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1 PCBs 토양오염지역위해성평가 - PCBs 위해성평가인자도출 년 9 월 연구주관기관 : 한국환경정책 평가연구원 위탁기관 : ( 주 ) 네오엔비즈

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3 제출문 국립환경과학원장 귀하 본보고서를 PCBs 토양오염지역위해성평가 : PCBs 위해성 평가인자도출 용역의최종보고서로제출합니다. 연구주관기관 : 한국환경정책 평가연구원 연구책임자 : 황상일 연구위원 참여연구원 : 신용승 연구위원 신경희 책임연구원 이세용 연구원 조한나 연구원 위 탁 기 관 : ( 주 ) 네오엔비즈 참여연구원 : 이종현 책임연구원 박건호 연구원 최태섭 연구원 김찬국 연구원 김수현 연구원 김지선 연구원 김아윤 연구원 신지혜 연구 보조원 박정현 연구 보조원 한국환경정책 평가연구원원장박태주

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5 차례 제 1 장서론 1 1. 연구의배경및필요성 1 2. 연구의목적및범위 2 제2 장 PCBs 토양오염 위해성평가 현황 5 1. 국외의 P C B s 오염지역의 인체 및 생태 위해성평가 현황 5 가. 정책 배경 5 나. 인체위해성평가 기법 7 다. 생태위해성평가 기법 2 5 라. 부지특성 조사방법 3 4 마. 평가사례 ( 미국 슈퍼펀드 N P L 부지, E P A / R O D / R ) 국내의 P C B s 토양오염 현황 및 위해성평가 현황 5 0 가. 국내의 P C B s 토양오염 현황 5 0 나. 국내의 P C B s 토양오염 위해성평가 현황 오염물질 특성에 따른 위해성 평가기법 5 3 가. 비용효과적인 P C B s 측정 분석방법 5 3 나. P C B s 특성을 고려한 위해성평가 기법 6 4 제3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 독성유해인자특성 7 3 가. P C B s 총량, 이성체, 다이옥신류 P C B s 의개별및복합독성 7 3 나. 환경중배출에따른독성등유해인자의변동요인 노출평가 9 2 가. 인체건강위해성평가과정중노출시나리오, 노출알고리즘 9 2 나. 인체위해성평가과정중노출계수 9 9 다. 생태위해성평가 복합오염물질위해성평가기법적용성 가. 총량및이성체별노출경로, 노출량산정방법 i -

6 나. 총량 및 이성체별 위해성 평가방법 등에 대한 적용성 환경 중 다매체 거동인자 가. 토양중 거동인자 나. 수체중 거동인자 다. 대기중 거동인자 제4 장향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 P C B s 토양오염지역위해성평가를위한단계적접근방법 중장기연구과제및세부내용 가. P C B s 총량정의및분석방법개발 ( 단기 ) 나. PCBs 토양오염원인벤토리작성 ( 단기 ) 및모니터링기법개발 ( 중기 ) 13 5 다. 일반적선별기준설정 ( 단 중기 ) 라. 부지특이적평가를위한현장조사방법론개발 ( 단기 ) 마. 부지특이적평가기준설정 ( 단 중기 ) 바. 부지특이적위해성평가를위한노출평가기법개발 ( 단기 ) 사. 부지특이적위해성평가를위한독성 DB 구축및확대 ( 단 중 장기 ) 13 6 아. PCBs 정화기법 정화검증기법 위해도저감방안수립 ( 단 중 장기 ) 13 6 제 5 장결론 13 7 참고문헌 13 9 부록 1. 토양오염위해성평가지침 14 3 부록 2. 5 개 A roclor 제품내 개 PCB 이성체조성 ii -

7 표차례 < 표 2-1 > 부지평가 결과 따른 대응조치 ( 예시 ) 1 0 < 표 2-2 > C S O I L 에서 사용된 관련 매개변수 2 0 < 표 2-3 > 인체 S R C 도출 결과 ( 예시 ) 2 1 < 표 2-4 > 네덜란드의 환경정화 목표 3 6 < 표 2-5 > 경구 및 피부의 발암 독성 ( 예시 ) 4 3 < 표 2-6 > 생태 위해성 관리 4 8 < 표 2-7 > P C B s m i x t u r e 의 조성 5 4 < 표 2-8 > A r o c l o r 혼합물에서의 다이옥신류 P C B 이성체 농도 5 6 < 표 2-9 > P C B 분석 방법별 장 단점 비교 5 8 < 표 2-10 > 환경시료 중 특정개별 PCB 이성체 농도와 총 PCB 농도와의관계 6 2 < 표 > P C B s 혼합물 분석을 위한 실험방법별 비교 6 3 < 표 3-1 > 노출경로에 기반한 환경매체에서의 P C B 독성값 76 < 표 3-2 > 다이옥신류 P C B 이성체의 미국 환경청 독성등가인자 값 8 0 < 표 3-3 > 다이옥신과 퓨란의 미국환경청 독성등가인자 값 82 < 표 3-4> 어류, 조류 등에 대한 다이옥신류 PCBs의 독성등가인자 (TEF) 84 < 표 3-5 > 총 P C B s 에 대한 단계별 독성기준치 ( 예시 ) 8 6 < 표 3-6 > 다이옥신류 PCBs 에 대한단계별 TEQ 로표시된 독성기준치 ( 예시 ) 8 6 < 표 3-7> 염수 어류 및 무척추동물 조직내 PCBs 농도에 대한 독성기준치 88 < 표 3-8 > P C B s 오염지역의 노출평가를 위한 노출계수 자료 ( 1 ) 9 0 < 표 3-9 > P C B s 오염지역의 노출평가를 위한 노출계수 자료 ( 2 ) 9 1 < 표 > 한국의 연령별 평균 체중 < 표 3-11> 2006년 OECD 가입국 평균 수명 (0 세 기대수명 ) < 표 > 미국 버지니아주 V R P 의 노출계수 ( 예시 ) < 표 > 일일 토양섭취량 ( U S E P A ) < 표 3-14> 미국의 체표면적 (US EPA, 2004) < 표 > 캐나다의 체표면적 ( H e a l t h C a n a d a ) < 표 > 독일 U M S 의 체표면적 < 표 > 국가별 토양 - 피부간 흡착계수 iii -

8 < 표 3-18> 화학물질별피부흡수계수 (US EPA, 2004) < 표 > 장기간노출시연령별호흡률권장치 ( U S E P A ) 10 7 < 표 3-20> PCBs 생태위해성평가에서의평가 / 측정종말점및해결해야할위해도질문 ( 예시 ) < 표 3-2 1> 단계별생태위해성평가에서야생동물노출및위해도추정시대표적인가정조건들 ( 예시 ) < 표 > P C B s 의생물축적계수 ( B A F ) 또는생물농축계수 ( B C F ) < 표 > 발암위해도계산 ( 예시 ) < 표 > P C B s 이성체별분배계수 < 표 > PCBs 염소치환수에따른 OH 라디칼분해반응상수및대기중반감기 < 표 4-1 > 단계별위해성관리전략에서의측정대상매체및내용 iv -

9 그림차례 < 그림 1-1 > P C B s 환경오염 근절을 위한 단 / 중 / 장기별 관리목표 ( 안 ) 3 < 그림 2-1> 미국 ASTM 에서제안한오염지역유해물질 노출경로및 시나리오 9 < 그림 2-2 > 캐나다의 오염지역 부지평가 절차 1 4 < 그림 2-3 > 캐나다의 토양오염지역 인체위해성평가 체계 15 < 그림 2-4 > N E P M 에서 제안하는 오염지역 평가 절차 1 7 < 그림 2-5 > C S O I L 에서 제안된 인체 노출 경로 1 9 < 그림 2-6 > E c o - R B C A 흐름도 2 8 < 그림 2-7 > 네덜란드 생태위해성평가의 기본 흐름도 3 2 < 그림 2-8 > 인체위해성평가시 개념적 부지모형 3 8 < 그림 2-9 > 생태위해성평가시 개념적 부지모형 3 9 < 그림 2-10> PCBs 혼합물 (Aroclor 1242) 의 풍화 사례 5 5 < 그림 > 비용효과적인 P C B s 측정 분석 전략 6 1 < 그림 3-1 > P C B s 물질의 매체별 노출경로 9 3 < 그림 3-2 > P C B s 물질의 노출에 의한 대표적인 노출경로 9 5 < 그림 3-3 > R B C A 의 노출평가 방법 < 그림 3-4> 다이옥신 활성물질에 노출된 DR-CALUX 의 작용 기작 모식도 116 < 그림 3-5> 토양 및 수체등 호기조건에서의 분해 (A) 와 혐기조건의 퇴적층에서의 PCBs 분해기작 (B) < 그림 4-1 > 캐나다의 오염지역에 대한 연방지침 < 그림 4-2 > P C B s 토양오염지역의 단계별 위해성관리 전략 < 그림 4-3 > P C B 토양오염지역의 위해성기반 정화전략수립 흐름도 < 그림 4-4 > P C B s 토양오염 위해성평가를 위한 중 장기 연구 로드맵 v -

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11 제 1 장 서론 1 제 1 장 서론 1. 연구의배경및필요성 18 세기 산업혁명 이래 산업기술의 발전과 함께 화학물질에 의한 환경오염도 전지구적인 문제가 되어 왔다. 이러한 화학물질 중 하나가 PCBs(Poly chlorin a ted Bip hen y ls) 이며, PCBs는 화학적으로 안정하고 절연성이 우수하여 변압기의 절연 유, 열교환기의 열매체, 도료의 난연제 및 감압복사지 등 폭 넓은 분야에 사용되어 왔다. 1968년 일본의 카네미유증사건을 계기로 환경 및 인체오염의 실태가 밝혀진 이후 선진국을 중심으로 제조 및 사용이 금지되어 왔으며 우리나라에서도 1979년 전기사업법에 의해 PCBs 사용이 제한되기 시작한 이후 1996년 유해화학물질관리 법에 의해 제조, 수입, 판매 또는 사용이 금지되었다. 국제연합환경계획 (UN EP), 바젤협약 등 국제기구에서도 PCBs 를 잔류성 생물농축성 장거리 이동성의 특성 을 가진 환경잔류성 유기오염물질 (Persistent Organic Pollutants, POPs) 로 분류하 고, 환경오염및 관리문제를국제적인현안으로다루고있다. 잔류성유기오염물질 중 하나인 PCBs 는 스톡홀름 협약에 의해부속서 A와 부속서 C에 명시되어 있으며, 2025년까지 PCBs를 50 ppm이상함유한장치의확인, 표시, 제거 및 PCBs 50ppm이 상 함유된 액체의 재사용 불가, PCBs 근절 조치를 매 5년마다 당사국 총회에서 보고하도록 의무화하였다. 2004년 5월 17 일 프랑스가 50 번째로 서명하면서 스톡홀 름 협약이발효됨에 따라 각 당사국은 협약의의무를이행하기위한계획을 수립하 고이를협약 발효 후 2년 이내에 이행계획을 당사국총회에 제출하여야 한다. 아울 러 정기적으로또는 당사국총회의결정에 의해명시된 방법으로이행계획을 적절 하게 검토하고갱신하여야 할 의무를가지고있다. 또한 PCBs 폐기물 및 적치물의 현황 파악, 환경친화적 취급 및 폐기, PCBs 오염지역 확인 및 복원전략 마련도 협약의 의무사항으로 되어 있다. 스톡홀름 협약의 의무사항 중 PCBs 오염지역 확인 및 복원전략 마련 등을 위해 2008년 국립환경과학원에서실시한 PCBs 토양오염기초실태조사 결과, 일

12 2 PCBs 토양오염지역위해성평가 부업종주변지역토양에서 PCBs가검출됨에따라 PCBs 오염우려대상지역중변압기제작및재활용업체등의사업부지에대한 PCBs 정밀조사및위해성평가가요구된다. 변압기제작및재활용업체등 PCBs 오염지역의위해성평가를위해서는복합오염물질인 PCBs 의노출경로별기여도산정등평가인자의도출이필요하다. 2. 연구의목적및범위우리나라는 2001년 10 월스톡홀름협약에서명하였으며, 그동안 POPs 의배출저감을위하여특히다이옥신과같이위해성이높은물질에대해서는관련법률에관리기준을설정하는한편, 관련연구사업과환경및배출실태에대한모니터링등을추진하여왔다. 1997년부터소각시설에대해다이옥신배출기준을설정하여관리하고있는등스톡홀름협약이발효되기이전부터정부에서는환경중 POPs 물질의저감을위하여다양한연구조사사업을추진하여왔다. 우리나라의경우오염현황모니터링및환경거동에대한조사및연구는부분적으로이루어졌으나, 노출및위해성평가부문에대한연구는없었다. 환경부는 2015 년까지 PCBs 근절을목표로 < 그림 1-1> 과같이단기 ( ), 중기 ( ) 및장기 ( ) 로나누어각단계별목표를정하고로드맵 ( 안 ) 을설정한바있다. 로드맵 ( 안 ) 에서 PCBs 위해성평가와관련하여다음과같이 2012 년까지위해성평가및대책을마련하도록계획되어있다. - 단기목표 ( ): 현황파악및기반조성 - 중기목표 ( ): 기반확립및역량강화 - 장기목표 ( ): 위해성관리및적정처리

13 제 1 장 서론 3 < 그림 1-1> PCBs 환경오염근절을위한단 / 중 / 장기별관리목표 ( 안 ) PCBs 는 발암성및 비발암성 영향 ( 신경독성, 생식독성, 면역독성, 내분비계장애 물질 영향등 ) 을 유발시킬 수있다. 그러나현재로서는 이들을 정량적으로평가하는 방법이 조사되거나 정립되어있지 않기 때문에 이들 방법론에 대한 검토가 필요하 다. 현재 환경매체에 PCBs 가얼마나오염되었는지에 대한자료가부족하여얼마나 노출되는지, 노출로 인해 위해성이 어느 정도인지를 평가할 수 있는 자료가 없다. 따라서 이들 노출에 대한 데이터베이스 구축이 필요하며, 평가 작업은 모니터링 및 환경거동 연구와 연계되어야 한다. PCBs 함유 제품이나 폐기물에 대한 평가도 중요하지만, 현재 환경매체 중 PCBs 에 대한 국가적 오염 수준을 파악하고, 이로 인한 위해성의 크기가 어느 정도인지를 파악하는 것은 가장 선행되어야할 과제이 다. 초기평가를통해 PCBs 오염으로인해위해성이우려되는 지역 매질 고농도 오염부지에 대한선별과평가, 그리고관리대책수립이필요하다. 또한 PCBs 오염이 우려되는 지역, 예를들면 PCBs 변압기의절연유 교체 및 세정작업시 오염부지에 대한 위해성평가 및 PCBs 함유제품의 폐기 장소에서 토양과 같은 다양한 매체로 이동함에 따라 발생할 수 있는 위해성 수준을 파악해야 한다. 이에 본 연구에서는

14 4 PCBs 토양오염지역위해성평가 국내외 PCBs 토양오염위해성평가방법조사하고, 위해성평가인자를도출하여향후 PCBs 토양오염위해성평가방법의개발방향을제시하고자한다. 이에본연구의범위는국내외 PCBs 토양오염위해성평가방법조사, PCBs 오염지역위해성평가인자도출, 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향제시등크게 3가지분야로구분된다. 연구의세부내용은다음과같다. 국내외 PCBs 토양오염위해성평가방법조사 - 선진국의 PCBs 오염지역의인체및생태위해성평가현황 미국, 유럽등의 PCBs 오염지역위해성평가기법, 평가사례및위해성평가를위한부지특성조사방법등 - 오염물질특성에따른위해성평가기법 풍화된 PCBs 및 congener 등물질특성별위해성평가방법 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 - 독성등유해인자특성조사 PCBs 총량, congener, 다이옥신류 PCBs 등의개별및복합독성등 환경중배출에따른독성등유해인자의변동요인조사 - 복합오염물질위해성평가기법적용성검토 총량및이성체별노출경로, 노출량산정방법 총량및이성체별위해성평가방법등에대한적용성 - 환경중다매체거동인자조사 오염지역매질별 PCBs 분포영향인자및기여도 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 - PCBs 토양오염지역위해성평가를위한단계적접근방법 ( 안 ) 오염지역위해성평가를위한조사및분석방법 위해성평가를위한중 장기연구과제및세부내용

15 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 5 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 1. 국외의 PCBs 오염지역의인체및생태위해성평가현황 가. 정책배경 1) 미국미국의토양오염관리는 1980년대이후에슈퍼펀드프로그램으로활성화되었다. 초기에위해성평가는과학아카데미 (The Na tional Acade my of Sci e nce, 1983) 에의해제시되었으며이후환경청에의해성문화되었다. 미국환경청은 3만2천의유해지역을선정하였고 1990년에는이지역중에서약 1,200개부지를국가우선정화목록 (National Priorities List, NPL) 에등재하여정화작업을수행하였다. 이 NPL 지역에서건강위해를야기하는화학물질과오염원을조사하였다. 미국의토양오염관리는크게사전방지와사후관리로나눌수있다. 사전방지는자원보전및회복에관한법 (Resources Conservation and Recovery Act, RCRA) 을두어유해폐기물처리에관한토양및지하수오염을관리한다. 사후관리로는종합적환경대응, 보상및책임법 (Comprehensive Environmental Response, Com pe n sa tion a n d L ia bi li ty A ct, CE RCL A) 을제정하여유해물질오염원에대해우선순위를정하여정화한다. 정화전과정의지침으로 RA G S(R isk A sse ssme nt G ui da n ce for S up e rf un d ) 와토양정화표준화작업에의해제시된토양선별지침 (Soil Screening Guidance) 을참고한다. RAGS의목적은체계적인정화작업을시행하기위해 CERCLA에의해지정된오염부지에초기정화목표 (Preliminary Remediation Goals, PRGs) 를설정하는데있다. 2) 캐나다 캐나다는 1980 년대중반에토양오염문제에직면하면서연방정부를중심으로 각지방자치단체와긴밀한관계를유지하며토양문제를해결하고있다 년대

16 6 PCBs 토양오염지역위해성평가 후반이후에는 각 지방자치단체는 캐나다환경부 장관협의회 내에서공조하며 토양 오염분야에 상당한 관심을 기울였다. 또한 연방 환경부는 지방정부에 대해 기술적 문제를 돕고 있다. 1989년에는 중앙 정부와 지방정부가 공동으로 조성한 기금 (2 억 5,000만 캐나다달러, 약 미화 1억 9,000만 달러 ) 의 5년 프로그램을 활용하여 특정부 지 및 소유주가 밝혀지지 않은 지역을 복원하는데 사용되었다. 1993년 12 월에 캐나다 환경부장관 협의회는 오염지역의 시료채취, 분석, 자료 관리에 대한 지침서를 출판하였다. 또, 1992년 3월에는 오염지역 간의 비교평가를 위해대규모 실험을 통한토양오염지역의국가등급시스템을 설정하였다. 토양오염 지역국가등급시스템은 정량적인위해성평가가아닌 정성적인위해성평가를위한 조치의 우선순위를 결정하기 위한 것이다. 캐나다의 토양질에 대한 지침은 CCME(Canadian Council of Ministers for the Environment) 에서 1991년 Interim Canadian Quality Criteria for Contaminated Sites로 채택된 후 1997년 Recommended Canadian Soil Quality Guideline(CCME, 1997) 으로 대체되어 그 후 수정 및 보완되었다. 이러한 지침은 CSoQGs(Candian Soil Quality Guideline) 에 의해정해지고있으며 인체와 생태계 수용체를모두 고려 한다. 3) 네덜란드네덜란드는일정한지역에서생활 농업 공업용수로많은인구가지하수를남용함으로써여러가지문제들을야기해왔다. 그결과 1970년대후반에주택을건설할부지에서화학폐기물이검출되면서오염된토양에대한사람들의관심을불러일으키게된다 년에정부는국내환경정책에서토양보호에대한내용을추가하기로결정하였다. 그결과, 네덜란드의토양오염에대한기술적인지침인 Dutch list 는주변유럽국가에널리전파되었다. 토양보호법은 1983년과 1987년에각각개정되었으며최종적으로는 1994년에 Dutch list 와함께개정되었다.

