지 않은 비교시료(control)와 미생물학적 안정화제 조건은 2 반복, 유기 및무기 안정화제 조건은 3 반복으로 구성하였다.

2.4. 토양수 및 작물시료 채취 및 분석

포트 조성 후 60일이 경과한 시점부터 15일 간격으로토양수를 채취하여 Fe, Mn, As 및 중금속(Pb, Zn, Cu, Cd) 함량을 측정하였다. 토양수는 끝부분을 여과지로 감싼 빨대를 주사기에 연결하여 표면으로부터 5 cm 깊이에서 채취하였다. 사용한 빨대와 여과지는 모두 고압멸균하여 사용하였으며 clean bench에서 멸균상태를 유지하며 작업하였다. 채취한 토양수는 원심분리(2000 rpm, 5 min) 후 0.45 μm 필터를 이용해 여과한 후 Fe와 Mn은ICP-OES, As 및 중금속은 ICP-MS(Agilent Technologies, USA)를 이용해 분석하였다.

식재 후 153일이 경과한 시점에 채취한 벼 시료는 실험실로 옮겨 뿌리와 지상부의 길이를 측정하고 깨끗한물로 1차 세척 후 증류수로 2회 세척하였다. 세척을 완료한 시료는 줄기, 잎, 왕겨로 나누어 건조기에서 70 °에서 24시간 건조한 뒤 막자사발을 이용해 분말로 만든후 As 및 중금속 분석용 시료로 하였다. 실험 기간 내에쌀알은 여물지 않아 채취할 수 없었다. 식품의약품안전처에서 명시한 용출법 중 질산 분해법(MFDS, 2023)에따라 분말 상태의 작물 시료 1 g을 15 mL 코니칼 튜브에 정량한 후 HNO₃ 10 mL을 주입하였으며 충분한 습윤조건을 위하여 습윤 정도에 따라 HNO3를 추가 주입하였다. 이후 가열 블록에서 서서히 가열하면서 격렬한 반응이 끝난 뒤 H₂O₂ 1 mL을 주입하여 색이 변화할 때까지반응시켰다. 반응이 완료된 후 원심분리(4000 rpm, 5 min)한 후 상등액을 취해 0.45 μm 필터로 여과하였으며, 여과된 용액은 ICP-MS로 As 및 중금속을 정량하였다.

벼 내 중금속 함량에 기초한 안정화 효율은 비교시료에서 재배한 벼의 As 및 중금속 함량에 대한 안정화 공법 적용에 따른 감소 비율로 하였다(Eq. 1). 이때, Cc는비교시료에서의 함량, Cs는 안정화 공법이 적용된 시료에서의 함량을 나타낸다.

$$\text{Stabilization efficiency =}\frac{{\text{C}}_{\text{c}}{\text{-C}}_{\text{s}}}{{\text{C}}_{\text{c}}}\text{×100(\%)}$$(Eq. 1)

2.5. 생물학적 흡수계수(BAC) 산출

안정화 공법에 따른 토양으로부터 작물로의 As 및 중금속의 축적 정도를 평가하기 위해 생물학적 흡수계수(BAC, biological absorption coefficient)를 산출하였다. BAC는 토양으로부터 작물로의 중금속 축적을 평가하기 위해사용하는 값으로서(Zakaria et al., 2021), BAC가 클수록해당 원소의 이동도 및 생물학적 이용도가 더 높아 작물로의 흡수가 용이하게 일어남을 의미한다(Kalavrouziotis et al., 2012; Satpathy et al., 2014). BAC는 Eq. 2와 같이토양 내에서의 함량을 고려한 값으로 토양 내 As 및 중금속 함량에 대한 작물 내 함량의 비율로 산출하였다.

$$\text{BAC=}작물내중금속함량\text{(mg/kg)/}토양내중금속함량\text{(mg/kg)}$$(Eq. 2)