17 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 7 나. 인체위해성평가기법 1) 미국토양오염지역에대한위해성평가방법으로환경청은 1989년 Superfund법을통해인체와환경에대한위해성평가지침을개발하여제공한바있으며, ASTM (American Society for Testing and Materials) 은 2004년 위해성기반시정조치 (Risk-Based Corrective Action; RBCA) 에대한표준지침을제안한바있다. 환경청에서제안한위해성평가방법은크게부지선정과위해성확인의두단계로구성되며, 부지선정은 R I/F S(rem ed ia l in vestiga ti on /fe a si bility stu d y) 단계로구분되어부지선정, 복원조치및방법에관한내용이포함되었다. 위해성확인단계에서는노출평가와오염물질에대한독성정보, 위해성관리에대한전반적인내용이제안된다. ASTM 에서제안한 RBCA 표준지침은오염지역에대한부지평가와대응조치 (re sponse action) 로구분되는위해성평가방법을통해화학물질이유출된지역의지역적인다양성에널리적용될수있도록제안되었으나법적인강제성을가지고있지는않다. 본지침의내용은크게 3 단계 ( 단계 1, 2, 3) 의체계로구성되어있으며세부내용은아래와같다. - 단계 1 : 비부지특이적시정조치 (non-site- sp ecif ic corrective action) 를목적으로인체와생태계의직접및간접노출경로에대한평가를통해위해도기반선별농도 (Risk- Based Scre ening L eve l, RBSL) 를결정하고추가적인시정조치의필요성을결정하는단계 - 단계 2 : 단계 1 의결과로부터도출된추가적인시정조치필요지역에대해통계적인화학물질노출농도분석을통해직접및간접노출에대한부지특이적관리농도 (Site-Specific Target Level, SSTL) 를결정하고필요시추가적인시정조치의필요성을결정하는단계 - 단계 3 : 확률론적노출평가, 거동모델링등의추가적인방법을이용하여특정지역에있어서의잠재적인직접및간접노출에대한 SSTL을결정하는단계

18 8 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 부지평가 > 화학물질이유출된 지역은 화학물질 자체의물리 화학적 특성, 광범위한화학 물질의종류 등에 기인한복잡성, 인간과환경에 대한위해성으로인해매우 다양한 차이를 내포하고 있다. 따라서 조사대상 지역 선정과 관련한 오염지역 부지평가 가 중요한 요소로 작용하며, 본 지침에서는 아래의 항목들에 대한 평가가 필요한 것으로 제안하였다. - 적합한 규제 필요사항 - 해당 지역의과거 부지이력정보, 과거 화학물질 유출사례 및 과거 지역평가 정보 등을 통한 관심 대상 화학물질 종류, 오염원, 오염원 영향지역 - 관심대상 화학물질에 대한 오염원, 오염원 지역 특성 - 노출경로 상의 각 매체 ( 대기, 토양, 토양가스, 지표수, 퇴적물, 지하수 ) 최대 농도 - 대상 수용체 정보 - 수용체에 대한 노출 거동 특성 ( 지하수 거동, 토양 등을 통한 증기 전이 등 ) - 향후 해당지역 이용 계획 - 주 단위, 지역 단위 지하수 분류 정보 - 특정지역의 수리학적, 지질학적 특성 - 해당지역 관심대상 화학물질 농도의 신뢰한계 - 환경매체에서의 배경농도 수준 - 시간에 따른 대상 화학물질 농도 변화 - 특정 지점 ( 관정, 수도관 및 하수관 등 ) 주변에서의 대상 화학물질 농도 < 대응조치 > 대응조치는오염지역부지평가결과와화학물질노출평가결과에기초하여진행되며 ( 표 2-1), 이때노출평가는수용체의노출경로와노출시나리오에근거하여수행된다 ( 그림 2-1).

19 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 9 < 그림 2-1> 미국 ASTM 에서제안한오염지역유해물질노출경로및시나리오

20 10 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 2-1> 부지평가결과따른대응조치 ( 예시 ) 부지조건대응조치 ( 예시 ) 인체건강, 안전또는관련생태수용체및서식지에의즉각적인위험빌딩에존재하는증기의폭발가능농도화학물질에영향받는운영중인공공용수원멸종위기종등에대한영향 관련기관, 소유주및피해자등에게통지하고아래의내용을평가함점유자를소개시키고저감방안시행대체수자원공급영향정도를최소화학기위해서식지관리시행 인체건강, 안전또는관련생태수용체및서식지에의단기 (0 2 년 ) 위험사람들이접근가능한표토에서화학물질의만성농도가측정됨오염된지표수, 우수, 지하수가서식지또는상수원이나위락시설이존재하는지표수계로유출됨인체건강, 안전또는관련생태수용체및서식지에의장기 (2년이상) 위험지하수가영향을받았고음용수용관정이오염원으로부터 2년이상의지하수유동시간의공간범위에위치함오염된지표수, 지하수, 우수가서식지나지표수 ( 상수원이나위락용지표수 ) 의 1500ft 거리미만으로유출하는경우 관련기관, 소유주및피해자등에게통지하고아래의내용을평가함토양을제거하거나피복함또는접근을제한함차단방법을이용하고, 유출지역에의접근을제한하며유출량과크기를평가함관련기관, 소유주및피해자등에게통지하고아래의내용을평가함오염원을감시하고자연저감법의실행력을평가하며수리조절법의필요성을평가함서식처또는지표수계에대한영향을조사하고, 차단 / 제어방법의필요성을평가함

21 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 11 < 버지니아주 > 오염지역에서의인체 위해성평가사례로서버지니아주에서는 오염물질 유출에 의한인체 건강과환경위해성평가를목적으로 RAGS 의방법론을 이용한자발적정 화프로그램 (Voluntary Remediation Program, VRP) 위해성평가 지침을 제안하였 고, 이 지침에 따라 위해성평가를 수행하고 있다. VRP 의 위해성평가 방법은 자료수집과 평가, 노출평가, 독성평가, 위해도 결정 등 4단계로구성된다. 자료수집과평가단계는 오염지역부지의특성에 따라 매체별 ( 토양, 지하수, 퇴적물, 대기등 ) 시료채취 방법과분석방법을 명시하고있으며, 노출 평가단계에서는 각각의매체에 대한오염물질의섭취, 노출지점 농도에 대한추정, 잠재적 노출매체 확인, 노출인구집단들에 대한오염물질 농도분석이이루어진다. 우선적으로 노출지역을 노출되는 현장과 노출현장에서 떨어진 지역으로 구분하여 노출평가를실시하고노출량 파악은 아래와 같은 노출알고리즘과노출계수에 의해 산출되어진다. 노출알고리즘 ( 예 ) - 토양, 퇴적물 공통인자 ED : 노출기간 (years) EF : 노출빈도 (days/year) ET : 노출시간 (hours/day) BW : 체중 (kg) AT : 평균시간 (days) DAD = CS ABS IF CS : 토양, 또는퇴적물에서화학물질농도 (mg/kg) ABS : 흡수계수 IF : 섭취계수 (day) IF = SA CF AF EF ED 1/BW 1/AT SA : 피부표면적 (cm 2 /day) CF : 변환계수 (kg/kg) AF : 토양의피부점착계수 (g/cm 2 )

22 12 PCBs 토양오염지역위해성평가 노출계수 ( 예 ) 거주자 건설 상업 / 산업 휴양지의여행객 거주자가아닌사람 성인 어린이 노동자 노동자 성인 어린이 성인 어린이 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) (shower) 노출시간 (air) (hours/day) 체중 (kg) 독성평가단계에서는대상오염물질에대한발암성과비발암성관련독성정보수집이이루어지며, 위해성평가에사용되어지는발암성수치로는 Oral slope factor, IU R (in ha la tion u n it risk s), 비발암성수치로는 R fd s(re f eren ce d oses) 와 R fcs(re f eren ce con ce n tra tions) 가활용될수있다. 위해도결정단계는발암성과비발암성에대해수행되며, 비발암성의경우유해지수 (hazard quotient) 결과를활용한다. 더불어불확실성분석에대한정보가제공된다. 발암성물질 : ADAFs(age-dependent adjustment factors) 를적용 - Age 0 2 : : : 3 16 and up : 1 Risk = Dermal Slope Factor Dermally Absorbed Dose + Oral Slope Factor 1 비발암성물질 Chronic Daily Intake + Inhalation Unit Risk Exposure concentration Hazard Quotient = Dermally Absorbed Dose/Dermal RfD + Chronic Daily Intake/Oral RfD + Exposure Concentration/RfC

23 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 13 2) 캐나다 2003년캐나다연방정부는다양한방법으로수행되어져왔던위해성평가결과의통일성을기하고자 The F e de ra l Con ta min a te d Site s A cce lera ted A cti on Pla n(fcs AA P) 을제안하여 PCBs 등을포함한유해물질오염지역의위해성평가방법에대한지침과관련자료를제시하였다. 당해지침은총 8 개부문으로구성되어있으며, 이중부문 I~IV는예비정량위해성평가 (Preliminary Quantitative Risk Assessment, PQRA) 보고서작성에관한내용을수록하였고, 부문 V~VIII는부지특이적위해성평가에관한지침으로아직고시되지않았다. 이중 Pa rt I에서제안된내용에근거한오염지역의위해성평가방법은부지평가, 노출평가, 유해성평가, 위해도결정의단계로구성된다. 부지평가는노출경로, 수용체정보등으로구성되며, 노출평가는수용체특성, 노출빈도, 노출시간, 노출알고리즘, 매체별노출량산정에관한내용으로구성되며, 유해성평가는유해성정보획득에대한정보를제공하고있으며, Health Canada의 TRVs를기준으로하되, TRVs 에없는물질일경우미국환경청의 IRIS, WHO, RIVM, ATSD R 에서제공하는 RfDs, RfCs, ADIs, MRLs 등의유해성정보를이용하도록권고하고있다. 위해도결정은발암성물질과비발암성물질에대한평가방법을제시하고있으며, 발암성물질의경우노출량과 Ca nce r slope Fa ctor 또는 unit risk 를이용하는 In crem en ta l lif e time ca n ce r risk(i LCR ) 값을이용하여위해도를결정하며, 이때 ILCR 값이 10-5 일경우안전한값으로간주한다. 비발암성물질의경우위해도지수를이용하여위해도를결정하며, HQ 값이 0.2 이하일경우안전한값으로간주한다. 최종적으로비발암성의모든유해물질의 HQ 값을더하여 0.2 이하일경우또는발암성물질의 ILCR 값을더하여 10-5 일경우안전하다고간주한다. 오염지역부지평가는캐나다정부에서발행된 A F ed e ra l Ap p roa ch to Contaminated Sites 결과를활용할수있다. 부지평가는의심지역확인, 의심지역에대한과거자료파악, 테스트프로그램을이용한초기평가, 1차적부지분류, 정밀테스트프로그램을이용한평가, 부지재분류, 위해성평가수행등의단계로수행된다 ( 그림 2-2).

24 14 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 2-2> 캐나다의오염지역부지평가절차

25 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 15 캐나다내오염지역에서의인체위해성평가사례로는온타리오주정부에서제시한부지특이적위해성평가지침이있다. 본지침은총 3 개의부문으로구성되어있으며부문 1은부지특이적위해성평가에대한내용으로구성되었고, 부문 2, 3은각각인체및생태위해성평가방법에관한지침으로구성되었다. 온타리오주정부에서제안한인체건강위해성평가방법은다음 4가지단계로구성되어있다. - 유해성확인 : 토양, 지하수, 공기등의지형학적특징및부지의활용도, 수용체의활동패턴, 수용체의민감도등에대한고려가필요 - 독성및용량 -반응평가 - 노출평가 : 다양한노출경로와경로별노출인자를활용하여노출량을산정 ( 그림 2-3) - 위해도결정 : 독성정보와노출량값을이용하여위해도를평가하며그에대한불확실성및위해도를줄이기위한방안및대책을제안 < 그림 2-3> 캐나다의토양오염지역인체위해성평가체계

26 16 PCBs 토양오염지역위해성평가 3) 호주호주는 NEPM(National Environment Protection Measure) 상의 Site Contamination Policy Framework 를통해오염부지에대한위해성평가방법을제공하고있다. NEPM 지침은크게 2 단계 (Schedule A, Schedule B) 로구성되어있다. Schedule A 는오염지역에대한확인과정으로예비조사와상세조사를통해오염지역부지평가를수행하게되는데, 고려되어야하는사항으로서자료의질, 과거부지이력, 지역의수리학적지질학적특성, 시료채취방법과전략수립등이포함된다. Sch ed u le B 는오염지역의위해성평가에대한일반지침으로서아래의 10 개세부지침으로구성되어있다 ( 그림 2-4). (1) 토양및지하수에대한조사농도에대한가이드라인 (2) 데이터수집, 샘플디자인및문서작성에대한가이드라인 (3) 오염된토양의실험실분석에대한잠재적가이드라인 (4) 인체위해성평가방법론에대한가이드라인 (5) 생태위해성평가의가이드라인 (6) 지하수오염의위해성평가를기반으로한가이드라인 (7A) H ea lth ba sed 조사농도에대한가이드라인 (7B) 노출시나리오와노출설정에대한지침 (8) 커뮤니티상담및위해성에대한커뮤니케이션가이드라인 (9) 오염지역평가중인체와환경의보호가이드라인 (10) 관련전문가와환경감사의역량에대한가이드라인

27 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 17 < 그림 2-4> NEPM 에서제안하는오염지역평가절차

28 18 PCBs 토양오염지역위해성평가 4) 네덜란드네덜란드 RIVM(the National Institute of Public Health and the Environment) 에서는 2001년보고서를통해토양오염에대한개입수준 (Intervention Value) 에대한평가사례를제시한바있다. RIVM 은노출평가모델을활용하여토양, 퇴적물, 지하수에대한심각한위해농도 (Serious Risk Concentration, SRC) 를도출하였다. 토양에대한 SRC 도출에사용된노출평가모델은 CSOIL이며 ( 그림 2-5) 여기에서활용된매개변수는아래와같다 ( 표 2-2). - 노출경로 : 토양섭취, 흡입, 피부접촉, 공기를통한흡입, 물섭취, 피부접촉, 샤워동안의흡입, 농작물의소비량 ( 총소비된채소들의 10% 포함 ) 등 - 화학물질의물리화학적자료 : 분자량, 용해성, 증기압등 - 독성정보 : T D I, CR, TCA, M PR 등 - 그외노출계수 : 수명 (70년), 토양섭취어린이연령 (6 세 ) 등 이렇게도출된 SR C 결과 ( 표 2-3) 는위해도에대한평가를통해부지특이적 복원정책으로연계되어토양오염관리가이루어지고있다.

29 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 19 < 그림 2-5> CSOIL 에서제안된인체노출경로

30 20 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 2-2> CSOIL에서사용된관련매개변수 매개변수 표시 관련된노출경로 단위 현재개정된수치수치 토양관련매개변수 공기용적분율 Va 실내공기 m 3.m 토양수용적분율 Vw 실내공기 m 3.m 토양유기탄소분율 foc 실내공기, 농작물소비, 음용수 kg.kg 점토함량 - 농작물소비 kg.kg 건조토양의질량용적 SD 음용수 kg.dm ph - 농작물소비 부지특이적매개변수증발하는물의유속 Ev 실내공기 dm 3.m -2.d 오염의평균깊이 dp 실내공기 m 지하수위 dg 실내공기 토양 crawlspace에서의공기압차이 Pcs 실내공기 Pa - 1 토양내공기고유투수계수 κ 실내공기 m 2-1E-11 crawlspace의공기교환율 Vv 실내공기 h crawlspace의높이 Bh 실내공기 m 실내공기로의 crawlspace 공기기여율 fbi 실내공기 노출관련매개변수토양일일섭취량 ( 어린이 ) AIDc 토양섭취 mg.d 토양일일섭취량 ( 어른 ) AIDa 토양섭취 mg.d 근채류오염분율 Fvk 농작물소비 kg.kg 활엽작물오염분율 Fvb 농작물소비 kg.kg 근채류소비 ( 어른 ) Qka 농작물소비 g.d 근채류소비 ( 어린이 ) Qkc 농작물소비 g.d 활엽작물소비 ( 어른 ) Qba 농작물소비 g.d 활엽작물소비 ( 어린이 ) Qkc 농작물소비 g.d 근채류건조중량분율 fdwr 농작물소비 활엽작물건조중량분율 fdws 농작물소비

31 < 표 2-3> 인체 SRC 도출결과 ( 예시 ) 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 21

32 22 PCBs 토양오염지역위해성평가 5) 일본일본의경우토양오염대책법에서토양오염에의한위해성을사람의건강과관련되는피해를일으킬우려가있는것으로다음두가지관점에서고려하고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 특정유해물질이들어있는오염토양을직접섭취하는것에의한위해성 특정유해물질이들어있는오염토양으로부터특정유해물질의용출에의한 오염지하수등의섭취에의한위해성 지하수등의섭취에의한관점에서는토양오염과관련하여환경기준에서용출기준항목을대상으로하는것과사람이직접섭취할가능성이있는토양중고농도로축적될수있다고생각되는중금속에대해직접섭취에의한위해성관점에서토양오염물질및기준을정하고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 환경기본법에따라 1991년에설정된현행의토양환경기준중, 수질정화및지하수함양기능을보전한다는관점에서수질환경기준중사람의건강보호에관한환경기준의대상이되고있는항목이있다. 이항목은토양무게의 10 배의물로관련물질을용출시켜, 그용액중농도가각각의수질환경기준값이하일것을환경상조건으로용출기준을정하고있다. 이기준은사람에대한노출이라는관점에서는토양중유해물질이지하수에용출되고그지하수를섭취한다고하는경로에대해설정되어있는것이다. 한편 2000년 1월부터시행된다이옥신류대책특별조치법에서다이옥신류에관련된토양환경기준은지하수를경유하는경로가아니고오염토양을직접섭취또는피부접촉 ( 흡수 ) 하는노출경로 ( 직접섭취 ) 에대해설정하였다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 노출경로는오염토양에의한유해물질의사람등에노출경로에대해서는 사람의건강보호관점 및 생활환경 ( 생태계포함 ) 보전의관점 으로정리할수있고, 각각에대해 오염토양의직접노출 및 다른매체 ( 대기, 공공수역, 지하수 ) 를통한노출 로나눌수있다. 사람의건강관점에서노출경로는다음과같이구분하고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008).

33 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 23 오염토양의직접노출 ( 오염토양의섭취및피부접촉 ) 다른매체 ( 대기, 공공수역, 지하수 ) 를통한노출 : 지하수등으로의용출 ( 음용등 ), 대기중으로의휘발 ( 흡입 ), 공공수역으로토양입자의유출 ( 어패류축적을통한섭취 ), 농작물, 가축에축적된후섭취 현재의용출기준은지하수등으로용출에의한음용을노출경로로보고설정하고있다. 트라이클로로에틸렌등휘발성 4물질에대해오염토양위에있는성인의코나입의높이정도인 1.5 m 높이에서대기환경기준을초과하는수준의대기오염을일으키는토양오염은토양용출기준도초과할가능성이높다고판단하고있으며, 대기환경기준을초과할가능성이있는오염토양의농도수준은모델에의한계산정도의추계는가능하지만, 오염의규모와범위, 깊이, 토질, 노출장소의지형조건및기상조건등에의해많이좌우된다고하고, 또새로운부하가없는경우에는시간과함께오염토양이감소하여대기중휘산되는양도감소해간다고고려하고있다. 이노출경로에대해서는현시점에서반드시관련된데이터등이충분하지않으므로, 앞으로표층토양조사시오염지의지상 1.5 m 의대기농도를측정하여대기환경기준을초과하는경우연속측정을하는등오염지에서의대기농도실태파악및조사연구를하여필요하다면새로이검토하기로하고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 오염토양직접섭취의경로와관련된위해성평가는음식물에서화학물질을섭취하는경우농약은작물에서의섭취비율을 8할, 음료수로부터섭취비율을 1할, 기타로부터섭취비율을 1 할로하는것을기본으로하여등록보류기준이설정되어있다. 또최근에는다이옥신류대책특별조치법에의거하여대기, 수질, 토양과관련된환경기준이설정되어있지만, 토양에대해서는오염토양으로부터직접섭취 ( 섭식또는피부접촉 ) 에의한건강영향이우려되기때문에이러한노출경로와관련된토양환경기준이설정되어있다. 이들다이옥신류와관련된토양등의환경기준치로부터 TDI에차지하는비율을계산하면토양으로부터의섭취비율은약 10% 정도 ( 음식물로부터의흡수율과토양으로부터의흡수율차이를고려하지않는경우에는 7~8% 정도 ) 가된다. 또그수치기준이다이옥신류대책특별조치법에서대책발동의요건이되고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008).

34 24 PCBs 토양오염지역위해성평가 일본의경우최초로토양오염잠정기준설정을위해위해성평가기법을도입한사례는다이옥신이다. 이잠정기준의설정은일반주거지만을대상으로하고있다. 노출평가를고려할때토양중다이옥신류의저감기준은거주지, 농경지, 공공수역을경유한지역별로설정할것을제안하고있다. 거주지등에서다이옥신류에의해고농도로오염된토양의경우, 오염토양으로부터노출저감을위한기준설정을위해서는우선노출평가시나리오를설정하고토양으로부터의다이옥신류의노출량을추정한바있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 6) 국가별비교국가별토양인체위해성평가방법은큰틀에서볼때, 대상부지에대한평가, 유해성확인, 독성평가, 노출평가, 위해도결정의 5 단계로구성된다고볼수있다. 그러나각세부적인단계에있어국가별특이성이반영된차이가존재한다. 현재까지토양인체위해성평가방법은각국가별로평가방법에대한개선과지침마련을위해꾸준한노력이지속되고있으며, 특히부지특이적위해성평가와위해도관리방법에있어국가별특이성에맞는방법확립이모색되고있다.

35 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 25 다. 생태위해성평가기법 1) 미국미국은 RBCA 에기반을두어노출평가및위해성평가를통합하고, 합리적이며비용효율적인측면을강조한생태위해성평가방법을사용하고있다. 법적인강제성은가지고있지않으며, 연방환경청과주정부, 오염원인자간의합리적인합의를통해체계적인정화를위한생태위해성평가를수행하는절차는다음과같이총 5단계로구성되어있다. 계획 자료 및 정보 수집 분석 및 평가 의사결정 정화조치 생태에기반한 RBCA(Eco-RBCA) 는생태자원보호라는목표를달성하기위하여 RBCA 에기반한위해성평가과정을보강하여제시되었으며, 단계적접근방식으로생태위해성평가를유연하게실시하여그결과를위해도관리에활용한다. Eco-RBCA 의기본적인요소는 1 오염지역부지평가, 2 노출, 영향, 위해도에대한단계적평가, 3 위해도에기초한관리방안결정, 4 정화조치및모니터링등으로구성되어있다. Eco-RBCA 는크게 3개의단계와구체적인 10 단계로구성되어있다. 첫번째단계에서는기존에조사된모니터링자료들을이용하여기초적인위해성평가를실시한후오염수준의허용여부를결정하여필요시합리적인정화가능성을판단한다. 두번째단계에서는오염지역의부지특성이반영된자료를조사하여해당지역의특성에맞는위해도수준을산정하고, 세번째단계에서는생태계를포함하는위해성평가등오염지역에서보다구체적이고포괄적인위해성평가를실시한다. 또한 Eco-RBCA 의세부적인생태위해성평가의 10 단계는다음과같다 ( 그림 2-6).

36 26 PCBs 토양오염지역위해성평가 단계 1. 초기 오염지역 부지평가 ( 주 대상오염물질, 다른 환경매체의 영향범 위, 잠재적 이동경로및 수용체등에 관한정도를조사하여 Tier 1 의 요약보고서 작성 ) 단계 2. 지역분류와 초기응급조치 ( 필요시 추가정보조사 및 재분류 ) 단계 3. Tier 1 평가 ( 잠재적 오염원, 이동경로, 노출경로 확인 및 T ie r 1 의 정화목표 산정 ) 단계 4. 오염물질의 농도 및 정화방법 적용여부 파악 후 단계 이동 단계 5. Ti er 2 평가 ( 추가 세부자료 수집 ) 단계 6. 오염물질농도 및 중간정화방법 적절성 판단 후 단계이동 단계 7. Ti er 3 평가 ( 추가세부자료 수집 ) 단계 8. 오염물질농도 및 중간 정화방법 적절성 판단 후 단계이동 단계 9. 정화작업 프로그램 ( 정화방법 및 복원목표를 고려한 비용효율적인 방안을 설정하여 운용 ) 단계 10. 이행결과모니터링 ( 연속적인모니터링이필요시 복원목표 달성여 부 모니터링 ) Eco- RBCA 를위한오염지역부지평가는오염지역의물리 화학적자료를수집하는것으로시작하며, 시료의분석은공인된방법을이용하여야하며그검출한계를명시해야한다. 또한오염물질의이동경로나노출경로, 잠재적인수용체등에관한현장자료의수집및평가는현장의개념부지모형 (conceptual site model, CSM) 을구축하는데필수적인요건이다. 그리고일반적으로아래와같은요건들이충족되어야한다. 현행법적규제수준 과거의오염여부 현재및미래의토지이용용도 오염물질의종류, 오염원의위치 각매질별오염물질의최대농도 ( 예 : 토양, 공기, 토양가스, 지표수, 지하수등 ) 노출지점에서의오염물질농도 ( 예 : 근처우물이나지표수의오염농도등 )

37 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 27 수용체 ( 인간또는생태계 ) 로의예상가능한잠재적노출경로 오염물질의이동및거동에관한정보 지하수와지표수의이용실태및가능성 현장의수리, 지질학적특성 ( 예 : 지하수층깊이, 지하수흐름방향및유속, 지하수수질, 수리전도도, 대수층두께등 ) 된다. 상기한자료들은 Tier 1, 2 의평가에이용되며, 다음과같이크게 3 단계를거치게 1단계 : 계획단계및범위지정, 기록사이트정보및데이터, TPDs 를통해자료수집후범위지정 2단계 : 개념부지모형 (conceptual site model, CSM) 구축 3단계 : 분석및평가

38 28 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 2-6> Eco-RBCA 흐름도

39 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 29 2) 캐나다온타리오주의오염지역에대한위해성평가및개선을위한지침서를보면, 부지특이적위해성평가를실시하고위해성평가의원칙과접근방식은 Background Documentation for the Development of the MPC Numerical Standards, 슈퍼펀드지역에대한위해성평가가이드, A Framework for Ecological Risk Assessment: G en e ra l Gu id a n ce 등 3 가지근거를활용한다. 또한부지특이적위해성평가는 1 오염물질농도에대한평가는일반적인기준에부합한가?, 2 오염물질에의해영향을받을수있는잠재적으로민감한지역을식별할수있는가?, 3 적절한일반적인기준에부합하는기술과경제적타당성평가를내릴수있는가? 등의접근방식을취한다. 생태위해성평가의기본구조는다음과같이 3 가지수준의위해성평가로구성된다. 스크리닝수준에서의위해성평가 - 특정한생태학적수용체에대한잠재적위해성을 1 차적으로평가하는것으로, 기존자료를수집하여검토하는오염지역에대한사전연구 예비정량적위해성평가 - 수집된자료를활용하며특정한생태학적수용체에대한사전정량적위해성을확인하기위한생태위해성평가의목적에맞는오염지역에대한자료를수집 세부정량적위해성평가 - 예전에확인된자료에서의불확실성을줄이고자오염물질의이동, 노출경로, 생태평가및독성평가를정량적으로평가 생태위해성평가에필요한요소는다음과같다. 수용체특성정의 - 오염물질들로부터특정한생태학적수용체를보호하기위하여수용체의특성을파악 노출평가 - 노출평가를통해잠재적인문제를확인하며, 특정한생태학적수용체에대한잠재적노출수준을평가 ( 노출규모, 빈도, 기간등에대한평가를포괄 ) 유해성평가 - 유해성평가는지정된오염경로를통해노출된개인또는

40 30 PCBs 토양오염지역위해성평가 집단의유해성을확인하여노출범위와위험도를예측 ( 잠재적인부정적효과와발생확률평가 ) 위해도산정 - 수용체특성, 노출평가및유해성평가를통해위해도를산정하여종합적인위해성평가결과를도출 3) 호주호주는오염지역에대한생태위해성평가를실시할경우, 일관되고합리적인접근을목적으로하며, 토양생태위해성평가는 3개의수준 ( 수준 1, 2, 3) 에서시행될수있으며, 구체적으로 5단계의생태위해성평가를실시한다. 생태위해성평가의 3 개수준은다음과같다. 수준 1 - 스크리닝수준의생태위해성평가 수준 2 - 문헌조사를바탕으로관심물질에대한부지특이적인생태적조사농도 (E colog ica l In vestiga ti on Le ve l, E IL soi l ) 를유도하여설정하며, 오염지역토양에서의관심물질농도를측정하고이를 EIL soil 과비교하여위해정도를파악 수준 3 - 수용체판별, 노출평가및독성평가처럼부지특이적자료를수집하고, 수집된자료를바탕으로 EIL soil 을유도, 최종적으로관심물질의토양농도를 EI L soil 과비교 5 단계의생태위해성평가는다음과같다. 1 문제설정 : 생태위해성평가의목적을설정하고달성하는데에필요한자료를확인, 오염지역에대한생태위해성평가의목적은위해도관리를위한특정지역에서의오염물질에의한영향을확인 2 수용체판별 : 오염물질에노출되는모든종에대한것은아니며, 위해대상또는보호대상이되는종을설정 3 노출평가 : 잠재적노출경로확인및노출기간, 노출량예측 4 독성평가 : 오염물질에의한독성영향및수용체의민감도를평가하며, 노출

41 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 31 평가와결합하여부지특이적가치있는생태에대한잠재적영향을파악 5 위해도산정 : 수용체에영향을주는개별관심물질의수준에의해결정된노출과독성정보를조합하여관심물질의토양농도와관련있는 EIL soil 과비교하여일어날수있는영향을예측 위해도관리를위한결정은생태위해성평가를통한위해도특성과위해도를고 려하여결정하며, 경제 생태 사회적인자를고려하여다음과같은 4 가지종류의 결정중하나를선택한다. 1 No action - 생태학적 영향이 일어날 것 같지 않은 경우와 지역 관리 및 보수, 모니터링 및 추가적 평가가 필요없는 경우 2 모니터링 - 생물 생태 화학적 모니터링을 포함하며, 영향이 발현되었거 나발현된 지역또는 향후발현될 것으로추정되는 지역에 한하 여 위해성평가 결과가 분명하지 않은 경우, 추가적으로 불확실 한 결과를 허용하기 힘든 경우 ( 생태학적으로 민감한 지역 ) 3 부지관리 / 정화 - 관심물질의 토양내 농도가 EIL soil 보다높을 경우와 허용수 준까지 생태학적 영향을 감소시키기 위한 제약이 가능한 경우 4 다음 수준의위해성평가단계로이동 - 관심물질의토양내 농도가스크리닝 수준에서 유도된 EIL soil 보다 높고, 추가적인 위해성평가를 실시하는 것이 최대의 비용효율 또는 생태적 으로 민감한 단계라 판단되는 경우

42 32 PCBs 토양오염지역위해성평가 4) 네덜란드 네덜란드는 오염지역에 대한 생태위해성평가를 위한 의사결정 지원시스템 (Decision support system, DSS) 을 위한원리와 개념을 도입하였다. DSS는 수평적 으로 고려되어야 할 여러 가지 사항에 대해 특정부지에서의 위해도를 관리하고, 오염토양의 적합한 해결방안을 도출한다. 생태위해성평가는 복잡하고 다양한 단계를 거치는데 이는 단계별 접근방법으 로이루어지며, 수집된 자료를구축하거나각 단계의결정을 위해서는 DSS 가이용 된다. < 그림 2-7> 네덜란드생태위해성평가의기본흐름도 < 그림 2-7> 은네덜란드생태위해성평가의기본흐름을보여주는것으로서, 제 1 단계에서는부지특성을규정하고토지이용을분류한다. 예를들면토양특성 (ph, 유기물함량, 토양유형, 오염정도등 ) 및정보 ( 공장부지, 농경지등 ) 등을수집하고토지이용을산업지역을포함한포장도로, 도시주거지역을포함한휴양지와녹화지역, 농업지역, 자연지역등으로분류한다. 제 2 단계에서는생태적관점에서토지이용에대한생태양상 ( 포유동물및조류주요종등 ) 에대해정의하고이를명확히하는단계이다. 제 3 단계에서는제 1, 2 단계에서의결과를이용하여부지특이적인

43 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 33 생태위해성평가를실시하는단계이다. 이때단계별접근방법 (tiered approach) 을 적용하여최종적인생태위해도를도출한다. 5) 국가별비교국가별로보면대부분개념적으로후향적 (retrospective) 생태위해성평가방법을채택하고있으며, 평가대상은노출지향생태위해성평가로서생태위해성진단및생태위해요인확인을위한생태위해성평가를시도하고있었다. 토양생태위해성평가에서오염지역부지특성평가를채택하는경우도있지만, 반대로가치있는생태자원보호를위해생태계또는생물자원에초점을두는경우도있다. 유럽의경우토양생태위해성평가를위한가이드라인이충분하지않았으며, 인체위해성평가를위한하위단계로활용하고있었다.

44 34 PCBs 토양오염지역위해성평가 라. 부지특성조사방법 1) 미국미국에서는조사대상지역선정과관련한오염지역부지평가가중요한요소로작용하고있다. 부지특성조사를통해부지고유인자나기본값을사용해서각오염물질의부지특이적선별기준치를산정한다. 화학물질이유출된지역은화학물질자체의물리 화학적특성, 광범위한화학물질의종류에의한복잡성, 인간과환경에대한위해성으로인해매우다양한차이를형성한다. 따라서부지특성에대한아래의항목들을조사및평가하게된다. 적합한 규제 필요사항 해당 지역의 부지사용이력, 화학물질 유출 사례 및 과거 지역 평가 정보 등을 통한 관심 대상 화학물질 종류, 오염원, 오염원 지역 관심대상 화학물질에 대한 오염원, 오염원 주변 지역 특성 노출경로상의각 매체 ( 대기, 토양, 토양가스, 지표수, 퇴적물, 지하수 ) 에서의 최대 농도 대상 수용체 정보 수용체에 대한 노출 거동 특성 ( 지하수 거동, 토양 등을 통한 증기 전이 등 ) 향후 토지이용계획 주 단위, 지역 단위 지하수 분류 정보 해당지역의 수리학적, 지질학적 특성 해당지역 관심대상 화학물질 농도의 신뢰한계 환경매체에서의 배경농도 화학물질 농도의 시간적 변화 특정 지점 ( 관정, 수도관 및 하수관 등 ) 주변에서의 대상 화학물질 농도

45 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 35 2) 캐나다캐나다의부지특성조사의목적은오염물질의존재, 원인, 성질, 정도를파악하고그로인해오염물질이인간과환경에어느정도의피해를주는지결정하는데있다. 조사절차는예비부지조사, 현장조사 ( 부지스크리닝방법 ), 포괄적지중조사, 현장시료분석, 복원조사등 5단계로구분한다. 3) 네덜란드 네덜란드의부지특성조사는다음과같이일반적으로예비조사, 예비검토, 부지 조사등 3 단계로나눌수있다. 1 예비조사예비조사는대상지역의오염원을밝히고정량화하는데그목적이있다. 문헌을중심으로오염지역에대한정보를사전에수집하고분석하게되는데, 오염지역에대해조사할내용은다음과같다. 부지와주변지역의위치, 상태 주변의음용수시설과우물이오염물질에노출되어있는지에대한확인 잠재오염물질의생산, 가공, 저장에대한자료 오염부지의토지사용이력및주변부지의오염물질에대한정보 토양과지하수관련자료 ( 지하수흐름과오염원과의연관성등 ) 주변환경에대한정보 ( 지표수및해수등의영향에대한평가등 ) 위와같은정보를바탕으로현장에서토양과물을채취할지점을선정한후 측정 분석한다. 문헌정보와토양 물의측정분석결과를토대로오염물질거동에 대한가설을세운다. 2 예비검토 이 단계에서는 오염물질에 대한 보다 정밀한 조사 및 분석을 요구한다. 오염물 질 농도가 ( 간섭수준 + 목표수준 )/2을 초과하면 오염정도가심각하다는 것을 말하

46 36 PCBs 토양오염지역위해성평가 므로다음단계의조사가필요하다. 반면에오염물질농도가목표수준을초과하지 만 ( 간섭수준 + 목표수준 )/2 이하일경우에는조사를진행하지않는다. < 표 2-4> 네덜란드의환경정화목표 목표정의 목표수준 (Target value) 한계수준 (Limit value) 간섭수준 (Intervention value) 인간, 식물, 동물, 생태계에영향이없는오염물질의수준을말한다. 환경중어떤부분에서목표수준 (target value) 을만족시키지못할때이수치가적용된다. 이수치는일정기간내에도달및준수되어야하는환경수치이다. 허용할수없는수준에도달되어특별한조치가취해져야하는단계를나타낸다. 조취가바로취해질때에는부지특성요소가중요하다. 3 부지조사이단계에서는오염물질농도를정확히조사하고, 오염물질확산과노출가능성에대해평가를한다. 정밀한조사를수행하고수리학적 지리학적조사이외에도토양의물리 화학적특성조사를실시한다. 이조사를바탕으로오염물질확산과노출가능성에대한평가와실내공기또는음용수에대한조사도하게된다. 그결과에따라정화의긴급성과적합한처리기술을결정한다.

47 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 37 마. 평가사례 ( 미국슈퍼펀드 NPL부지, EPA/ROD/R ) 1) 요약버지니아주 Dahlgren 시에위치하고있는부지 46 에대한것으로서, 정화활동은미국해군이미국연방환경청의지원을받아진행하였다. 버지니아주정부가정화활동에동의하였으며, 해군이부지정화를위한비용을부담하였다. 2) 오염부지 위치 및 특성 부지 46은 Stump Dump Road로부터 약 250 ft 남쪽에 위치하며, Gambo Creek 지류에 위치하고 있다. 차수처리되지 않은 지역이 1940년대부터 1960년대 후반까 지, 생활폐기물, 전자부품, 건설폐기물 및 기계류 폐기물 등의매립을 위해사용되었 다. 3) 부지특성위해성평가과정에있어핵심적인요소는개념부지모형 (conceptual site model, CSM) 을개발하는것이라고할수있다. CSM 은위해성평가에서고려되어야하는가능한노출경로와수용체를규명하기위해부지의물리적인특성, 노출인구, 오염원인, 오염물질의이동등의정보를통합하는과정인데, 적절하게개발되어진 CSM 은정화의필요성을확인하는과정에서위해도관리를돕고오염부지에서의위해도를더잘파악할수있도록하는역할을한다. CSM은오염원, 오염물질의환경유출기작, 이동경로, 노출경로, 잠재적수용체등의관계를설명하게된다. 다음 < 그림 2-8~9> 는해당부지에적용가능한 CSM 를보여주고있다.