3.1. 중금속 오염 토양의 화학적 특성

인위적으로 오염시킨 논토양의 pH, CEC, 유기물 함량 및 왕수 분해 후 As, Pb, Zn, Cu, Cd의 함량을 분석하였다. 토양 pH는 6.0으로 대체로 약산성을 띄며 한국 논토양의 평균 pH인 6.3과 유사한 값을 나타내었다(MOE, 2022). CEC와 유기물 함량은 각각 18.8 cmol_c/kg과 6.2%로 측정되었다. 인위적 중금속 오염 토양 내 As, Pb, Zn, Cu, Cd의 함량은 각각 40, 349, 277, 460, 7.3 mg/kg으로인위적으로 오염시킨 5개 원소 중 As, Pb, Cu, Cd가 토양환경보전법에서 정하는 1지역 토양오염우려기준(As 25 mg/kg, Pb 200 mg/kg, Cu 150 mg/kg, Cd 4 mg/kg)을초과하는 것으로 나타났다. Zn은 1지역 토양오염우려기준(Zn 300 mg/kg)의 92% 수준으로 존재하였다.

3.2. 토양수 분석 결과

실험 기간 동안 토양수 내 Fe 및 Mn의 함량 변화는Fig. 2와 같다. 장기간 담수 되어 혐기성 환경이 조성되는 논토양에서 Fe 및 Mn 산화물의 용해는 As 및 중금속의 거동에 크게 영향을 미친다(Wang et al., 2022b). 토양이 담수된 후 토양 내 산소가 고갈되면 혐기성 미생물에의해 NO₃^-, Mn(IV), Fe(III), SO₄^2- 등이 전자수용체로 사용되며(Kozlowski, 1984; Lee and Chon, 2000), 이때 Mn은 Mn(IV)에서 Mn(II), Fe는 Fe(III)에서 Fe(II)로 환원되며 용해도가 증가하여 토양수 내로 용출될 수 있다(Lovley, 1991).

Figure 2. Variations in (i) Fe and (ii) Mn concentrations in soil solutions over time for (a) organic, (b) inorganic, and (c) microbiological stabilizers. Each error bar represents the standard deviations of replicates.

Fe의 경우, 60일에서 실험 종료 시점인 153일에 대체적으로 용출이 증가하는 경향을 보였다. 153일에 비교시료에서 토양수 내 Fe의 용출량은 27 mg/L로 측정되었으며, 안정화 공법이 적용된 경우에는 BIO2% 48 mg/L, BIO5% 37 mg/L, LS2%, 16 mg/L, LS5% 68 mg/L, SRB 75 mg/L, SRB+SO4 83 mg/L의 용출량을 보였다. Mn의경우, Fe와는 반대로 60일에서 153일에 대체적으로 용출이 감소하는 경향을 보였다. 153일에 비교시료에서 토양수내 Mn의 용출량은 26 mg/L로 측정되었으며, 안정화 공법이 적용된 경우에는 BIO2% 37 mg/L, BIO5% 33 mg/L, LS2%, 25 mg/L, LS5% 36 mg/L, SRB 41 mg/L, SRB+SO4 43 mg/L의 용출량을 보였다.

실험 기간 중 토양수 내 As 및 중금속(Pb, Zn, Cu, Cd)의 용출량 변화는 Fig. 3과 같다. 실험종료 시점인 153일을 기준으로 하였을 때 안정화 공법 적용에 따라 As 및중금속의 용출이 감소하였다.

Figure 3. Variations in (i) As, (ii) Pb, (iii) Zn, (iv) Cu, and (v) Cd concentrations in soil solutions over time for (a) organic, (b) inorganic, and (c) microbiological stabilizers. Each error bar represents the standard deviation of replicates.

As의 경우 비교시료를 포함한 모든 조건에서 75일에서153일에 감소하는 경향을 보였다. 실험종료 시점에 토양수 내 As의 평균 함량은 BIO2% 0.26 mg/L, BIO5% 0.18 mg/L, LS2% 0.15 mg/L, LS5% 0.36 mg/L, SRB 0.26 mg/L, SRB+SO4 0.07 mg/L로 SRB+SO4 시료에서 가장 낮은함량을 보였다.

실험 대상 토양에 고농도로 존재하는 Pb의 경우, 실험기간 동안 매우 낮은 수준으로 용출되었으며 종료 시점에 모든 안정화 공법에서 비교시료(97.4 μg/L)보다 낮은함량을 나타내었다. 153일 경과시 토양수 내 Pb의 평균함량을 살펴보면, BIO2% 18.4 μg/L, BIO5% 17.8 μg/L, LS2% 30.3 μg/L, LS5% 21.1 μg/L, SRB 7.3 μg/L, SRB+SO4 3.8 μg/L로 비교시료 대비 69~96%(평균 83%)의 안정화효율을 보였다. 특히 SRB만 주입한 경우는 93%, SRB와SO₄^2-가 함께 주입된 경우는 96%의 효율을 보여 유기 및무기 안정화제보다 미생물학적 안정화제 조건에서 높은안정화 효과를 나타내었다. 그러나 SO₄^2- 주입의 경우, SO₄^2-가 Pb와 반응하여 용해도가 매우 낮은 PbSO₄를 형성하며 침전하여 토양수로의 용출량이 감소하였을 가능성이 있다(Han et al., 2009).

Zn의 경우, 비교시료를 포함한 모든 조건에서 75일에서 153일에 대체적으로 감소하는 경향을 보였다. 실험 종료 시점에 토양수 내 Zn의 평균 함량을 보면, BIO2%0.17 mg/L, BIO5% 0.39 mg/L, LS2% 0.33 mg/L, LS5%0.14 mg/L, SRB 0.34 mg/L, SRB+SO4 0.26 mg/L로 측정되었으며, 바이오차 5% 조건을 제외하고 모든 조건에서 비교시료(0.34 mg/L) 대비 1~58%(평균 27%) 수준으로 Zn의 용출이 감소하였다.

Cu의 경우, 실험종료 시점에 토양수 내 함량은 BIO2%0.02 mg/L, BIO5% 0.03 mg/L, LS2% 0.11 mg/L, LS5% 0.03 mg/L, SRB 0.02 mg/L, SRB+SO4 0.01 mg/L로 석회석·제강슬래그 2% 조건을 제외하고는 모든 안정화 공법에서 비교시료 대비 61~87%(평균 74%)의 안정화 효율을 나타내었다. 특히 SRB와 SRB+SO4 시료에서 비교시료 대비 각각 74%, 87%의 안정화 효율로 가장 큰 용출량 감소를 보였다.

Cd의 경우, 비교시료를 포함한 모든 조건에서 용출농도가 감소하는 경향을 보였으며, 실험종료 시에 2.5~11.9 μg/L까지 감소하였다. 이는 Wang et al.(2022b) 및 Yin et al.(2024) 등과 일치하는 결과이다. 담수 과정 동안 pH가증가하면 토양으로의 Cd 흡착이 촉진되며, 또한 S^2-와 결합해 CdS의 침전물을 형성하거나 Fe(III)의 환원으로 생성된 FeS 등과 같은 Fe 2차 광물에 Cd가 강하게 흡착하여 Cd의 용해도가 감소할 수 있다. 실험종료 시점에 토양수 내 Cd의 평균 함량을 살펴보면, BIO2% 4.0 μg/L, BIO5% 5.1 μg/L, LS2% 8.0 μg/L, LS5% 4.5 μg/L, SRB 4.5 μg/L, SRB+SO4 2.5 μg/L로 비교시료(11.9 μg/L) 대비 32~79%(평균 60%)의 안정화 효율을 보였으며 모든안정화 공법에서 비교시료보다 낮은 용출량을 보였다. 특히 Pb 및 Cu와 동일하게 SRB와 SO₄^2-를 함께 주입한 조건에서 가장 높은 안정화 효과를 나타내었다.