48 38 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 2-8> 인체위해성평가시개념적부지모형

49 < 그림 2-9> 생태위해성평가시개념적부지모형 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 39

50 40 PCBs 토양오염지역위해성평가 오염측정결과, 오염원은부지 46에매립처리된매립재인것으로확인되었고매립재는중금속, PAHs, PCBs 등을포함하고있었다. 2000년 4월에굴착을통해오염원의특성이확인된바있으며, 매립재의 70% 정도가나무, 나무그루터기, 철도고정부산물이었으며, 30% 정도는금속부산물공사 건설자재등이었다. 오염특성을보면 21 종의준휘발성유기화합물 (SVOCs) 이표토에서측정되었으며, 17 종의 PAH 화합물이모든표토에서측정되었다. PCB 화합물의 Aroclor-1254 와 Aroclor-1260가표토에서측정되었고, 4,4'-DDT, 4,4'-DDD, 4,4'-DDE, aldrin, endosulfan II, endrin ketone, 및 methoxychlor 등을포함한 7종의살충제또한관측되었다. 지하수, 퇴적토, 지표수등에대한조사도이루어졌고, PCBs 로인한오염은발견되지않았다. 4) 부지 위해도 인체 및 생태위해성평가가정화조사 및 타당성분석 (RI/FS) 보고서에서다루어 졌다. 현재 및 장래 시나리오에서 허용불가능한 인체 건강위해도는 예측되지 않았 으나, 식물 및 동물의경우 지표수및 심토내의 PAHs, 살충제, PCBs, 카드뮴, 수은, 아연등에 의한위해도와 퇴적토내의 PAHs, 카드뮴, 구리, 납, 니켈, 아연에 의한 위해도가 나타났다.

51 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 41 < 인체건강위해도 > 기준위해성평가는정화작업이이루어지지않았을경우의위해도를추정하기위함이며정화작업이이루어져야할필요가있는노출경로및오염원에대해기본자료를제공하는것이목적이다. 인체위해성평가결과, 정화가필요하지않다고나타났기때문에여기에서는간략한평가결과만을제시하였다. 우려화학물질확인잠재적우려화학물질과토양및지표수, 지하수의어류조직내에서의잠재적우려화학물질의노출농도를예측하였으나, 이러한매체로의노출의부족으로인해지표수나퇴적토에서는잠재적우려화학물질이규명되지않았다. 노출평가휴양객 ( 성인 및 아동 ) 은 표토에의 노출에 대한 인체위해성평가 결과 잠재적인 수용체로 평가되었고, 생선의 섭취는 성인 휴양객만을 대상으로 평가하며, 장래 잠재적인 수용체로서는 공사장 작업자, 상업종사자, 장래 주거자 등을 포함하였다. 독성평가평가된모든매체에서의잠재적우려화학물질에대한발암위해도는 < 표 2-5> 에나타내었다. 잠재적발암유발물질에의노출과관련된초과수명발암위해도를예측하기위해미국환경청의발암평가그룹에의해서발암기울기인자 (Ca n ce r slope factors, CSFs) 가개발되었다. CSFs를잠재발암물질의섭취량추정치에곱하면당해섭취수준과관련된노출에의한초과수명발암위해도의상위한계치를만들어낸다. 이때상위한계치는 CSFs로부터계산된위해도의보수적인예측을의미한다. 이러한접근방식은실제발암위해도를과소평가할수있으며, CSFs는동물에서인체로의외삽결과와불확실성요인들을고려한인체역학조사및만성동물생체량조사등의결과로부터도출될수있다. 비발암성영향을나타낼수있는화학물질에의노출에의한잠재적건강이상을나타내기위해 Reference doses(rfds) 가있는데, RfDs(mg/kg-day) 는일일노출

52 42 PCBs 토양오염지역위해성평가 수준 (lifetime daily exposure levels) 을예측하며, 예측된환경매체로부터의화학물 질의섭취량과 RfD 값의비교가이루어질수있으며, RfDs 는불확실성요인들을 고려한인체역학조사및만성동물조사등의결과로부터도출될수있다. 위해도결정 발암물질의위해도는보통다음의수치로표현될수있다. Risk = CDI x SF 여기서, Risk 는 암이발생할 확률 ( 예를들면 10-6 ), CDI는 70년 평균 일일평균섭 취량 (m g/kg -d a y ), SF 는 발암기울기인자 (mg/k g- da y -1 ) 이다. 보통 발암위해도는 확률로 표현되며 미국 환경청의 일반적인 수용 위해도의 범위는 10-4 에서 10-6 까지 이다. 유해지수 (Hazard Index, HI) 는 모든 우려대상 화학물질에 대한 HQs의 값의 합으로 표현되며, HI이 1 이하이면 각각의 다른 오염물질로 부터의 H Qs 의 합에 근거하여 볼 때 모든 오염물질로부터의 비발암독성이 발현 가능성 없음을 의미하 며, HI 가 1 이상이면 대상부지에의노출로인한인체건강위해도가존재함을 의미한 다. 또한 HQ 는 HQ = CD I / R fd 을 이용하여 계산되어진다.

53 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 43 < 표 2-5> 경구및피부의발암독성 ( 예시 ) 관심대상오염물질 경구발암기울기인자 경구- 피부조정인자 조정된피부발암기울기 단위 증거가중치 / 발암특성 자료출처 날짜 Arsenic (mg/kg-day) -1 A IRIS 10/5/00 Benzo(a)anthracene 7.3E-01 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Benzo(a)pyrene 7.3E+00 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Benzo(b)fluoranthene 7.3E-01 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Diobenz(a.h)anthracene 7.3E+00 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Indeno(1,2,3-cd)pyrene 7.3E-01 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Carbazole 2.0E-02 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Aroclor E E+00 (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 Aroclor E E+00 (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 4,4'-DDT 3.4E-01 NA NA (mg/kg-day) -1 B2 IRIS 10/5/00 IRIS: Integrated Risk Information System EPA 그룹 : A - 인체발암성물질 B1 - 인체에게제한된발암물질영향을나타내는물질 B2 - 동물에서의충분한증거가인간에의부적절한증거또는증거가없음을나타내는물질 C - 인체발암성물질인지여부가알려지지않은물질 D - 인체발암성으로부터분류될수없는물질 E - 인체에대해발암성이없음이증명된물질

54 44 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 생태위해성평가 > 생태위해성평가는생태계의잠재적위해도를확인하고위해도의특성을평가하기위한것이며, 평가는부지 46 또는인근에존재하는각각의서식처형태에서위해도에노출될수있는군집이나개체군을확인하는것으로시작된다. 생태적우려화학물질확인수환경및토지환경에서의서식처내식물및동물에대해평가를실시하였는데, 우선각매체에서의최대농도값과미국환경청지역 III의생물학적기술지원그룹 (Biological Technical Assistance Group, BTAG) 의선별기준값과비교한다. 몇몇야생종에대해서는측정된화학물질의최대경구섭취량을 Reference doses 와비교하여평가하였다. 측정된모든화학물질은단순먹이사슬모델을이용하여스크리닝되었고, 야생생물에대한잠재적인영향도예측하였다. 위해도스크리닝결과, 휘발성유기화합물질, 준휘발성유기화합물질, 살충제, PCBs, 중금속을포함한 63종의생태적우려화학물질을선정하였다. 노출평가부지의식물상등을구체적으로조사하고, 또한부지의고도특성, 매립지의토양특성등도함께조사한다. 부지인근습지는 the Gambo Creek 염습지와연결되며, 부지 46 에서담수로의전이를시작하였다. 이러한전이식물상등은염습지의식물특성과염분에서담수조수의영향을받은습지식물들을포함하고있으며우점수목은 red maple, black cherry, black locust 등을포함한다. 폐기물매립부지또는이동된오염물질과인접한육상식물및토양동물에대한노출경로를예측하였다. 습지퇴적토내의수생식물및동물또한침전된화학물질에노출될가능성이있으며, 오염된물질의섭취등을통해야생생물들이노출가능성이있다 ( 먹이연쇄에서축적이되는화학물질만을고려함 ). 또한오염된먹이를통한섭취이외에도일시적인토양, 퇴적토의섭취, 피부를통한흡수, 휘발물질의호흡등의노출경로를포함할수있다. 피부흡수의정량화또는호흡경로등은정보의한계로인해어려운작업이고이러한경로대부분의경우중요하지

55 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 45 않은것으로인식되어져, 당해위해도예측에서도고려되지않았다. 또한오염된 지표수와의접촉을통한노출도나타날수있으나, 이러한노출경로또한부지 46 에서는고려되지않았다. 생태영향평가오염된토양, 수체, 퇴적토등과의직접적인접촉을통한노출과오염된먹이의섭취로인한노출경로가발생할수있다. 그러므로본부지에서는다수의수용체그룹 ( 수생식물군집, 저서동물군집, 어류군집, 수생생물을섭취하는조류개체군, 토양무척추동물을섭취하는조류개체군, 육식조류개체군, 잡식조류개체군, 육식포유동물개체군, 잡식포유동물개체군, 수생생물을섭취하는포유동물개체군, 토양무척추동물을섭취하는포유동물개체군, 초식포유동물개체군, 육상식물군집내개체군, 양서류및파충류개체군등 ) 의성장, 번식, 또는장기적생존에장애를초래할수있는위해도를평가하였다. 그다음단계로생태적우려화학물질의직접적인급성및만성독성을평가하였다. 급성독성과관련하여 Federal Ambient Water Quality Criteria and secondary acute values for surface water, Effects Range-Median(ER-Ms) for sediment, a soil criteria from the Netherlands (in which hazardous concentrations cause harm to 50 percent of the animals tested) 등의가이드라인수치를검토하였고, 만성독성과관련하여서는 chron ic F ed e ra l A mbi en t Wa te r Q ua lity Crite ri a a n d secondary chronic values for surface water, Effects Range-Low(ER-L) for sediment, Oak Ridge National Laboratory(ORNL) soil Preliminary Remediation Goals (PRGs), US EPA Region III BTAG screening levels for soil 등의가이드라인수치를적용하였다. 먹이사슬은모든생체축적가능한관심오염물질에대해서육상, 수생수용체를대상으로평가하였고, 조류와포유동물의먹이사슬노출평가를위해서무관찰역효과수준 (NOAEL) 과최저관찰역효과수준 (LOAEL) 수치가이용되었다. 또한어류내조직의농도로인한위해도는저 (5%)- 중 (50%) 수준의 LOAEL 값의위해도를나타내는것으로문헌을통해확인하였다.

56 46 PCBs 토양오염지역위해성평가 생태위해도 결정 직접적으로오염된 매체에 노출되는 수용체의경우, 부지의농도와 급성가이드 라인 수치값과 비교함으로서 위해도를 특성화하였다. 계산된 Hazard Quotient (HQ) 값이 1이상인 경우 잠재적 위해도를 나타내게 되는데, 먹이사슬 경로를 통한 수용체의 경우, 예측된 oral doses 또는 body burdens 값을 독성기준값 (reference values) 과 비교하였다. 조류 및 포유동물의 경우, 계산된 오염물질 양과 oral 독성 기준값 (reference values) 을 비교하였으며, 어류의 경우 가이드라인 농도와 비교하 였다. 이러한비교분석은 또한소화기능의다양성, 오염부지에의부분적 노출, 오염 물질의 생물학적 이용도 등과 같은 요인들과 함께 고려하여 결론을 도출하였다. 토양내 식물과무척추동물의경우 PAHs 와 PCBs 에 대한위해도수준은 HQ 값 이 1~7 정도의 수준으로 낮거나 중간 정도의 위해도를 나타냈다. 지표수의 경우 금속만이우려되는 수준이었으며, 특히 철과알루미늄의경우 HQ 수치가높게 나타 났다. 이처럼 HQ 수치를계산함으로써 다양한수용체 등에 대한위해도를특성화하 였다.

57 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 47 < 생태위해성관리 > 부지농도를배경농도와비교하는것이각각의관심오염물질에대한정화필요여부를결정하기위해사용될수있다. 부지 46 의경우, 표토내의디엘드린, 엔도설판, 베릴륨, 크롬, 망간, 바나듐에대해서는배경농도와비슷한것으로나타났고, 퇴적토의경우, DDTR, 바륨, 코발트는배경농도보다낮은값을나타내었다. 정화의필요성을확인하기위해서는기타요인에대한추가적인고려가필요한데이는정화가비용을초래하고현환경의교란을초래하는작업이기때문이다. 추가적으로고려되어야할인자는공존하는오염물질대비대상화학물질의직접적독성값, 먹이사슬의위해도가능성, 일반화학물질의오염원으로서의지위, 측정한계치대비대상화학물질의농도비교값등이될수있다. 이러한위해성평가등의과정을통해표토의경우 PAHs, DDT, PCBs, 카드뮴, 수은, 아연의정화가필요한것으로판명되었고, 퇴적토의경우 PAHs, 카드뮴, 구리, 납, 니켈, 아연이우려할만한농도로존재하는것으로나타났다. 이러한생태위해성평가관리의결과는 < 표 2-6> 에요약되어있다.

58 48 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 2-6> 생태위해성관리 관심오염물질조사 측정치범위부지평균배경농도정화필요빈도최소최대농도최소최대유무 비고 표토 (mg/kg) Aceton 1/ ND ND N 일반실험실오염물질 Carbazole 9/ ND ND N PAHs 와공존, 저농도 Dibenzofuran 5/ ND ND N PAHs 와공존, 저농도 Total PAH 16/ ND ND Y DDTR 7/ Y DieldrinR 3/ N 배경농도이하 Total PCB 3/ ND ND Y Total Endosulfan 5/ N 배경농도와크게다르지않음 Beryllium 15/ N 배경농도이하 Cadmium 6/ Y Chromium 19/ N 배경농도와크게다르지않음 Manganese 19/ N 배경농도와크게다르지않음 Mercury 8/ Y Vanadium 19/ N 배경농도와크게다르지않음 Zinc 19/ Y 지표수 (μg/l) Aluminum 29/ * Chromium 26/ ND ND * Copper 27/ * Iron 31/ * Lead 27/ ND ND * Manganese 31/ * Nickel 28/ ND ND * Silver 11/ ND ND * Zinc 27/ *

59 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 49 < 요약, 결론및권고사항 > 인체위해성평가결과, 인체 건강에 기초한정화는 필요하지않았으나, 생태학적 위해성평가결과표토내 DDTR, PAHs, PCBs, 카드뮴, 아연, 수은 등에 대한정화는 필요한 것으로 나타났고, 퇴적토내 PAHs, 카드뮴, 구리, 납, 니켈, 아연의 정화도 필요한 것으로 나타났다. 5) 위해성평가 이후의 정화작업 절차 위해성평가결과를바탕으로정화조치의목표를설정하고, 다양한대안의정화 방법을 비교 검토하여 정화기법을 선정하고 관련 비용 및 결과물에 대한 예측을 실시한다. 이때 정화조치는 CERCLA 121조항의요구조건을 모두 충족하는 수준으 로 이루어져야 하며, 국가우선정화목록 (NPL) 부지에서 행해지는 정화조치는 연방 정부 및 주정부의 ARARs를따르고, 비용측면에서효과적이며 환경및 인체건강을 보호하는 적절한 수준을 충족시키도록 이루어져야 한다는 관련 규정 등을 따르게 된다.

60 50 PCBs 토양오염지역위해성평가 2. 국내의 PCBs 토양오염현황및위해성평가현황 가. 국내의 PCBs 토양오염현황국내의 PCBs 토양오염현황을파악하기위해환경부는 2008년국내 PCBs 토양오염기초실태조사를수행하였다. 이자료에서조사대상으로는변압기제작및재활용업체각각 3개소, 절연유제조및재활용업체각각 1개소및 6개소, 변압기사용업체 9개소등총 22개소가선정되었다. 분석은토양오염공정시험방법의피크패턴법으로실시하였다. GC/ECD 의피크패턴법으로분석한결과피크패턴이모호한경우에는추가로 GC/MSD로분석하였다. 분석결과변압기재활용업체 3곳, 총 17 개의시료를분석한결과검출율이 41.2% 로가장높게나왔다. 특히업체의규모가작을수록관리가소홀한것으로판단된다. 변압기제작업체의경우에는 3곳중에총 29개의시료를분석한결과, 검출율이 31.0% 로변압기재활용업체보다다소낮은값이나왔다. 하지만일부변압기제작업체에서는 PCBs 의농도가 mg/kg으로검출되었다. 반면에절연유제조업체의토양을채취한결과, 1곳에서총 10 개의시료모두 PCBs 가검출되지않았다. 또한절연유재활용업체 6곳에서총 54 개의시료분석결과검출율이 7.4% 로변압기재활용업체와제작업체에비해낮았다. 마지막으로변압기사용업체는모두공공기관이기때문에다른업종의업체보다많은토양시료를확보할수있었다. 총 9곳의변압기사용업체의 90개시료에서 PCBs 는검출되지않았다. 결론적으로국내의 PCBs 우려지역을선정하여토양을분석한결과, PCBs 농도의범위는 0~0.398 mg/kg으로나타났다. 이러한농도범위는토양환경보전법에서정한나지역 ( 공장지역등 ) 토양오염우려기준인 12 m g/ kg 과비교하였을때매우낮은농도임을알수있다. 하지만업체에서시료채취를한지점이대부분사업장의외부라는점을고려할때, 차후사업장내부의 PCBs 농도를분석해야좀더정확한 PCBs 오염도를파악할수있을것이다.

61 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 51 나. 국내의 PCBs 토양오염위해성평가현황 폐광산 및 유류저장시설에 의한 토양오염에 대한 관심이 증가하면서 1996 년에 토양환경보전법이 제정 시행되었으며, 이 법에서 토양오염이란 인체 및 환경에 미치는 위해성 관점에서 정의되어 왔다. 오염지역의 위해성평가와 관련하여 일부 연구자들은 폐광산 중금속 오염을 대상으로 선진국에서 개발된 위해성평가방법을 적용한 바 있으나아직 구체적으로우리나라 실정에 맞는 토양오염과관련된 위해 성평가방법을 적극적으로개발 활용하지못하고있다. 다만 환경부에서는 화학물 질의 관리를 위해 제정된 유해화학물질관리법 제14 조에서 일반적인 위해성평가의 방법 절차 등을 마련하기 위해 사람의 건강이나 환경에 대한 위해가 클 것으로 우려되는 화학물질에 대하여그 독성자료와 국내 노출정보를기초로위해성평가를 실시할 수있다고규정하고있다. 이에 따라 위해성평가의대상물질 선정기준, 절차 및 방법 등에 관한 세부사항은 국립환경과학원장이 고시하고 있다. 여기서 일반적 인인체위해성평가절차로서유해성확인, 용량 - 반응 평가, 노출평가및 위해성종합 에 관한내용과생태위해성평가단계인문제의구체화, 노출평가, 생태효과및 유해 인자- 반응관계, 위해도 결정에 대해 언급하고 있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 우리나라에서 연구된 오염토양의 위해성평가는 주로 폐광산 오염토양에 대한 것으로 미래 토지용도를 고려하여 토양오염 노출 시나리오로서 토양섭취, 피부흡 수, 식품을 통한 노출 등 제한된 노출경로를 설정하고 허용위해도 수준을 정하여 이에 대한복원목표를 설정하여제시한사례 등이있으나토양오염에 대한종합적 인 위해성평가는 매우 제한적으로 연구되어 왔다 ( 환경부, 2003). 우리나라의 토양오염 위해성평가에 대한 법적 근거로는 년 토양환경보전 법 제 15 조의 5 에 토양오염위해성평가제도가마련되었으며, 이규정에서는 시 도 지사 또는 시장 군수 구청장이 토양정화를 하고자 하거나 시장 군수 구청장 이 대책지역 안에서 오염토양 개선사업을 하고자 하는 경우에는 오염물질의 종류 및 오염물질이인체와 환경에 미치는 영향을 평가하여위해성의정도에 따라 정화 범위및 정화시기를조정할 수있도록하고있다. 이러한제도의도입 취지는 토양의 특성상오염물질이수용체 ( 사람, 생물체 등 ) 에 모두 흡수 이용되어 독성을 발현하

62 52 PCBs 토양오염지역위해성평가 는것이아니므로오염물질이수용체에미치는실질적인위해성을바탕으로정화함으로써사회 경제적비용의합리적인지출을도모하기위한것으로우리나라에서는제도도입의초기단계에있다. 일차적으로 2006년환경부예규로인체를중심으로토양오염위해성평가지침을제정하면서평가의절차 내용및방법에관한구체적인사항을정하고있다 ( 환경부, 2006). 평가대상지역으로는상시측정 토양오염실태조사또는토양정밀조사의결과우려기준을넘는지역중오염원인자를알수없거나오염원인자에의한정화가곤란하다고인정되는지역, 토양환경보전법에따른토양보전대책지역에서오염원인자가존재하지않거나오염원인자에의한오염토양개선사업의실시가곤란하다고인정되는지역으로하였으며, 토양오염위해성평가대상오염물질은유류중벤젠, 에틸벤젠, 톨루엔, 자일렌과중금속류중카드뮴, 구리, 비소, 수은, 납, 6가크롬, 아연, 니켈에한하고있다. 단발암 ( 의심 ) 물질은벤젠, 비소, 카드뮴, 크롬, 니켈로하며, 이외의물질은비발암물질로구분하고있다 ( 한국지하수토양환경학회, 2008). 따라서 POPs 오염물질의하나인 PCBs 에대한평가기술확대및복합오염물질의위해성산정방법의체계화에관한연구가필요하다.