토양수 분석을 통한 As 및 중금속의 용출 경향에 대해살펴본 결과, 실험종료 시점에 SRB+SO4 시료에서 Pb, Cu, Cd에 대한 안정화 효과가 크게 나타났으며 SRB를단독으로 주입한 것에 비하여 SRB와 SO₄^2-를 함께 주입한 조건에서 더욱 낮은 Pb, Zn, Cu, Cd의 용출량을 보인것이 특징적이었다. 이는 SO₄^2-의 인위적인 주입으로 SRB에 의한 미생물학적 황산염 환원이 활성화된 후 형성된황화물이 중금속과 공침함으로써 토양수에서의 이동도가효과적으로 감소한 것으로 판단한다.

3.3. 농작물 생장 평가

Fig. 4는 작물을 채취한 후 오염토 비교시료와 안정화제 혼합 토양에서 재배한 작물의 생장을 비교한 결과이다. 채취한 벼 시료는 뿌리와 지상부로 나누어 길이를 측정하여 안정화 공법에 따른 작물의 생장을 평가하였다. SRB+SO4 시료의 경우 2 반복으로 실험을 수행하였으나한 포트에서 작물시료가 생장하지 못해 단일시료 결과로만 나타내었다.

Figure 4. Length of (a) roots and (b) above ground parts of rice samples with different stabilization treatments. Each error bar represents the standard deviation of replicates.

안정화 공법 적용 시 지상부에 비하여 뿌리에서의 생장 증가가 크게 나타났다. 벼 뿌리의 길이 평균값은 BIO2%18.9 cm, BIO5% 18.9 cm, LS2% 18.9 cm, LS5% 18.3 cm, SRB 17.1 cm, SRB+SO4 17.3 cm로서 모든 안정화 공법에서 비교시료(16.0 cm)에 비해 뿌리의 생장이 증가하였으며, 특히 바이오차와 석회석·제강슬래그 혼합물 조건에서 비교시료 대비 15~19%(평균 18%) 수준으로 생장이크게 증가하였다. 벼의 지상부 길이는 BIO5% 46.8 cm, LS2% 46.4 cm, SRB+SO4 50.6 cm로 비교시료(46.0 cm)에 비해 지상부의 생장이 다소 증가하였으며 특히 SRB+SO4시료에서 비교시료 대비 10% 수준의 가장 큰 증가량을보였다.

중금속으로 오염된 토양에서 재배되는 작물의 경우 생장이 저해되는 영향을 받을 수 있다. Zhou et al.(2003)은Cd, Pb, Zn, As의 단일 독성원소로 오염된 토양에서 재배한 벼의 생장이 억제되었으며, 특히 Cd와 Pb, Cd와 Cu, Cd와 Zn, Cd와 As 등 2가지 원소로 함께 오염된 토양에서 재배된 벼의 경우 단일 원소 오염보다 더 낮은 생장량을 나타냄을 보였다. Alfaraas et al.(2016)에서는 Cd, Pb, Cd와 Pb로 오염된 토양에서 재배한 벼의 뿌리와 지상부의 길이가 오염되지 않은 토양에서 재배한 비교시료보다 감소하였으며 지상부보다 뿌리의 생장 저해가 더크게 나타났다. 이 연구에서 작물 재배에 사용된 토양시료가 고농도의 As, Pb, Zn, Cu, Cd로 오염된 것을 고려하였을 때 안정화제로서 바이오차, 석회석·제강슬래그 혼합물, SRB의 적용이 독성 원소의 작물로의 이동을 저감하여 벼 뿌리의 생장을 향상시키는데 영향을 미쳤을 것으로 생각한다.

3.4. As 및 중금속의 벼 전이 함량

포트 조성 후 153일이 경과하여 채취한 벼를 줄기, 잎,왕겨 부위로 구분하여 각 부위별로 As 및 중금속의 전이량을 분석하였다. Fig. 5는 전이량을 바탕으로 안정화 공법별 토양으로부터 벼로의 비소 및 중금속 전이의 안정화 효율을 나타낸 것이다.