63 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 오염물질특성에따른위해성평가기법 가. 비용효과적인 PCBs 측정 분석방법 PCBs 는 사람이 만든 복잡한 염화탄화수소의 복합체로서, 특히 이들 물질의 절연특성을 활용하기위해제조되었다. 이들 물질이쉽게 타거나증발하거나또는 전기를 통하지 않기 때문에 과거에는 열교환기, 변압기 등 전기제품에서 활용되어 져 왔다. PCBs 는 통상색채는 무색이거나황색을 띄며 냄새가없는 진하고기름진 액체이며 대부분 물에서는 불용성을 나타낸다. 많은 나라에서수많은 PCB 혼합물이 제조되었으나, 북미지역에서 생산된 모든 PCB 는 몬산토라는 회사에서독점적으로 제조하였고 제품이름을 A roclors라고 명명하였다. Aroclors 는 PCB 이성체 (congeners) 라 불리는 개별 PCB 화합물의 혼합체를 말 한다. Aroclors 는 이론적으로총 209 개의개별 PCB 이성체로 구성될 수 있는 매우 복잡한복합물질이나 ( 표 2-7), 대부분의 Aroclors 는 약 130개의개별 이성체를포함 하고 있다. 몬산토는 특정한 물리적 특성을 나타내는 각각의 PCB 혼합물을 명명하 기위한시스템을 개발하였다. Aroclor 혼합물의물리적인특성은 개별 PCB 이성체 에서의 염소화 (chlorina tion) 정도에 의해 영향을 받게 되고, 명명시스템에 이러한 특성이 반영되게 된다. 즉 모든 Aroclors 제품은 4자리 숫자로 명명되는데 앞의 두 자리는 12 이고, 뒤 두 자리는 염소 무게를 퍼센트로 나타낸 것이다. 예를 들면 Aroclor 1260은 무게로 염소가 60% 정도를 차지하는 ( 염소성분이 높은 비중을 차지 하는 ), 100개 이상의 PCB 이성체가 모여 만들어진 혼합체를 말한다. < 표 2-7> 은 서로 다른 Aroclor 제품에 존재하는 동족체 (homologue group) 와 염소의 무게 퍼센 트를나타낸 것이다. 동일한염소 숫자를가진 개별 PCB 이성체군 ( 群 ) 을 PCB 동족 체 (homologue) 라고한다. 서로다른 Aroclor 혼합체는 많은 공통의동족체를가지고 있다. 어떤 특정한 PCB 혼합물의 독성은, 그것이 본래의 Aroclor 제품이든 아니면 측 정샘플에서 분석된 풍화된 환경내 혼합물이든 간에, PCB 혼합물 내에 존재하는 개별 PCB 이성체의 형태와 양에 따라 달라진다. 동족체 조성이 일반적인 정보를 제공할 수는 있으나, 독성및 잠재위해도를정량화하는데 필요한이성체 -특이적인

64 54 PCBs 토양오염지역위해성평가 정보를제공하지는않는다. 이는동일한동족체내개별 PCB 이성체의독성이상당히큰차이를보이기때문이다. 즉동족체조성이 PCB 혼합물의독성을정량화하는데유용한것은아니라고말할수있다. 각각의동족체내염소숫자가중요한것이아니라 209개의개별 PCB 동족체의독성을궁극적으로결정하는것은염소의 3차원적위치와 biphenyl 고리의형태이다. 그러므로동족체에독성치를할당하는것은가능하지않다. 특정한 PCB 혼합물의총독성은개별이성체 ( 일반적으로 100 이상의숫자를가진이성체 ) 가기여하는이성체 - 특이적인독성치의합으로나타낼수있다. 환경중으로누출된본래의 Aroclor 제품은환경내에서풍화과정을거치게되어 PCB 이성체구성이크게바뀔수가있고이에따라총독성도변화하게된다 ( 그림 2-10). 따라서환경중에존재하는 PCB 혼합물과관련된독성과인체건강위해도를평가하기위해서는개별 PCB 이성체의조성과농도를측정할필요가있다. < 표 2-7> PCBs mixture 의조성 동족체군 ( 동일한염소개수를가진이성체군 ) 염소 ( 중량퍼센트 ) Aroclor 혼합물 Biphenyl-No Chlorines(0) Mono-Chlorinated Biphenyls(1) Di-Chlorinated Biphenyls(2) Tri-Chlorinated Biphenyls(3) Tetra-Chlorinated Biphenyls(4) Penta-Chlorinated Biphenyls(5) Hexa-Chlorinated Biphenyls(6) Hepta-Chlorinated Biphenyls(7) Octa-Chlorinated Biphenyls(8) Nona-Chlorinated Biphenyls(9) Deca-Chlorinated Biphenyls(10) : 동족체는중량퍼센트임괄호안의숫자는동족체군의염소개수임

65 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 55 < 그림 2-10> PCBs 혼합물 (Aroclor 1242) 의풍화사례

66 56 PCBs 토양오염지역위해성평가 개별 PCB 이성체의독성을결정하는것은 biphenyl 고리에서의염소화위치이다. ortho 위치에염소화되지않은 PCB 이성체는평평한평면구조를가진다고가정할수있어다이옥신과퓨란의평면구조와상당히유사한구조를가진다. 그러므로평면구조를가진 PCB 이성체는다이옥신, 퓨란과동일한독성특성을가진다고할수있으므로, 다이옥신류 PCBs 라고말할수있다. 이러한다이옥신류 PCBs 는 13개의이성체이고 A roclor 제품중일부에존재하며, 특히다른 PCB 이성체보다상당히큰독성과인체건강위해도를나타낸다 ( 표 2-8). < 표 2-8> Aroclor 혼합물에서의다이옥신류 PCB 이성체농도 Aroclor 제품내다이옥신류 PCB 이성체의농도 PCB 이성체숫자 1 Aroclor 1242 Aroclor 1248 Aroclor 1254 Aroclor 1260 PCB < 4 < 55 PCB < 61 PCB PCB PCB PCB < 20 PCB < 52 PCB PCB PCB PCB NA PCB < 16 PCB PCB169 < 12 > 2 < 3 < 42 PCB PCB189 < 자료 : Schwartz 등 (1993) 으로부터수정 1: US EPA(1996) 로부터확인된다이옥신류 PCB 이성체 <: 검출한계이하 ppm 단위의이성체 (μg/g Aroclor) 개략농도임

67 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 57 PCB 이성체는염소함유화학물질을소각하거나생활 / 산업폐기물을소각하면서발생할수있다. PCB 가이러한소각으로부터발생하였다고의심되는부지의경우 PCB는 A roclor의지문 (fi ng erprin t) 을가지고있지않을확률이있다. 각 Aroclor 제품의지문은특징적이므로혼합물내개개의 PCB 이성체의상대적인비율로알아낼수있다. 소각으로부터유래된 PCB 의경우 Aroclor 지문을가지고있지않는반면에소각조건등에특이적인유일무이의지문을가지고있을것이다. 그러므로 PCB 가연소활동에의해새롭게발생하였다는징후가있는경우에는 PCB 이성체분석을실행할필요가있다. PCB 분석은 PCBs 의존재유무를판단하기위해하는단순현장선별방법으로부터 ppq의농도단위로존재할수있는 209개각각의이성체를정량화하는좀더복잡한측정방법이있다. 토양, 퇴적물, 수체및생물체에서 PCB 농도를정량화하는분석방법을선택하는것은상당히혼란스러울수있다. 미국환경청의경우에도약 17개의 PCB 분석방법이존재하고이들각각의분석방법은 Aroclor 제품, 동족체또는이성체의농도를정량화하기위해개발되어져왔다. 따라서조사의목적, 위해성평가단계등을고려하여특정한분석방법을선택할필요가있다. < 표 2-9> 는 3가지분석대상즉 Aroclor 제품, 동족체및이성체각각에대해분석을시행할때나타날수있는비용편익을요약하였다.

68 58 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 2-9> PCB 분석방법별장 단점비교 분석대상 비용 높은효용성 낮은효용성 풍화되지않은최근에누출된 Aroclor 분석 토양매체에대한예비부지선별 퇴적물매체에대한예비부지선별 Aroclor 또는동족체분석 작음 PCB 정량화토양및퇴적물 -생물시료 -풍화된 PCBs a. 단일 PCB 혼합물 b. 낮은함량의유기탄소 c. 짧은체류시간 생물체시료 PCB 이성체분석 큼 풍화된 PCBs 독성분석에활용되는자료 < 표 2-9> 에서서술한바와같이 Aroclor/ 동족체분석및이성체분석각각에대해장 단점이존재한다. Aroclor/ 동족체분석의경우비용이적게드는반면에자세한이성체 - 특이적인정보를제공하지못한다. 반면에이성체분석은매우자세한이성체분석자료를제공하여풍화된 PCB 시료정보를제공할수있으나비용은너무많이소요된다. 따라서단계별접근방법, 즉부지내소수의측정지점을대상으로비용이적게드는 Aroclor 분석방법을이용하여측정 분석한후 PCB 가유의한농도로존재할가능성이크다고판단되면다음단계에서비용이드는이성체분석방법을활용하여좀더자세히오염부지를측정 분석한다. < 그림 2-11> 은종합적인 PCB 측정 분석계획을개발하기위한체계로서활용가능한의사결정흐름도를나타내고있다. 미국환경청에서는과거에인체건강및생태위해성평가시오염부지를선별하는경우에도그리고위해도를산정할때에도 Aroclor 분석을활용하였으나, 최근의미국환경청지침들은 PCB 오염부지의경우좀더자세한 PCB 이성체정보를요구

69 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 59 하고 있다. 단계별 접근방법에서 첫 번째 단계에서는 PCB 오염부지에 대해 이것이 과연 Aroclor 제품이 누출되어 나타난 것인지 아니면 염소함유 유기물질을 소각할 때 발생한것인지를결정하여야 한다. 이때 Aroclor 분석은 예비선별 수단으로사용 할 수 있고 특히 오염의 특성과 범위를 조사하기 위해 사용할 수 있다. 그러나 Aroclor 분석 결과가 PCB 오염은 없다고 하더라도 조심스럽게 해석하여야 하는데, 특히 PCB 혼합물이 심한 풍화를 겪은 경우 ( 또는 소각으로부터 유래한 경우 ) 에는 더욱 그러하다. 그러므로 정말로 PCB 이성체가 존재하지 않는지를 확증하기 위해 서는 제한된 수의샘플에 대해서는 동족체 또는 이성체 분석을 실시할 필요가있다. 이는 Aroclor 는 검출되지 않았으나 인체건강 및 생태계에 심각한 영향을 미칠 수 있는 다이옥신류 PCB 이성체가 존재할 수 있기 때문이다. penta-, hexa-, 또는 hepta- 계열의 PCB 동족체군 ( 群 ) 이검출된다면, 제한된 수의샘플에 대해서는 다이 옥신류 PCB 이성체가존재하는지를확인하기위해세부적인이성체 분석을 시행할 필요가 있다. 비용을 절약하기위한과정으로서, 총 PCB 농도 (Aroclor 분석 또는 동족체 분석 에 기초한 ) 과다이옥신류 PCB 이성체를포함한관심대상 PCB 이성체군 ( 群 ) 사이에 유의한 상관관계가 존재하는지를 결정하기 위해, 소수의 샘플에 대해서만 PCB 이 성체 분석을 실시할 필요가 있다. 만약 강한 상관관계가 존재한다면 Aroclor 또는 동족체 분석이 다이옥신류 PCB 이성체 농도를 추정하는 대용자료 (proxy da ta) 로 사용할 수 있을 것이다. 따라서 PCB 분석은 비용이 적게 드는 A roclor 또는 PCB 동족체 분석으로대체 가능하게 되고 다이옥신류 PCB 이성체 농도는 총 PCB 농도 로부터 추정할 수 있다. 또한개별 PCB 이성체 분석을 실시하여총 PCB 농도를추정하는 방식이도입 된다. 미국 해양대기국 (NOAA) 에서는 퇴적물과 생물체내 총 PCB 농도를 모니터링 하기위해 18 개의 PCB 이성체만을 분석하여두 인자간 회귀식을 이용하여총 PCB 농도를추정하고있다 ( 표 2-10). 또한 미국환경청 환경모니터링 및 평가프로그램 (EMAP) 에서도 18 개 PCB 이성체를 분석한 후 회귀식을 이용하여 총 PCB 농도를 추정한다. 이런 방법은 분석비용과시간을 줄이면서좀 더 효율적으로 PCBs 를모니 터링할 수 있도록 한다.

70 60 PCBs 토양오염지역위해성평가 실제로활용되고있는 PCB 혼합물의이성체분석을위한실험방법들을비교해보면 (1) HRGC-ECD 방법과 (2) HRGC-ECD 와 GC-MSD를병행하는방법, 그리고 (3) HRGC-HRMS 방법으로구분된다. 또한 PCB 혼합물분석을위한각측정방법별비교를 < 표 2-11> 에제시하였다.

71 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 61 < 그림 2-11> 비용효과적인 PCBs 측정 분석전략

72 62 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 2-10> 환경시료중특정개별 PCB 이성체농도와총 PCB 농도와의관계 회귀식및그적용성회귀에사용된 PCB 이성체회귀식 NOAA 의미국연안및하구역 (NOAA 18) 8, 18, 28, 44, 52, 66, 101, 105, 118, 128, 138, 153, 170, 180, 187, 195, 206, 209 결과는건조중량 ppb 단위임 퇴적물-모든자료 tpcb=1.98(sumpcb 18 )+0.97 r 2 =0.992 퇴적물- 대서양연안 tpcb=1.99(sumpcb 18 )-1.7 r 2 =0.993 퇴적물- 걸프만연안 tpcb=2.05(sumpcb 18 )+2.4 r 2 =0.926 갑각류조직- 대서양연안 tpcb=1.95(sumpcb 18 )+3.35 갑각류조직- 걸프만연안 tpcb=2.165(sumpcb 18 )+2.82 EMAP 캐롤라이나주와루이지애나주미국남동부지역으로부터의퇴적물과조직 (NOAA 18) 8, 18, 28, 44, 52, 66, 101, 105, 118, 128, 138, 153, 170, 180, 187, 195, 206, 209 결과는건조중량 ppb 단위임 tpcb=2.19(sumpcb18)+2.19

73 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 63 < 표 2-11> PCBs 혼합물분석을위한실험방법별비교 Method Analytes Instrument 19 PCB congeners EPA SW 846 specified, does not HRGC-ECD or method 8082/ include all individual HRGC-ELCD PCBs by GC coplanar PCB congeners NOAA 18 PCB congeners, NS&T/EPA-EMAP does not include all method individual coplanar HRGC-ECD (NOAA 1998) PCB congeners 13 coplanar PCB congeners known or EPA draft method suspected to be 1668 mammalian HRGC-HRMS carcinogens specified Quantification Method Single internal standard, single surrogate, 5-pt calibration Multiple internal standards, 4-pt calibration; multiple surrogate standards Multiple internal standards(labeled PCB), multiple surrogate standards(labeled PCB) Multiple internal MDL Not published for individual congeners, MDL of total PCB assumed similar to MDL range for Aroclor 0.1 to 0.4 μg/kg, soil; 0.5 to 3.6 μg/kg biological tissue dry weight Ultra-low level detection 0.02 to 0.05 μg/kg soil; 0.05 to 0.1 μg/kg tissue dry weight (estimated) Typical Cost per Sample $ $ $1,100 1,500 Battelle method 78 congeners (plus 28 co-eluting groups of 2 or 3 congeners) HRGC-MS standards(labeled PCB), multiple surrogate standards(labeled 0.1 μg/kg soil, 0.4 μg/kg tissue dry weight $ Michigan State University 69 congeners (plus 14 co-eluting groups of 2 3 congener) includes all major non-ortho and mono-ortho, PCB congeners HRGC-ECD GC-MSD PCB) Multiple internal standards(labeled PCB), multiple surrogate standards(labeled PCB) Ultra-low level detection, 0.1 μg/kg for most congeners; μg/kg for coplanar congeners; dry wt for soil and wet wt for tissue $1,000 1,200

74 64 PCBs 토양오염지역위해성평가 나. PCBs 특성을고려한위해성평가기법 1) PCBs 관련인체건강위해성평가 ( 미국환경청 ) 미국환경청에서는 PCB 관련인체위해성평가에서단계적접근방법을활용하는데, 특히원래의 Aroclor 제품보다는부지특이적인풍화된 PCB 혼합물에좀더초점을두고있다. 우선건강위해도는각각의환경매체에서측정된총 PCB 농도 (Aroclor 혼합물형태보다는 ) 를기초로산정한후, 다이옥신류 PCB 이성체와관련된발암위해도를더하게된다. 즉최종발암위해도추정치는다이옥신류와다이옥신류가아닌 PCB 의합이된다. 물론여기에원래의 Aroclor 혼합물내불순물 ( 즉다이옥신류퓨란등 ) 에의한위해도등도부가될수있다. 환경으로누출된 PCB 이성체는서로다른환경매체 ( 수체, 토양, 대기, 동물등 ) 로분배되게되는데, 이때그분배정도는각이성체의화학특성에따라달라진다. 이는 PCB 이성체가각환경매체에서서로다른독성치를가질수있다는것을의미한다. 결과적으로일반적인 3개의 PCB 이성체그룹에 3개의서로다른독성치가사용될필요가있다. 위해성평가시필요한 PCB 자료 PCB 독성은 Aroclor 로생산되었을때의초기조성이아니라어떤이성체가존재하는지에의해정해지게된다. PCB 는환경에서풍화를겪게되므로 Aroclor 자료는위해성평가에서그사용이제한된다. 위해성평가를수행하는데있어필요한 PCB 자료는해당부지의노출조건을명확히재현하는것이필요하다. Aroclor 제품이누출된대부분의부지에서는 PCBs 가존재하나그조성이 Aroclor 제품조성과큰차이를보일수있다. 따라서부지를선별하는데 Aroclor 분석을수행한다면비용효과적이나, 인체건강위해도를정확히산정하는데 Aroclor 분석자료를활용하는것은불충분하다. PCB 혼합물의조성은분배, 화학적변환, 선택적생물축적등으로인해시간에따라변화하게된다. 따라서 Aroclor 자료는 PCB 농도와그에따른위해도를과소평가또는과대평가할확률이높다. 이러한이유로단지초기부지선별단계에서 Aroclor 분석이활용된다. 따라서인체위해성평가가 PCBs(Aroclor 제

75 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 65 품이아닌 ) 에의노출에따른위해도를산정하는것이기때문에 Aroclor 분석을 PCB 동족체분석및이성체분석으로확대할필요가있다. 인체건강위해성평가를위한측정 분석법 PCB 에대한인체건강위해성평가에서측정 분석의궁극적인목적은두가지로볼수있다. 첫번째는특정샘플에서총 PCB 농도를결정하는것이고, 두번째는만약다이옥신류 PCBs가존재한다면그농도를정량화하는것이다. PCB 이성체들이환경매체사이에어떻게선택적으로분배되는가를안다면, 샘플링지점, 노출점농도 (exposure point concentra tion) 를정확하게추정하기위해필요한샘플의수, 샘플에실시하는 PCB 분석형태등을결정할수있을것이다. PCBs 는소수성 (hydrophobic) 이기때문에일반적으로수층 ( 지표수나지하수등 ) 시료에서는검출이되지않는다. 따라서간단한 Aroclor 제품분석이나동족체분석에서행해질수있는몇몇의선별수준분석을제외하고는인체건강위해성평가에서는거의수층시료가필요하지않다. 그렇지만만약수층이유기물을함유한부유입자들로혼탁해진다면수층시료가필요할수도있다. PCBs가수층에서검출된다면, PCBs가흡착된부유퇴적물이높은농도로유지하고있든지아니면이들퇴적물들이최근에누출되었다는것을의미할수도있다. 그러나대부분의부지에서는수층에샘플링을집중할필요가없다. 이와는반대로, 높은유기물함량을가진환경매체의경우대부분 PCBs( 특히염소수가많은 PCBs) 의저장고역할을하기때문에시료채취를집중할필요가있다. 더구나, 생물축적된 PCBs 의경우제품 PCBs 보다더독성을띄고있고, 몸체에지속적으로잔류한다. 이러한이유로정확한 PCB 분석법을선정하는것이중요하다. 오염부지에존재하는어류또는다른종들의섭취가인체건강위해성평가에서중요한부분이다. 그러므로생물조직들로부터채취된시료는 PCB 이성체분석을실시할필요가있는데, 이는생물이다이옥신류 PCBs 를축적하는경향이있기때문이다. 어류가선택적으로이성체를축적하는경향은자주 Aroclor 제품과닮지않는이성체프로파일을보여주어어류내 PCB 존재여부에대해잘못된결론을내릴수있도록한다.

76 66 PCBs 토양오염지역위해성평가 또한 PCB 오염부지에서는항상 CDFs 농도를정량화하는것이필요하다. CDFs 는 Aroclor 제품에상당히높은농도로검출되는오염물질이다. 결과적으로 CDFs 는 PCBs 와함께누출되므로높은유기물함량을가진환경매체와생물조직등에서정량화할필요가있다. 물론소각으로 PCBs 가생성된경우에도 CDFs 를같이측정할필요가있다. 인체건강위해성평가에서 Aroclor 자료를사용하면나타날수있는하나의단점은만약 Aroclor 농도가단순히더해진다면위해도가과대평가될가능성이크다는것이다. 예를들면오염부지에서두개이상의 A roclors가확인된다면, 서로다른 Aroclors 에공통으로존재하는이성체들을두번이상측정하여더하는실수가일어날수있기때문이다. 불검출자료의처리 PCB 인체건강위해성평가에서는 Aroclor 측정자료중불검출을처리하는데있어검출한계의반 (0.5 배 ) 을취하면안된다. PCB 외다른오염물질의경우검출한계의 0.5 배를취하는것이타당한데그이유는오염물질이검출한계바로밑의농도로존재할수있다는가정을할수있기때문이다. 즉불검출이라함은이론상으로시료내에오염물질이존재하지않는것에서부터검출한계바로밑의농도까지존재할수있다는것을말한다. 그러므로검출한계의반을취하는것은 수학적인타협 이라고할수있다. 그러나부지의총 PCB 농도를추정하기위해 A roclor 자료를사용하고모든존재가능한 Aroclors( 예를들면 1016, 1242, 1248 등 ) 를분석하였다면, 모든불검출 Aroclor 를검출한계의 1/2 로존재한다고가정하는것은다음의두가지이유로인해오류일가능성이높다. 어떤특정한시료에서서로다른 Aroclors 가있는지는통상적으로검출한계로인해제한을받는것이아니라, 크로마토그램에서확인된특정한 Aroclor 지문의존재유무에의해확인된다. 주관적이기는하지만 Aroclor 지문이없다는것은해당 Aroclor 가단순히없다는것을확인시켜주는것이다. 따라

77 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 67 서불검출에대해검출한계의 1/2을사용한다는것은문제가있다. 어떤특정시료의불검출에검출한계의반을농도로할당하는것은서로다른 Aroclors 에공통적으로존재하는이성체들을여러번 counting하는결과를낳을수있기때문이다. 이러한이유로 Aroclor 분석은 PCBs 의존재유무를선별하는것으로사용하는것이필요하다. 오염의특성과범위등을결정한다든지인체건강위해도를정량화하는데 Aroclor 분석을사용하는것은문제가있을수있다. A roclor 분석대신에동족류분석이좀더비용효과적인방법이라고할수있다. 배경농도분석어떤부지에서 PCBs 가검출되었다면, 이러한검출이관련점오염원의누출에의한것인지아니면인위적인배경조건을말하는것인지를결정하여야한다. 아니면점오염원으로부터의누출이배경농도에부가되었을수도있다. 이러한결정을위해서는선형회귀또는주성분분석등을활용하여 PCB 이성체쌍의상대적인비율을기초로통계분석을실시할필요가있다. 2 ) PCBs 관련생태위해성평가 ( 미국환경청 ) PCBs 의생태위해성평가를수행하기위해서는단계별접근법이필요하다. 선별수준에서의생태위해성평가 ( 단계 1) 에서는부지내오염물질이생태수용체에위해를미칠가능성이있는지를결정하기위해행한다. 선별수준에서의생태위해성평가에서는단순화된평가를시행하게되는데, 자료가부족한부분에대해서는가정하여수행하게되고위해도를과소추정하는것을방지하기위해보다보수적인매개변수값을활용하게된다. 단계 1 에서의선별수준생태위해성평가결과를기초로하여보다세밀한기준위해성평가 (baseline risk assessment, 단계 2) 를실시하게된다.

78 68 PCBs 토양오염지역위해성평가 PCBs의물리 화학적특성 PCBs 의물리 화학적특성이환경내에서의그들의동태를지배한다. 중요한물리 화학적인자들로는물에대한용해도, 증기압, 옥탄올-물분배계수 (Kow), 생물농축계수 (bioconcentration factor, BCF), 생분해율등이있다. 지방족탄화수소, 다환방향족탄화수소등과같은다른유기화합물보다는 PCBs 는상대적으로상당히낮은물에대한용해도, 낮은증기압, 더높은 Kow, 매우높은 BCF, 매우낮은생분해율을보이고있다 (MacKay, Shiu와 Ma, 1992). PCBs는소수성이크고지속성이있으며 ( 생분해가잘되지않으며 ) 지방질이나유기탄소에잘분배되는경향이있어, 입들에쉽게흡착되고먹이연쇄에서생물축적이있어나는경향이크다. 따라서 fugacity 개념, 즉화학물질이그자신의화학적특성으로인해하나의매체에서다른매체로질량전이가일어난다는개념이환경내 PCBs 거동을설명하는데통상적으로이용된다. PCBs 는조류, 어류및포유동물의생식및내분비작용에영향을미칠수있는독성효과를가지고있다고여겨진다. 저농도에서는꼭독성을띄고있다고말할수없으나, 환경내에서축적되는경향성으로인해높은영양단계에있는생물체의경우 PCBs 노출독성효과가더크게나타날수있다. 특히다이옥신류 PCBs 의경우인간을포함한포유류에발암특성을가지고있다고판단된다. PCBs 분석방법 PCB 분석방법은 PCBs 로부터위해도를산정하는데있어매우중요한역할을한다. PCB 혼합물을구성하는개개의이성체들이서로다른용해도, 휘발성, 흡수율, 생분해율, 신진대사율을나타내므로 Aroclor 제품과환경에서관찰된 PCBs 사이에는커다란차이가존재할수있다. 이러한풍화과정때문에, 환경시료에서 PCB 농도수준을정량화하는표준으로서 Aroclor 분석법을사용한다는것은부정확한결과를낳을수있다. 풍화와환경전이작용으로인해 Aroclor 혼합물은일단환경으로누출되는경우그들원래의조성을유지할수없다. 예를들면 Aroclor 1268의경우 8개의염소를가진동족체 (octa-chloraphenyls) 와 9개의염소를가진동족체 (nona-chloraphenyls) 로약 87% 를구성하고있는데, 이들은용해도가매우

79 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 69 낮은매우무거운분자들로서거의이동을하지않는특성을가진다. 원래의혼합물중매우낮은구성비율을보이는염소수가적은이성체의경우이동과생물축적에더욱민감한경향을보인다. 그러므로 Aroclor 혼합물의환경거동은단순히 Aroclor 혼합물을분석함으로서해결할수없다. 더나은분석방법을사용하면좀더정확히 PCB 노출평가를할수있고, 환경내 PCBs 거동과이동을좀더명확히이해할수있다. 이성체분석도 PCB 오염원과거동기작그리고생물축적등을확인하는데사용되어져왔다. 비교적비용이적게드는선별방법들은 immunoassay법 (Method 4020) 을이용하여토양, 불용성폐기물, 퇴적물내 PCBs 존재유무를선별하기위해개발되어져왔다. 또한다이옥신류화합물의존재를탐지할수있는 biomarker assay로시료를선별하여다이옥신류화합물에의생태노출을평가하기위해저비용측정법이활용될수있다. PCBs의생태위해도정립 PCB 오염부지에서생태위해성평가를위한중요한구성요소중하나는총 PCB 노출을측정하거나추정하는것이다. 대부분의가용한주요생물축적인자들 (b ioa ccu mu la ti on fa ctors, BAF s) 과생태독성기준값 (e cotoxicity be nchma rk s) 은총 PCB 농도에기초를두고있다. 이들자료는 Aroclor 혼합물에대한실험또는 A roclor에기반한 PCB 농도를사용하여현장효과를정량화한것으로부터얻은것이대부분이다. 생태계수용체에대한 PCB 노출과독성을평가하는데있어첫번째단계는문제를정립하는것이다. 문제정립은위해성평가의범위와수준 ( 예를들면단계 1 또는단계 2) 을정의하고평가대상노출경로, 수용체및위해도질문등을구체화하는단계이다. 문제정립단계가완료되면개념부지모형과 PCB 노출, 독성, 위해도가어떻게평가되어야하는지에대해틀을세울수있는평가종말점 (a ssessme n t endpoints) 과측정종말점 (measurement endpoints) 의리스트등이결과로서포함된다. 문제정립단계는잠재위해도를가진부지지역에초점을맞추고, 시료채취가더필요한지를결정하고, 좀더세부적인조사가필요한지를결정한다. 단계 1 의생태위해성평가는보수적인노출매개변수와생태독성기준값을사용

80 70 PCBs 토양오염지역위해성평가 하여부지내오염물질들이생태수용체에게위해도를나타낼가능성이있는지를결정한다. 위해도를과소평가할가능성을줄이기위해보수적인 ( 보다엄격한 ) 매개변수들이단계 1의생태위해성평가에서사용된다. 이는좀더보수적으로편향된위해도를추정할수있으므로, 선별수준의위해성평가결과 생태위해도가존재하지않는다 는결론에도달한다면더이상의자세한위해성평가를실시할당위성이없다는것을확인할수있다. 선별수준의위해성평가 ( 단계 1) 는생태위해도를좀더보수적인접근방법으로평가하는단계이고, 좀더자세한기준위해성평가 (baseline risk assessment) 는위해도의중요부분을좀더자세히평가하는접근방법이다. PCBs 오염부지의경우, 총 PCBs 농도의최대값 ( 예를들면퇴적물, 지표수농도, 생물체내농도추정치등 ) 을보수적인생태농도기준값과비교하기위해기존자료를이용할수있다. 아래는단계 1 과단계 2 위해성평가에사용된대표적인가정과고려사항들이다. PCBs 가부지에존재한다고의심되나측정자료가없는경우또는기존자료는위해도가없다고는하나해당자료가높은오염징후를보일수있는지역을포함하지않은경우, 환경매체에대한시료를채취하여야한다. 잠재적오염이존재할가능성이있는지역또는매체에대해시료채취를하는경우에는개념부지모형을활용할필요가있다. 단계 1의생태위해성평가를수행하기위한측정계획은표토층 (0-30 cm), 표층퇴적물 (0-10 cm) 과누출지역으로부터근접한지표수등에좀더초점을맞추어야한다. 퇴적물시료채취의경우침식지역이아닌퇴적지역 ( 예를들면모래질퇴적물보다는미사질퇴적물, 높은유기물함량을띄는퇴적물등 ) 에초점을맞추어야하는데, 그이유는이러한지역이좀더높은 PCBs 농도를보여줄수있기때문이다. 적정한측정방법을선정하는것은부지특이적이지만, 대부분의경우동족체분석을기반하여총 PCB 농도를정량화하는것이 Aroclor 기반분석보다는좀더선호된다. 단계 1 평가에서는선별방법들을최대한으로이용할필요가있으며이를이용해부지내환경매체에대해효과적인시료채취계획을수립한다. 그러나선별결과를검증하기위해일정시료에대해서는비용이비싼분석방법을행할필요가있다. 만약단계 1 평가를실시한결과 PCBs가배제되지않는다면, 단계 2 즉기준

81 제 2 장 PCBs 토양오염위해성평가현황 71 생태위해성평가를실시할필요가있다. 단계 2 평가에서는부지특이적, 종특이적노출인자와덜보수적인생태독성기준치들을활용하여위해도를추정한다. PCBs 가생물축적에매우민감하기때문에, 단계 2에서의측정 분석방법은주로부지특이적생물축적인자의추정치 ( 예를들면, 지방질로정규화된저서무척추동물의 PCBs 농도를유기탄소로정규화된퇴적물에서의 PCBs 농도로나눔 ) 를구하기위해생물및퇴적물시료를채취할필요가있다. 생물체시료채취는먹이농도를추정하는것이아니라측정치를사용하므로야생생물의노출에있어서불확실성을감소시킬수있다. 이것은 PCBs 부지특이적인생물이용도 (bioavailability) 를설명할수있는장점이있다. 또한대조지역에대한상대적인생태훼손정도를평가하기위해생태조사를실시하고, 부지매체에서의독성을결정하기위해생물독성 (bioassay) 실험을실행한다. 실제 PCB 농도를알고이성체의상대적인분포를평가하기위해동족체분석또는이성체분석을행할필요도있다. 총 PCBs 에기반한위해도추정치에불확실성이있다면다이옥신류 PCBs 에대한위해성평가를고려할필요가있다. 노출및영향의특성화생태수용체에의 PCB 노출을 평가하기위해생태적으로관련된 매체 즉 표토 (30 cm 깊이 ), 표층 퇴적물 (10 cm 깊이 ) 및 지표수에서의 PCB 노출점농도를결정하는 것이 필요하다. 단계 1 에서의노출평가는 통상적으로 PCB 의측정치중 최대값을 활용하고보수 적인노출가정조건을 활용하게 된다. 단계 2 에서의노출평가는 노출을 정량화하기 위해평균 또는 상위신뢰수준농도를사용한다. 야생동물 먹이내 PCBs 농도는 문헌 에서 존재하는 생물축적인자들을 활용하거나 측정치를 사용하여 결정한다. 단계 2에서의 영향분석은 일반적으로 최소관찰영향농도 다른 참고치를 활용하게 된다. 만약 멸종위기종등이부지에 존재한다고알려지면 이때는 단계 1 의생태독성기준 치를 활용하여야 한다.

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83 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 73 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 1. 독성유해인자특성 가. PCBs 총량, 이성체, 다이옥신류 PCBs의개별및복합독성 1) 인체건강위해성평가 PCBs 비발암독성 PCB 독성은수많은연구자들의독성연구로부터얻을수있다. 독성연구는 PCB 혼합물 (Aroclor 제품포함 ) 과개개의 PCB 이성체에대한생체내, 시험관내그리고전염병연구등을포함한다. PCB 혼합물에대한비발암독성은잘알려져있다. PCBs 는위장, 피부, 폐등을통해쉽게인체내로흡수된다. 초기에 PCBs 는간, 혈관, 근육등에축적되었다가, 곧지방조직으로고정되고수십년정도의반감기를가지게된다. PCBs 는 biphenyls, biphenyldiols, dihydrodihydroxybiphenyls 등으로신진대사되고결국분뇨로배출되게된다. 대부분의연구에서염소화가많이된 PCB 혼합물이염소화가덜된것보다더독성이있다. PCBs 의급성독성효과는 chloracne라고알려져있는데이는피부구선병의일종이다. PCBs 의만성적인섭취는 Yusho 질환 ( 일본 Yusho 현의이름을딴것임 ) 을야기할수있는데, Yusho현은그곳주민들이몇달동안 PCB 로오염된식품을섭취한후유행성질환이나타난곳이다. 대부분의 PCB 관련독성효과는주로 Yusho 연구로부터알려졌다. chloracne 는일정한잠복기이후에발현하게되는데, 이때피부과다착색현상, 시각장애, 위경련, 황달, 무기력증도같이나타나게된다. PCB 에노출된여성으로부터출산된태아는통상저체중을나타낸다. 그러나이러한증상의일부분은 PCB 혼합물에서발견된오염물질부산물인 polychlorinated dibenzofurans(cdf) 로부터

84 74 PCBs 토양오염지역위해성평가 도 나타날 수 있다. 일반적으로 피부접촉으로 한정할 수 있는 산업지역 노출은 chlora cne 와 그보다 더 심한 간독성 (hepatotoxicity) 을 나타낼 수 있다. 또한 PCBs 는 생식독성도 나타낸다. 비발암독성은 참고치 (RfD) 로 나타내게 되는데, Aroclor 1012 의 경우 RfD는 저체중 독성효과를 기반으로 하여 7E-5 mg/kg-day이다. Aroclor 1254 의경우는 눈 분비물에 대한독성효과등을 고려하여 2E-5 mg/kg-day 이다. PCBs 발암독성 PCBs 는잠재발암물질 (class B2) 이다. 일반적으로특정화학물질에대해서독성값이개발되어져왔으나, Aroclors 제품은 PCB 이성체들의복잡한혼합물이어서누출된후각이성체들이수체, 퇴적물, 물고기등으로서로다른비율로분배되게된다. 일반적으로염소화가높은 PCB 이성체들은주로토양, 퇴적물, 생물체조직등과같이높은유기물함량을가진매체로분배되고, 염소화가낮은이성체들은휘발성이높고물에대한용해도가상대적으로높은편이다. 또한염소화가높은 PCB 이성체가덜연소화된것들보다일반적으로독성이더크다. 미국환경청의단계별 PCBs 발암독성패러다임발암위해도를추정하는미국환경청의위해성평가방법론은서로다른환경매체에 PCB 이성체가상당히다른패턴으로분배된다는것에기초를두고있다. 따라서환경혼합물의독성은특정매체에분배되는 PCB 이성체의형태와농도에의해결정된다는것이다. 그러므로 Aroclor 제품자체가가지는원래의독성은환경매체의독성에부분적으로만영향을미친다는것이다. < 표 3-1> 은환경매체내 PCB 이성체분배경향을기초로만든미국환경청의단계별독성패러다임을나타낸것이다. 이것은환경매체내서로다른 Aroclor 제품의존재를기초로한것이아니다. 발암잠재력이가장높은것으로관찰된노출경로는먹이연쇄노출, 퇴적물 / 토양섭취, 먼지 / 에어졸흡입등인데, 이는분배로인해염소치환이많은 ( 독성이큰 ) PCBs 와관련된위해도를증가시키는경향이있는노출경로이다. 이보다낮은발암잠재력을보여주는경로는물에용해된이성체의

85 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 75 섭취, 증발된이성체의흡입등인데이는분배과정이위해도를감소시키는경향이있는노출경로이다. 음용수나대기가오염된퇴적물이나먼지를포함하고있는경우발암잠재력이클수있다고할수있는데, 이는퇴적물이나먼지에흡착된이성체는보다많은염소수를가지고있고지속성이클수있기때문이고특히유기물함량이높은퇴적물이나먼지인경우에는더욱그러하다. PCB 오염부지에대한인체건강위해성평가에서간과되면안되는사항은중앙경향노출 (central tendency exposure, CTE) 위해도를추정하기위해사용하는중앙기울기인자이다 ( 표 3-1). 중앙기울기인자는 ED10( 동물의 10% 에서의유효용량 ) 으로부터선형으로외삽하여구하는데, 주로개인의위해도대푯값을추정하기위해사용하는반면에, 상위한계기울기인자는사용된모형이정확하다면위해도를과소추정할수있는확률을최소화시킬때사용한다. 이들 2 개의기울기인자가 CTE 와최적의최대노출 (rea sonable ma ximum ex posu re, R ME) 위해도각각을추정하기위해사용될필요가있다.