Figure 5. Effects of organic, inorganic, and microbiological stabilizers on the transfer of As, Pb, Zn, Cu, and Cd to (a) stems, (b) leaves, and (c) husks of rice after 153 days of planting.

As의 경우, 비교시료에서 줄기 10.5 mg/kg, 잎 2.8 mg/kg, 왕겨 0.5 mg/kg으로 검출되었다. 줄기와 왕겨에서는 대체적으로 안정화 공법의 적용으로 비교시료에 비해 As의 전이량이 감소하였으나, 잎에서는 모든 조건에서 안정화 효과가 나타나지 않았다. 줄기와 왕겨에서 As의 안정화 효율은 각각 7~23%(평균 12%)와 0~27%(평균 12%)의 범위를 나타내었다. BIO2% 시료에서 As의 안정화 효율은 벼 줄기와 왕겨에서 각각 7%와 0%, BIO5%는 12%와 27%, LS2%는 12%와 27%, LS5%는 10%와 7%, SRB는 9%와 11%, SRB+SO4는 23%와 0%로 나타나 줄기에서는 SRB와 SO₄^2-를 함께 주입한 조건, 왕겨에서는 바이오차 5%와 석회석·제강슬래그 혼합물 2% 조건에서 가장 큰 안정화 효과를 보였다. As는 잎에서는 안정화 효과가 나타나지 않았으며 줄기와 왕겨에서는 다른 원소에비해 낮은 안정화 효과를 보였다. As의 경우 환원상태가조성되는 담수 조건의 논토양에서는 이동성이 더 높은As(III)로 존재하여 벼로의 전이가 증가할 수 있다(Koh et el., 2017). 하지만 As는 주로 뿌리에 집적되며 지상부로의 이동은 주성분 원소의 영향이나 보다 복잡한 생리학적 기제에 의해 조절될 수 있으므로(Zakaria et al., 2021; Yang et al., 2022; Ghuge et al., 2023), As의 작물로의 전이 안정화 효과에 대해서는 추가적으로 As의 화학종 분석과 식물학자와의 심도 있는 논의가 필요할 것으로 보인다.

Pb의 경우, 비교시료에서의 함량은 줄기 12.9 mg/kg,잎 4.4 mg/kg, 왕겨 2.3 mg/kg이었으며 대체적으로 안정화 공법에서 비교시료 대비 줄기, 잎, 왕겨로의 Pb 전이량이 감소하였다. 부위별 Pb의 안정화 효율은 줄기, 잎,왕겨에서 각각 26~69%(평균 43%), 0~42%(평균 24%), 22~57%(평균 42%)를 나타내었다. BIO2% 시료에서 Pb의 안정화 효율은 벼 줄기, 잎, 왕겨에서 각각 26%, 20%, 48%를 나타냈으며 BIO5%는 32%, 14%, 48%, LS2%는27%, 0%, 42%, LS5%는 69%, 42%, 57%, SRB는 47%, 30%, 34%, SRB+SO4는 58%, 40%, 22%로 줄기, 잎, 왕겨에서 모두 석회석·제강슬래그 혼합물 5%에서 가장 높은 안정화 효율을 보였다. 벼 줄기와 잎에서는 석회석·제강슬래그 5% 조건 다음으로 SRB와 SO₄^2-를 함께 주입해 준 조건에서 높은 안정화 효율을 보였다.

Cd의 경우, 비교시료에서의 Cd 함량은 줄기 29.2 mg/kg,잎 11.3 mg/kg, 12.9 mg/kg이었으며 모든 안정화 조건에서 비교시료 대비 줄기, 잎, 왕겨로의 전이량이 감소하였다. 부위별 Cd의 안정화 효율은 줄기, 잎, 왕겨에서 각각23~67%(평균 41%), 17~76%(평균 42%), 7~69%(평균46%)를 나타내었으며 다른 원소와 달리 잎에서도 높은안정화 효율을 보였다. BIO2% 시료에서 Cd의 안정화 효율은 벼 줄기, 잎, 왕겨에서 각각 42%, 45%, 53%를 나타냈으며, BIO5%는 34%, 39%, 58%, LS2%는 52%, 52%, 69%, LS5%는 67%, 76%, 69%, SRB는 23%, 24%, 22%, SRB+SO4는 30%, 17%, 7%를 나타내었다. Cd는 석회석·제강슬래그 혼합물 조건에서는 줄기, 잎, 왕겨에서 모두50% 이상의 높은 안정화 효율을 보였다. 또한 Pb와 동일하게 줄기, 잎, 왕겨에서 모두 석회석·제강슬래그 혼합물 5% 조건에서 가장 높은 안정화 효과를 보이며 벼로의 Pb와 Cd 전이 저감에 석회석·제강슬래그 혼합물 5%가 가장 좋은 안정화제 조건임을 확인하였다.

Zn의 경우, 벼 잎의 SRB+SO4 시료를 제외하고 모든안정화제 조건에서 줄기, 잎, 왕겨로의 Zn의 전이가 감소하였으나 잎에서는 0~13%(평균 5%)의 낮은 안정화 효율을 보이며 줄기와 왕겨에 비해 안정화 효과가 크게 나타나지 않았다. 비교시료에서의 Zn의 함량은 줄기 167.9 mg/kg,잎 43.3 mg/kg, 왕겨 50.1 mg/kg으로 측정되었다. BIO2%시료에서 Zn의 안정화 효율은 벼 줄기와 왕겨에서 각각19%, 30%를 나타냈으며, BIO5%는 24%, 43%, LS2%는26%, 49%, LS5%는 28%, 23%, SRB는 15%, 13%, SRB+SO4는 33%, 1%로 줄기에서는 SRB+SO4, 왕겨에서는 LS2% 시료에서 가장 높은 안정화 효율을 보였다.

Cu의 경우, Zn과 동일하게 벼 잎의 SRB+SO4 시료를제외하고 줄기, 잎, 왕겨의 모든 조건에서 비교시료 대비Cu의 전이가 감소하였으나 잎에서는 0~17%(평균 8%)의낮은 안정화 효율을 보였다. 비교시료에서의 Cu의 함량은 줄기 51.8 mg/kg, 잎 26.0 mg/kg, 왕겨 23.0 mg/kg으로 측정되었다. 부위별 Cu의 안정화 효율은 줄기, 잎, 왕겨에서 각각 11~38%(평균 25%), 0~17%(평균 8%), 26~65%(평균 46%)를 나타내었으며 줄기와 잎에 비해 왕겨에서 높은 안정화 효과를 보였다. BIO2% 시료에서 Cu의 안정화 효율은 벼 줄기, 잎, 왕겨에서 각각 11%, 11%, 48%를 나타냈으며, BIO5%는 31%, 9%, 65%, LS2%는17%, 3%, 59%, LS5%는 32%, 17%, 39%, SRB는 20%, 0%, 41%, SRB+SO4는 38%, 0%, 26%로 줄기는SRB+SO4, 잎은 LS5%, 왕겨는 BIO5% 시료에서 가장 높은 안정화 효과를 보였다.

이상의 결과를 종합해 보았을 때, As의 경우 잎에서는모든 안정화제 조건에서 벼로의 전이 저감 효과가 나타나지 않았으며 Cu와 Zn은 줄기와 왕겨에 비해 벼 잎에서 낮은 안정화 효율을 보였다. 또한 As, Zn, Cu의 경우줄기에서는 모두 SRB+SO4 시료에서 가장 높은 안정화효율을 보였으며, Pb와 Cd는 벼 줄기, 잎, 왕겨에서 모두석회석·제강슬래그 혼합물 5% 조건에서 가장 높은 안정화 효과를 보였다. 실험종료 시점까지 쌀알이 여물지 않아 수확하지 못하였으나, 쌀알과 공간적으로 가까운 왕겨를 분석한 결과 대체적으로 미생물학적 안정화제보다유기 및 무기 안정화제에서 Pb, Zn, Cu, Cd의 높은 안정화 효과를 나타내었다.