86 76 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-1> 노출경로에기반한환경매체에서의 PCB 독성값 높은위해도와지속성 중앙기울기인자 상위한계기울기인자 ED10 LED10 (Central Slope (Upper-Bound Slope 노출경로 Factor) Factor) 먹이연쇄노츨 퇴적물 / 토양섭취 피부접촉노출 ( 외부용량을감소시키기위해흡수인자가적용된경우 ) 다른매체에다이옥신류이성체, 암발생촉진이성체또는지속성있는이성체가존재하는경우 모든노출경로와혼합물에초기노출이있는경우 낮은위해도와지속성 물에용해된이성체의섭취 증발된이성체의흡입 피부접촉노출 ( 외부용량을감소시키기위해어떠한흡수인자도적용되지않은경우 ) 최저위해도와지속성 이성체분석을통해 4개의염소이상을포함하는이성체가총 PCBs의 0.5% 이하라고확인된경우 ED10-10% 증가된발생과관련된유효용량 (mg/kg-d) LED10 - ED10 의 95% 하위한계치 (mg/kg-d) 중앙기울기인자 /ED10 으로계산되며하나의유효숫자를가짐상한기울기인자 /LED10 으로계산되며하나의유효숫자를가짐

87 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 77 다이옥신류 PCB 이성체의독성 특정 PCB 이성체들은 다이옥신과같은 독성특성을 보이는 것으로확인되었다. 이러한특성은 다이옥신류 PCB 이성체의구조, 생화학적 활동도, 생물축적능 등이 다이옥신 (2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin, 2,3,7,8-TCDD) 과 유사하기 때문 이다. 다이옥신류 PCB 이성체의 발암위해도를 평가하는데 있어, 우선적으로 PCB 이성체의 분석결과를 바탕으로 각 샘플에서 총 2,3,7,8-TCDD 등가 농도를 계산한 다. 이러한계산은 각 PCB 이성체 농도를그에 상응하는 2,3,7,8-TCDD 독성등가인 자 (toxicity equivalent factor, TEFs) 를 곱한 후 그 결과를 전부 더하면 된다. 최종 결과치는 노출계산에 사용되게 된다. 다이옥신류 PCB 이성체의발암위해도를추정 하기 위해, 2,3,7,8-TCDD의 기울기인자를 일일평균용량에 곱하면 된다. 2,3,7,8-TCDD의 발암기울기인자는 150, 000 mg/kg-day이다 (U S E PA, 1997). 이렇게 계산한발암위해도는 PCB 혼합물에 대해 유도된 기울기인자를 사용하 여계산한발암위해도와 비교할 수는 있으나다음과 같은 이유로불확실한측면이 있다. PCBs 는 환경매체에서 순수한 이성체 형태가 아닌 혼합물의 형태로 존재한 다. 또한 이러한 혼합물의 독성은 순수한 화합물의 독성과 상당히 다르다 (US EPA, 1996). 단지 몇 개의 이성체만을 대상으로 독성실험을 하였고 그 어느 이성체도 장기적인 발암연구 대상이 아니었다 (US EPA, 1996). 미국환경청은 모든 발암연구 (Aroclor 혼합물만을 대상으로한연구 ) 를고려 하여 용량 - 반응 경사도의 범위를 개발하였다 (US EPA, 1996). 미국 환경청 에 의해개발된 PCB 경사도인자값중 최고값조차 2,3,7,8-TCDD의경사도인 자보다 5 단위정도 낮은 값을 보이고 있다. 새로운 PCB 경사도인자값은 실제적으로 7.7 (mg/kg-day) -1 로부터 최대 2 (mg/kg-day) -1 까지 감소하여 왔다. 이는 인체 및 동물 자료 전부를 고려한 결과이다.

88 78 PCBs 토양오염지역위해성평가 다이옥신류 PCB 이성체에대한 TEF 접근법은 2,3,7,8-TCDD 이성체와의 구조및활동도의유사성에기반을두고있다. 그러나이를뒷받침하는과학 적근거는약하다. 또한미국환경청의통합위해성정보시스템 (Integrated Risk Information System, IRIS) 에서는 이성체농도가존재하는경우에는기울기인자접근방법 ( 표 3-1) 이다이옥신류독성을평가하는다이옥신 TEQs 분석에의해보완될수있다. 다이옥신 TEQs에의해계산된다이옥신류 PCB 이성체로부터의위해도는경사도인자를사용하여평가된나머지 PCB 혼합물의위해도에더해질수있다 라고기술하고있다. 이것으로부터유추할수있는것은다이옥신류 PCBs 를꼭평가하지않아도된다는것이다. 즉이성체농도치가가용한경우에는다이옥신류독성분석을통해보완될수있다는의미이므로, 다이옥신류 PCB 이성체에의한인체건강위해도는해당부지의총 PCBs 농도에대해계산된위해도에굳이부가할이유가없다는것을말한다. 그러므로상기한불확실성때문에다이옥신류 PCB 와관련된인체건강위해도는단지참고자료로제공될필요가있다. 단지 13 개의 PCBs 이성체가다이옥신과같은효과를가지고있다하더라도, 사용한분석방법이많은 PCB 이성체들을분리 측정할수있다면 PCB 가존재하는환경매체에대해이성체들을평가할필요가있다. 상위영양단계생물체의소비자에게잠재적발암가능성이중요하다면, 상당히민감한이성체분석방법이필요하다. 이러한형태의평가를위해선, 가장신뢰도가높은분석방법은경험있는실험요원이존재하는인증된실험실에서행하는 EPA 1668 분석방법이다. < 그림 2-11> 은다이옥신류 PCBs 의존재가능성을타진하기위한비용효과적인측정 분석전략을나타낸것이다. EPA 1668 분석방법을이용하여 PCB 이성체분석을하면비용이상당히소요되기때문에, Aroclor 또는동족체분석을통한예비분석이필요하다. 어떤특정한분석방법만으로는모든문제, 모든관심사항에대해답을낼수없다. PCB오염으로인한환경영향을평가하기위해사용하는특정분석방법및절차를결정하기전에, 자료질목표 (data quality objectives), 자료사용자, 가용자원

89 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 79 등을필히확인하여야한다. 목적에따라, 광범위한 PCB 이성체분석을필히행할필요는없다. 총 PCB 농도와의관계식을만들기위해충분한샘플에대해 PCB 이성체분석을행할필요가있을수있다. 다이옥신류 PCB 농도와총 PCB 농도사이에강한상관관계가성립되면 PCB 이성체분석을끝내고, 각샘플의다이옥신류이성체농도는 Aroclor 또는동족체분석을사용한총 PCBs 농도를기초로수학관계식을사용하여추정할수있다. 모든 Aroclor 제품은다이옥신류 PCB 이성체를함유하고있다. Aroclor 제품별다이옥신류 PCB 이성체농도는 Schwartz 등 (1993) 이제시하였다 ( 표 2-8). 이들농도가 Aroclor 제품의 PCB 이성체농도를추정한것이라할지라도, 풍화작용으로각부지별로그조성이달라진다. 즉다이옥신류가아닌 PCB 이성체들은다른매체로이동하거나생분해가선택적으로잘일어날수있어, 다이옥신류 PCB 농도가상대적으로풍부해질수있다. 따라서토양과퇴적물내다이옥신류 PCB 이성체의상대농도가높아지게되고, 이는풍화된 Aroclor 혼합물내에서상대적으로높은퍼센트로나타나게된다. CDFs 가또한고려되어야하는데, CDFs는 Aroclor 혼합물의주요오염물질이어서 Aroclor 가누출된지역에서나타날확률이높다. 또한소각때문에 PCB 가존재하는지역에서는다이옥신과함께 CD F s 가존재하기도한다. 다이옥신류 PCBs, CDFs와 CDDs의독성등가인자 13개각각의 PCB 이성체에이성체- 특이적인독성등가인자를할당하는것이, 인체건강위해도산정시다이옥신류 PCB 자료를평가하는데필요하다. A h lb org (1994) 와 US EPA(1998) 에의해개발된독성등가인자값은 TCDD의독성을 1.0 의독성등가인자로할당하여구하였다. PCB 이성체들은 0.1 에서 의 TEF 값을가지고있다 ( 표 3-2). PCB 이성체혼합물의독성등가농도 (toxic e qu iva len cy, T EQ ) 는각이성체의농도에이성체 - 특이적인 TE F 를곱하고이들 T EQ 농도를더하면해당혼합물의 TEQ농도가된다. 혼합물의 TEQ농도에 TCDD의기울기인자를곱하면다이옥신류 PCB의발암위해도를산정할수있다.

90 80 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-2> 다이옥신류 PCB 이성체의미국환경청독성등가인자값 PCB 이성체숫자 독성등가인자값 PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB PCB 오염부지에서다이옥신류이성체의농도가다이옥신류 PCBs 가아닌이성체농도보다상당히낮다하더라도, 그건강위해도는더클수있는데이는다이옥신류 PCB가잠재발암물질이고훨씬높은독성치를가지고있기때문이다. 몇몇의다이옥신류 PCB 이성체들의발암경사도인자는다이옥신류 PCBs 가아닌이성체보다몇단위높은값을띄고있다. 모든다이옥신류 PCB 이성체들은 4개에서 7개까지의염소를가지고있으므로, PCB 동족체분석이이러한그룹의 PCBs 가존재하지않는다고결과를낸다면, 굳이비용이많이드는 PCB 이성체분석을실행할필요가없다 ( 그림 2-11). PCB 동족체분석결과가이러한그룹이존재한다고한다면이때는 PCB 이성체분석과 CDFs의분석도실시할필요가있다. PCBs 가소각으로발생하였다면다이옥신을같이분석

91 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 81 할필요가있을것이다. 75개의 chlorinated dibenzo-p-dioxins(cdds) 와 135개의 CDFs 이성체들이있다. 그러나 75개의 CDD 이성체들중단지 7개만이다이옥신과같은독성을지니고있다고알려져있다. 이들은적어도 2,3,7,8 위치에서염소치환을가지고있는다이옥신을일컫는다. 이와유사하게총 135 개의 CDF 이성체중단지 10 개의이성체가다이옥신과같은독성을나타내고있고, 이들또한적어도 2,3,7,8 위치에서염소치환을가지고있다. < 표 3-3> 은다이옥신류 CD D s와 CD F s의독성등가인가값을나타낸것이다. 오염부지에 CDFs와 CDDs 가존재할가능성이있는경우에는 EPA 1613 측정법을활용하여 17 개의다이옥신류이성체농도를정량화할필요가있다. 이들 17 개의이성체에대한인체건강위해도는앞선다이옥신류 PCB 이성체에대한계산절차와유사한단계를거치면된다.

92 82 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-3> 다이옥신과퓨란의미국환경청독성등가인자값 다이옥신류이성체 독성등가인자값 다이옥신 2,3,7,8-TCDD 1 1,2,3,7,8-PeCDD 0.5 1,2,3,4,7,8-HxCDD 0.1 1,2,3,6,7,8-HxCDD 0.1 1,2,3,7,8,9-HxCDD 0.1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD ,2,3,4,6,7,8,9-OCDD 퓨란 2,3,7,8-TCDF 0.1 1,2,3,7,8-PeCDF ,3,4,7,8-PeCDF 0.5 1,2,3,4,7,8-HxCDF 0.1 1,2,3,6,7,8-HxCDF 0.1 1,2,3,7,8,9-HxCDF 0.1 2,3,4,6,7,8-HxCDF 0.1 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF ,2,3,4,7,8,9-HpCDF ,2,3,4,6,7,8,9-OCDF 0.001

93 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 83 2) 생태위해성평가수생및육상야생생물에대한 PCBs의독성효과야생동물에대한실험실및현장에서의연구들은 PCB 노출과그에따른건강상의영향을잘증명하고있다 (Giesy 등, 1994a,b; Bowerman 등, 1995). 만성독성이어류, 조류 ( 새 ) 와포유동물에서발견되었다 ; 이러한영향으로는발달장애, 재생산실패, 간장애, 암, 사망등이있다 (Metcalfe와 Haffner, 1995). 또한 PCB 는먹이를통해조류와해양포유류의면역체계에영향을미친다 (Grasman 등, 1996). 초기독성연구들은주로 Aroclors 에대해행해졌고노출은 PCB 또는 Aroclor 농도로나타냈다. 그러나최근에는다이옥신류 PCB 이성체와같은특정이성체들이다른성분보다독성이더크다고보고되면서이에대한독성등가인자들이보고되고있다. 다이옥신류 PCBs 에대한독성등가인자를이용한독성등가치 (TEQ) 계산을이용하여독성을평가할수있다 ( 표 3-4).

94 84 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-4> 어류, 조류등에대한다이옥신류 PCBs 의독성등가인자 (TEF) PCB 이성체염소수 1 위치 2 어류에대한 TEF 조류에대한 TEF 77 4 non-ortho non-ortho mono-ortho < mono-ortho < mono-ortho < mono-ortho < non-ortho mono-ortho < mono-ortho < mono-ortho < non-ortho mono-ortho < 자료 : Van den Berg 등 (1998), US EPA(2000b) 1: 이성체에서염소 (Cl) 원자의개수 2: Biphenyl 이중결합에서염소 (Cl) 원자의위치 다이옥신류 PCBs 가 PCB 혼합물줄에서가장독성이큰성분이기는하지만, 다른독성형태를모두설명할수있는것은아니다. 또한다이옥신류 PCBs 의농도 가상당히낮아서이를정량하기위해서는비용이많이필요할수있다. 따라서 이들이생물체에서생물축적이되고야생동물에높은독성을나타내므로주로야생 동물의먹이시료에대해측정을실시하는것이일반적이다. 지표수, 퇴적물, 토양 등과같은매체에서의다이옥신류 PCBs 분석을추천하지는않는데그이유는생태 독성기준치가이들매체에대해잘정립되어있지않기때문이다. 수생생태계에서의독성기준치부지에서발견된다양한생물들에대한잠재적영향을평가하기위해서는독성기준치가선정되어야한다. 수생생태계에서는수층, 퇴적물, 어류조직, 무척추동물조직등에서의기준치농도가 PCBs 로오염된부지에서 PCBs 의위해도를평가하는

95 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 85 데 일반적으로 사용된다. 지표수에서 PCBs 의위해도를평가하는데 유용한독성기준치는 0.01~10.5 μg/l 의 범위를 갖는 만성독성치인데 (Suter, 1996), 이는 수체내 어류와 무척추동물을 보호할 수 있는 정도의 수치이다. 현재 총 PCBs에 대한 만성 주변수질준거치 (AWQC) 는 담수의경우 μg/l 이고해수인경우 0.03 μg/l 이다 ( 표 3-5). PCBs 의 개별 이성체나다이옥신류 PCBs 이성체에 대한 AWQC 는 많은 자료가존재하지는 않는다. 퇴적물에서의 PCBs 위해도를 평가하기 위해서는 주로 저서 무척추동물에의 독성을 기준으로 정하고 총 PCBs에 대한 퇴적물 독성 선별치 (mg/kg 건중량 ) 로 표시된다 ( 표 3-5). MacDonald 등 (2000) 는 담수와 해수 퇴적물 동시에 적용할 수 있는 생태독성 기준치를 제시하였다. < 표 3-5> 는 단계 1의 독성기준치로서 0.04 ng/g( 이기준치 이하로는 영향이부재하는 농도 ) 을 제시하였고, 단계 2의기준치로 서 0.4 ng/g( 이기준치 이상으로는 영향이자주나타나는 농도 ) 을 제시하였다. 퇴적 의 유기탄소가 PCB 생물이용도에 영향을 미친다고 알려졌으나, MacDonald 등 (2000) 은 담수, 하구, 해수 환경에서 존재할 수 있는 유기탄소 함량의 범위에 모두 적용가능한 독성기준치라고 판단하였다.

96 86 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-5> 총 PCBs 에대한단계별독성기준치 ( 예시 ) 수용체노출경로단계 1 독성기준치단계 2 독성기준치참고자료 주변수질준거치 담수 해수 ug/l 0.03 ug/l 단계 1 과동일 US EPA(1999) 저서무척추동물퇴적물 0.04 mg/kg dw 0.40 mg/kg dw Macdonald 등 (2000) 어류몸체잔류물 1.9 mg/kg ww 9.3 mg/kg ww US EPA(2000c) 조류 포유류 알잔류물 2 mg/kg ww 7.6 mg/kg ww 섭식 1.8 mg/kg*d 7.1 mg/kg*d 섭식 ( 너구리 ) 0.32 mg/kg*d 1.5 mg/kg*d 섭식 ( 밍크 ) mg/kg*d 0.04 mg/kg*d US EPA(2000c) US EPA(2000c) 다이옥신류 PCBs 에대한생태독성기준치는잘정립되어있는편은아니다. 퇴적물의경우, 캐나다환경부 (CME, 2001) 는다이옥신과퓨란의환경질가이드라인을 TEQ로제안하였다. 단계 1의 PCB 기준치 (0.85 ng TEQ/kg 퇴적물 ) 와단계 2 의 PCB 기준치 (21.5 ng TEQ/kg) 이다이옥신류 PCBs 의생태독성기준치로사용할수있다 ( 표 3-6). < 표 3-6> 다이옥신류 PCBs에대한단계별 TEQ로표시된독성기준치 ( 예시 ) 수용체 노출경로 단계 1 독성기준치 단계 2 독성기준치 참고자료 저서무척추동물 퇴적물 0.85 ng/kg dw 21.5 ng/kg dw CME(2001) 어류 알잔류물 8 ug/kg lipid 18 ug/kg lipid US EPA(2000c) 조류 포유류 알잔류물 0.3 ug/kg ww 0.5 ug/kg ww 섭식 ug/kg*d ug/kg*d 섭식 ( 너구리 ) ug/kg*d 0.01 ug/kg*d 섭식 ( 밍크 ) ug/kg*d ug/kg*d US EPA(2000c) US EPA(2000c)

97 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 87 어류및무척추동물의조직잔류물에대한 PCBs 의영향에대한기준치가잠재적인생태영향을평가하는데사용될수있다. 조직잔류물기준치 ( 표 3-7) 는해당수치이하에서는독성효과가나타나지않을것으로기대되는화학물질잔류임계치를말한다. PCB 잔류물에대한기준치는조직선별값 (tissue screening value, TSV), 생물축적한계값 (bioaccumulation critical values, BCV), 한계몸체잔류값 (critical body residue, CBR) 과섭취흡수기준치 (dietary uptake benchmarks) 등을기초로산정한다 ( 표 3-7 ).

98 88 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-7> 염수어류및무척추동물조직내 PCBs 농도에대한독성기준치 독성기준치잔류물농도 (mg/kg 습중량 ) 노출경로 어류 무척추동물 단계 1 조직선별값 (TSV) 생물축적 무관찰영향용량 한계몸체잔류물 돌고래의무관찰영향농도 섭취 갈매기의무관찰영향농도 섭취 가마우지 ( 조류 ) 의무관찰영향농도 NA 섭취 단계 2 생물축적한계값 (BCV) 생물축적 최소관찰영향용량 한계몸체잔류물 돌고래의최소관찰영향농도갈매기의최소관찰영향농도가마우지 ( 조류 ) 의최소관찰영향농도 섭취 섭취 NA 섭취 자료 : Johnston 등 (2005)

99 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 89 야생동물에서의독성기준치일반적으로 PCBs 에대한독성학적연구들은주로풍화되지않은 Aroclor 제품에대해행해졌었다. 그러나 PCBs 가환경에누출된경우에는야생동물이풍화되지않은 Aroclor 에노출되는기회는매우적다. 따라서 총 Aroclor" 노출농도가총 PCB 노출을대표한다고가자는것은일견받아들일만하다. 또한실행측면에서는측정된이성체들의합을총 PCB 농도로환산하여적용하는것이타당하다. 최근에는독성연구들이환경과관련된 PCBs 노출을독성영향과직접적으로연관짓는방향으로진행하고있다. 조류에대한 PCBs 의독성효과에대해다양한독성자료들이존재하는데, 이를살펴보면독성치가조류종에따라그리고 PCB 혼합물에따라상당히큰변이성을보이고있다 (Barron 등, 1995). Sample 등 (1996) 은조류에대해 0.18~1.8 mg/kg d 의총 PCB 기준치를제시하였다. 야생생물에대한다양한 PCBs 생태독성기준치는 < 표 3-5~6> 에제시하였다.