3.5. 생물학적 흡수계수(BAC)

안정화 공법에 따른 As, Pb, Zn, Cu, Cd의 토양으로부터 작물로 축적된 정도를 평가하기 위해 생물학적 흡수계수(BAC)를 산출한 결과를 Fig. 6에 나타내었다. 비교시료를 포함하여 모든 시료에서 줄기와 잎의 경우 Cd > Zn > As > Cu > Pb 순서, 왕겨는 Cd > Zn > Cu > As > Pb 순서로 높은 BAC를 보였다.

Figure 6. Biological absorption coefficient (BAC) of (a) As, (b) Pb, (c) Zn, (d) Cu, and (e) Cd in rice stems, leaves, and husks with different stabilization treatments.

안정화제 조건에서 As의 BAC는 줄기 0.201~0.313, 잎 0.082~0.121, 왕겨 0.011~0.030, Pb는 줄기 0.011~0.031, 잎0.007~0.015, 왕겨 0.003~0.007, Cu는 줄기 0.070~0.100,잎 0.047~0.061, 왕겨 0.017~0.037의 범위를 나타내었다.모두 줄기에서 잎, 왕겨로 갈수록 낮은 BAC 값을 보이며,줄기에서 잎과 왕겨로의 As, Pb, Cu의 전이가 감소하였다. Zn의 안정화제 조건에서 BAC는 줄기 0.409~0.513, 잎0.137~0.165, 왕겨 0.093~0.179, Cd는 줄기 1.333~3.095,잎 0.371~1.288, 왕겨 0.542~1.642의 범위를 나타내었다. Zn과 Cd의 경우 비교시료와 미생물학적 안정화제 조건에서는 잎보다 왕겨에서 높은 BAC 값을 보였다. 이는 토양으로부터 줄기와 잎보다 왕겨로의 전이가 더 크게 일어난 것으로, 쌀알과 공간적으로 가까운 왕겨로의 Zn과Cd의 전이는 바이오차와 석회석·제강슬래그 혼합물 조건에서만 안정화 효과가 나타났다.

Pb는 토양에 가장 고농도로 존재하였으나 비교시료를포함한 모든 시료에서 5개 원소 중 0.003~0.037의 범위로 가장 낮은 BAC 값을 보였다. 이는 0.1 미만의 Pb BAC값을 보인 Mao et al.(2019)의 결과와도 일치한다. 토양으로부터 흡수된 Pb는 대부분 식물 뿌리에 축적되고 다른 부위로의 이행성은 낮으나, 가식부로의 Pb의 이동성이 작더라도 토양에 고농도로 축적된 Pb는 가식부로의Pb 전이량을 증가시킬 수 있다(Li et al., 2007). 이 연구에서는 대체적으로 안정화제 조건에서 비교시료 대비 벼줄기, 잎, 왕겨로의 Pb 전이가 감소하였다. 따라서 고농도의 Pb로 오염된 토양에서 안정화 공법의 적용이 작물로의 Pb 전이를 효과적으로 안정화한 것으로 보인다.

Cd의 경우 Pb와 반대로 토양에 가장 저농도로 존재하였으나 비교시료를 포함한 모든 시료에서 5개 원소 중0.371~4.027의 범위로 가장 높은 BAC 값을 보였으며 토양으로부터 식물체로 고농도로 축적되었다. 일반적으로토양으로부터 흡수된 Cd는 Pb와 달리 작물의 다른 부위로 가장 쉽게 이동하며 축적된다. 1보다 큰 값의 Cd BAC는 원소가 토양으로부터 작물로 쉽게 흡수되며 높은 생물학적 이용도를 가짐을 의미한다(Park et al., 2009; Mao et al., 2019). 이 연구에서도 Cd는 매우 높은 BAC 값을보이며 작물로의 높은 Cd 전이가 발생한 것으로 나타났다. 그러나 모든 안정화제 조건에서 Cd는 줄기, 잎, 왕겨로의 전이가 감소하였으며, 이를 통해 바이오차, 석회석·제강슬래그 혼합물, SRB의 적용이 작물 내 고농도로 축적되는 Cd 전이를 효과적으로 저감할 수 있음을 확인하였다.

이 연구에서는 유기 안정화제로 바이오차, 무기 안정화제로 석회석·제강슬래그 혼합물, 미생물학적 안정화제로 SRB를 적용한 As 및 중금속 오염 토양에 벼를 재배하는 포트실험을 수행하였으며, 섭취의 대상이 되는 작물로의 As 및 중금속(Pb, Zn, Cu, Cd)의 전이량을 분석함으로써 각각의 안정화제별로 안정화 효율을 평가하였다.

토양수에서는 실험종료 시점인 153일에 대부분의 안정화제에서 Pb, Zn, Cu, Cd의 안정화 효과가 나타났으며Pb, Cu, Cd의 경우 미생물학적 안정화제 조건에서 유기및 무기 안정화제보다 높은 안정화 효율을 보였다. 또한미생물학적 안정화제 조건의 경우, SRB를 단독으로 주입한 조건보다 SRB와 SO₄^2-를 함께 주입한 조건에서 더높은 안정화 효율을 보임으로써 토양수로의 As 및 중금속의 용출을 안정화하는데 SO₄^2-를 함께 주입하는 것이효과적임을 나타내었다.

벼로의 전이량을 분석한 결과, 안정화 공법의 적용으로 벼의 줄기, 잎, 왕겨로의 Pb, Zn, Cu, Cd의 전이 감소효과가 나타났으며 As의 경우 줄기와 왕겨에서만 전이감소 효과가 나타났다. 또한 대체적으로 왕겨에서 줄기와 잎에 비해 높은 안정화 효율을 보였으며 왕겨에서는 유기 및 무기 안정화제가 미생물학적 안정화제보다 높은안정화 효과를 보였다.

As의 경우 토양수와 벼로의 전이에서 Pb, Zn, Cu, Cd에 비해 뚜렷한 안정화 효과가 나타나지 않았다. As는 일반적인 양이온 중금속과 달리 환원환경이 조성되는 담수조건의 논토양에서는 이동도가 더 높은 As(III)로 존재한다. 따라서 장기간 담수 상태에서 재배 활동이 이루어지는 논토양의 경우 As의 안정화를 위한 효과적인 안정화제에 대한 추가적인 연구가 필요할 것으로 생각된다.

이 연구 결과는 SRB를 이용한 안정화 공법의 적용 가능성을 나타내었다. SRB를 안정화제로 투입한 경우, 기존에 널리 알려진 안정화제인 석회석과 제강슬래그, 바이오차와 유사하게 토양수 및 작물 내 전이량에서 SRB에 의한 안정화 효과가 확인되었다. 이는 무기 및 유기안정화제를 처리한 하부 심토에 대해서는 SRB를 이용한안정화 공법을 적용하는 것이 모세관압에 의한 중금속의상향 이동을 방지하는 효과를 보일 수 있음을 나타내었다. 따라서 농경지 토양에 대한 더욱 효과적이고 장기적인 As 및 중금속의 안정화를 위해서는 SRB의 역할과 안정화 메커니즘에 대한 후속 연구가 필요할 것으로 본다.

이 연구는 농촌진흥청(과제번호: PJ015053032023) 및전남대학교 학술연구비(과제번호: 2020-1946)의 지원에의하여 수행되었습니다.