100 90 PCBs 토양오염지역위해성평가 나. 환경중배출에따른독성등유해인자의변동요인환경중으로배출된 PCBs가수용체인사람과생물들에게접촉하게되는과정에서노출수준은부지특이적 공간적 기후적특성과토양특성, 그리고수용체의특성에의해서변동하게된다. 따라서아래열거된항목에대한부지특이적정보를수집할필요가있다. < 표 3-8> PCBs 오염지역의노출평가를위한노출계수자료 (1) 토양특이적매개변수거주지상업 / 산업입력자료단위어린이성인노동자토양특이적매개변수 모세관대두께 cm 5 모세관대공기함량 cm 3 /cm 모세관대수분함량 cmv/cm 유기탄소분율 (foc*) g OC/g soil 0.01 = 거주지성인지하수 Darcy 속도 cm/yr 6 = 거주지성인 지하수혼합대두께 cm 1524 불포화대침투속도 cm/yr 3 토양용적밀도 g/cm 토양- 피부흡착율 mg/cm 총공극률 cm 3 /cm 불포화대공기함량 cm 3 /cm = 거주지성인불포화대수분함량 cm 3 /cm = 거주지성인 불포화대두께 cm 295

101 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 91 < 표 3-9> PCBs 오염지역의노출평가를위한노출계수자료 (2) 노출계수 단위 어린이 성인 노동자 발암물질에대한평균수명 yr = 거주지성인 70 = 거주지성인 비발암물질에대한평균수명 yr 증기노출에대한평균수명 s = 거주지성인 9.46E E+08 체중 kg 빌딩바닥면적에대한공기체적 cm 3 /cm 2 = 거주지성인 노출기간 yr 노출빈도 d/yr 위락용수에대한노출빈도 d/yr 실내공기노출시간 hr/d 실외공기노출시간 hr/d 위락용수에대한노출시간 hr/d 지하수섭취율 L/d 실내공기교환율 1/s = 거주지성인 5.60E E-03 실내흡입율 m 3 /d 위락용수섭취율 L/hr 실외공기흡입율 m 3 /d 토양에노출된체표면적 cm 위락용수에노출된체표면적 cm 토양섭취율 mg/d

102 92 PCBs 토양오염지역위해성평가 2. 노출평가 가. 인체건강위해성평가과정중노출시나리오, 노출알고리즘 PCBs 에의한토양오염지역의인체위해성평가과정은유해성확인, 용량 - 반응평가, 노출평가, 위해도결정등 4단계과정을거쳐이루어지게되는데, 이단계중노출평가단계는실제적인노출환경으로부터노출가능한인구집단의위해성파악을위해노출량을산정하는단계이다. 노출평가의주요단계는먼저, 노출발생과관련된상황을설정하는노출시나리오를구성하며, 다음으로오염물질과의접촉후인체내로침투하는잠재적노출경로들을고려하여노출알고리즘을산정하고, 인체노출과관련된모든노출계수들을조사하여, 이러한노출계수들중적절한값을선택해마지막으로노출알고리즘을통해각노출경로에따른특정오염물질에대한인체노출량을산출하게된다. 그러므로노출평가에있어노출인구집단, 노출빈도및노출기간, 노출경로등다양한노출계수들은필수요소이며, PCBs 토양오염에의한인체노출량산정시각매체별노출시나리오에따른노출계수의선택은정량적평가를위해서도매우중요하다고할수있다.

103 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 93 1) 노출시나리오 PCBs 의각매체별잠재적노출경로를살펴보면, 아래그림과같이 PCBs의노출에의해토양, 물, 공기등다양한매체를통해서인체에영향을주는데, 이러한노출발생과관련된상황을설정하는노출시나리오의구성을위해국내외자료들을조사하였다. < 그림 3-1> PCBs 물질의매체별노출경로 노출시나리오에대한국내외사례들을살펴보면, 크게두가지로나눌수있는데, PCBs 의사용, 유출등의노출에의한인체위해성평가와다양한환경매체 ( 공기, 토양, 물, 퇴적물등 ) 를통한인체위해성평가자료들로구분하였다. 조사된사례들을살펴보면, 먼저 PCBs 물질의사용, 유출등의노출에의한인체위해성평가자료로서미국의 1950~1970년대건축물접합재료로많이사용되어온 Sealant의성분인 PCBs 가쓰인건축물을대상으로토양섭취와피부접촉에의한위해성평가를수행한보고서가조사되었다. 두번째사례로는 ATSDR의군사기지조정및폐쇄프로그램 (Base Realignment and Closure, BRAC) 이진행되었던지역에서전기적절연체로사용된 PCBs 성분유출지역에거주하는성인과어린이를대상으로토양섭취, 피부접촉, 흡입을통한위해성평가와영국의전기로제강공장의노동자들을대상으로직업적노출에대한 PCBs 물질의흡입으로인한

104 94 PCBs 토양오염지역위해성평가 인체위해성평가자료가조사되었다. 또한환경매체를통한인체위해성평가자료로는미국, 캐나다, 네덜란드, 일본등각나라별로공기, 토양, 퇴적물, 식품등다양한매체를통한노출에의해발생하는인체위해성평가와관련된자료들이있었다. 따라서 PCBs 노출에의한인체위해성평가와관련된국내외자료들은다음그림과같이대부분공통적인경로를통해노출인구집단에영향을주는것으로나타났는데, 대부분대상지역을주거및농업용지와공업및상업부지로구분하였고, 수용체는주민과근로자로인구집단을나누고연령별로는어린이와성인으로구분하였다. 또한공기, 토양, 지하수, 식품등의흡입, 섭취, 피부접촉을통해 PCBs, 물질의노출이일어나는것으로조사되었다.

105 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 95 < 그림 3-2> PCBs 물질의노출에의한대표적인노출경로

106 96 PCBs 토양오염지역위해성평가 2) 노출알고리즘앞서조사된자료들의수집과분석으로, 노출시나리오는 PCBs 의노출이공기, 토양, 지하수, 식품등의이동수단을통해거주지역과노출현장지역, 두지역의섭취, 흡입, 피부접촉등의경로를통해거주지역의성인과어린이, 노출현장지역의노동자에게영향을주는것을파악할수있었다. 따라서이러한시나리오들을통해노출알고리즘을산정하게되는데, 경로별대표적인노출알고리즘은섭취, 피부접촉, 흡입으로구분하여아래의표와같이나타낼수있다. - 섭취 토양, 퇴적물섭취 LADD(mg/kg/day) = C IR ED EF BW AT or ED(mg/kg/day) = C IR FI EF ED CF BW AT C : 토양내농도 (mg/kg) IR : 섭취율 (mg/day) ED : 노출기간 (year) EF : 노출빈도 (days/year) BW : 체중 (kg) AT : 평균수명 (day) FI : 섭취분율 (unitless) CF : 환산계수 (kg/mg)

107 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 97 음용수섭취 ED(mg/kg/day) = C IR FI EF ED CF BW AT or ADD(mg/kg/day) = C IR ED EF BW AT C : 토양내농도 (mg/kg) IR : 섭취율 (L/d) FI : 섭취분율 (unitless) EF : 노출빈도 (days/year) ED : 노출기간 (years) CF : 환산계수 BW : 체중 (kg) AT : 기대수명 (years) - 피부접촉 토양피부접촉 DAD(mg/kg/day) = C SA AF ABS ED EF BW AT DAD : 피부흡수량 C : 농도 (mg/kg) SA : 표면적 (cm 2 ) AF: 흡착계수 (mg/cm 2 ) ABS: 흡수계수 (unitless) ED: 노출기간 (years) EF: 노출빈도 (days/year) BW: 체중 (kg) AT: 평균수명 (days)

108 98 PCBs 토양오염지역위해성평가 물피부접촉 ( 샤워를통한 ) DAD(mg/kg/day) = C SA PC ET ED EF BW AT C : 농도 SA : 표면적 (cm 2) PC : 피부투과계수 (cm/hr) ET : 샤워노출시간 (hr) ED: 노출기간 (years) EF: 노출빈도 (days/year) BW: 체중 (kg) AT: 평균수명 (days) - 흡입 토양, 퇴적물, 지하수흡입 EC(mg/kg/day) = CA ( ET 24hrs/day ) EF ED AT or Dose(mg/kg/day) = C P IR AF ED BW LE EC : 노출농도 CA : 공기중오염물질농도 (mg/m 3 ) C : 토양내오염물질농도 (mg/kg) ET : 노출시간 (hours/day) EF : 노출빈도 (days/year) ED : 노출기간 (years) P : 공기내분진농도 (kg/m 3 ) IR : 수용체의공기흡입율 (m 3 /h) AF : 흡입흡수계수 (unitless) BW : 체중 (kg) AT : 평균수명 (days) LE : 기대수명 (yr) ( 단, 발암물질평가에한함 )

109 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 99 나. 인체위해성평가과정중노출계수 노출평가 단계에서 노출 알고리즘 산정 후, 다음 단계로서 알고리즘을 통한 노출량 산정시 필요한인체 노출과관련된 다양한노출계수들의조사가이루어지 게 된다. 노출계수 파악 과정에서, PCBs 물질의 노출을 정량화하는데 요구되는 인체관 련 노출계수의특성에 따라 인체에 미치는 영향은 크게 변하게 되는데, PCBs 물질 의인체 노출수준은 물리적 환경이나생활양식, 생리적 요인등 인종과지역간의 특성에 따라 다양하게 변화하기 때문에 인체에 미치는 영향을 규명하기 위해서는 정확한 인체 노출량을 아는 것이 매우 중요하다고 할 수 있다. 국내외 조사된 노출계수들을 살펴보면, 경로별 대표적인노출알고리즘에 대표 적으로 사용되는 노출계수들에는 공통적으로 사용되는 체중, 기대수명, 노출기간, 노출빈도등이있었으며, 그 밖에 각 노출경로별로사용되는 노출계수들은 체표면 적, 토양섭취량, 토양과 피부간 흡착계수, 피부 흡수계수, 호흡률 등으로 조사되었 다. 1) 공통적으로사용되는노출계수공통적으로사용되는노출계수들로는체중, 기대수명, 노출기간, 노출빈도가있는데, 이노출계수들은섭취, 피부접촉, 흡입등의노출경로에따른노출알고리즘에서공통적으로사용되는것으로조사되었다. 체중 (Body Weight, BW) PCBs 물질의노출시섭취, 피부흡수, 흡입의 3가지경로를통한노출량계산식에서가장공통적으로많이사용되는노출인자중의하나로서노출기간동안의노출대상인구의평균체중값이이용된다. 미국과네덜란드, 호주에서는성인체중의평균값으로 70 kg을, 어린이 (1~6세) 의체중은미국과네덜란드에서 15 kg으로권장되고있다. 캐나다의경우에는성인의체중평균값으로 70.7 kg을, 어린이의경우에는연령별로유아의경우 8.2 kg(7 개월미만 ), 16.5 kg(7 개월 ) 32.9 kg(5~11 세 ) 로나타내고있다. 다음나타낸표와같이,

110 100 PCBs 토양오염지역위해성평가 우리나라경우평균체중은한국인인체치수조사 (2004) 에의하면 0세의영아부터 90 세의노인층에이르기까지각연령층을상대로남자 7050 명, 여자 7150 명을대상으로체중을조사한값으로성인 (19세~65세) 남자평균체중은 69.6 kg, 성인여자의평균체중은 56.4 kg으로조사되어, 우리나라의평균체중은미국이나유럽보다낮은것으로나타났다. < 표 3-10> 한국의연령별평균체중 연령남자여자 ( 단위 : kg) 5세이하 세 세 세 세 세 세이상 세 기대수명 ( 평균수명, Average Time, AT) 기대수명은발암위해성평가시사람의일생동안의노출을고려하여결정되며, 수명은노출량계산식에서값이작게결정되면잠재적발암위해도가커지게되고, 반대로기대수명이길면잠재적발암위해도가작아지게되는특성을나타내므로중요한노출계수라할수있다. 조사된자료들을보면, 미국과영국의경우실제평균수명보다적은 70년을사용하고있는데, 우리나라의평균수명도통계청의생명표를보면 2007년기준으로남자는 세, 여자는 82.73세로남녀평균 세로조사되어실제한국인평균수명도 70년이상으로나타났다.

111 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 101 < 표 3-11> 2006년 OECD 가입국평균수명 (0세기대수명 ) 일본 스위스 독일 한국 미국 터키 OECD 평균 자료 : 통계청 OECD Health Data(2008) 노출기간 (Exp osu re D u ra tion, ED ) 노출기간은일생을통해오염대상물질에노출되는총연수 (years) 를의미하며, 통계적자료가있을경우에는 95% 상한치를사용하게되는데, 비발암물질의경우개인이한곳에서거주하는기간의 95% 상한치를 30년 (RME, Reasonable M a x im um Ex p osu re ) 으로보고보통사용하는것으로나타났다. 미국의경우주거지역의성인은 30년, 어린이는 5년, 상업및공업지역에서는 25 년을기본값으로사용하고있으며, 호주의경우에는지역의구분없이 30년을사용하고있고, 우리나라의경우뚜렷한값이정해져있지않는것으로조사되었다. 노출빈도 (Exposure Frequency, EF) 노출빈도는 노출대상이 연간 오염대상 물질에 노출되는 총 일수 (days) 를 의미 하는데, 미국 환경청의 경우 노출인자 핸드북에는 주거지역 연간 350 일, 상업 및 공업지역은 250 일로 제시되고 있으며, 미국 버지니아 주의 위해성평가 지침관련 프로그램 (Virginia Voluntary Remediation Program: VRP) 자료에는 지역과 인구 집단, 연령을 구분하여 좀 더 다양하게 나타나고 있는데, 주거지역의 경우 성인과 어린이 모두 연간 350 일, 건설 노동자의 경우 125일, 공업 및 상업 지역 노동자는 250 일, 휴양객 어린이와 성인은 195일, 무단침입자의경우 어린이와 성인모두 24일 로제시하였다. 노출빈도역시 국내에 대표 값이정해져 있지않는 것으로조사되었 다.

112 102 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 표 3-12> 미국버지니아주 VRP 의노출계수 ( 예시 ) 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) 주거지역 공업및 휴양객 무단출입자 건설노동자 상업지역 성인 어린이 노동자 성인 어린이 성인 어린이 ) 기타노출계수먼저설명한공통적으로사용되는노출계수외에토양섭취량, 체표면적, 토양 - 피부간흡착계수, 피부흡수계수, 호흡률등은각노출경로별알고리즘에사용되는노출계수들로토양섭취량은섭취를통한노출알고리즘에서, 토양 -피부간흡착계수와피부흡수계수는피부접촉을통한노출알고리즘, 호흡률은흡입을통한노출알고리즘에서사용되었다. 토양섭취량 (Soil Ingestion Rate, IR) 토양섭취량은토양의섭취를통해노출되는오염물질의인체노출량산정시요구되는노출계수로서잠재적으로인체에오염물질이노출되는경우, 주로어린이들은물체나손을입에넣는행동으로일어날수있고, 성인의경우음식이나손에묻어있는흙이나먼지입자로토양을섭취하게되는양으로조사된다. 외국의경우특히어린이에게있어서토양섭취는오염물질이인체로유입되는경우이므로, 어른들보다는어린이들의토양섭취량에주목하여 100 mg/day을적용하고, 이식증어린이의경우는 5000 mg을, 성인의경우는 50 mg/kg 값을권장하는것으로나타났다.

113 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 103 < 표 3-13> 일일토양섭취량 (US EPA) 연령 US EPA (mg/day) 어린이 100/ 200 청소년 50 이식증어린이 5000 성인 50 체표면적 (Skin Surface Area, SA) 체표면적은피부를통해노출되는오염물질의인체노출량산정시요구되는노출계수인데, 오염물질에대한피부노출은토양접촉, 물 ( 수영, 목욕 ), 대기중먼지등을통해일어나며, 이러한피부노출추정시오염물질에노출된체표면적을결정하여야하고, 노출시나리오에따라서전체또는특정부위에대한체표면적이필요하게되므로, 이를위해서는직접측정한자료에의해주로대표값이추천되고있다. < 표 3-14~16> 은위해성평가시사용되는체표면적을나라별로나타낸것인데, 캐나다는일반성인과근로자를구분하고연령별로다양하게나타내었고, 총체표면적이외에손, 팔, 다리와같은신체각부분의면적값도제시하고있다. 미국도역시신체각부분의다양한값을나타내고있고, 독일의 UMS system의체표면적자료의경우에는총체표면적값만제시하고있다. 국내의경우피부체표면적산출공식은매우다양한데, 그중하나의예를들면, 한국인인체치수조사사업보고서 ( 산업자원부, 2004) 를참고로하여제시된한국인성인남녀의체표면적에관한연구 ( 이주영, 2005) 에서제시된결과값은성인 (20~ 65세 ) 의경우체표면적인 17,000 cm 2 이고, 어린이의경우 6,500 cm 2 (1~6세) 으로나타났다. 그런데토양의피부접촉에의한노출경로는의상을착용한부분을제외한노출체표면적이필요하며, 아래에제시된값들중미국환경청의경우일반성인 ( 주거지역 ) 은반팔, 반바지를입고신발을신고있다고가정해노출된체표면적은머리, 손, 하박, 종아리부분으로가정하여기본값을 5,700 cm 2 으로사용하고, 상업및공업지역의경우반팔, 긴바지를입고신발을싣는다고가정하여기본값이 3,300

114 104 PCBs 토양오염지역위해성평가 cm 2 이되는등, 각나라별로노출된다고가정하는신체부위가모두달라피부 체표면적의값이다양하게나타나는것으로조사되었다. < 표 3-14> 미국의체표면적 (US EPA, 2004) ( 단위 : cm 2 ) 체표면적 노출인자 중앙값 RME 시나리오 주거지역 산업지역 주거지역 산업지역 성인 어린이 2800 NA 2800 NA < 표 3-15> 캐나다의체표면적 (Health Canada) ( 단위 : cm 2 ) 캐나다인구구분 체표면적 영아 유아 어린이 청소년 성인 건설노동자 연령 0 6개월 7개월 4 년 5 11년 12 19년 20년 > 20년 손 하박 종아리 종합 < 표 3-16> 독일 UMS의체표면적 ( 단위 : cm 2 ) 토양내노출평가를위한 UMS 시스템 (1997, 독일 ) 연령 < 1년 1-3년 4-8년 9-16년 > 16년 체표면적

115 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 105 토양 -피부간흡착계수 (Soil-to-Skin Adherence Factor, AF) 토양 -피부간흡착계수는토양의피부접촉을통해노출되는오염물질의인체노출량산정시요구되는노출계수로단위체표면적당피부에흡착되는토양의양을말하는데, 아래의표에국가별토양위해성평가에서사용되는토양 -피부간흡착계수를제시하였고, 흡착계수는토양특성, 신체부위, 활동에따라영향을받는것으로조사되었으며, 국내에는대표적인수치가없는것으로나타났다. < 표 3-17> 국가별토양 - 피부간흡착계수 ( 단위 : mg/cm 2 ) 성인 어린이 거주지역 0.07 or or 0.04 US EPA (2002, 2004) 공업 / 산업 0.2( 실외노동자 ) or 건설 0.3 or ASTM (2002) RIVM (2001) - 실내 : 0.56, 실외 : 3.75 실내 : 0.05, 실외 : 0.51 UK (2005) - 거주지역 (16-59년) 실내 : 0.06, 실외 : 0.3 거주지역 (0-16년) 실내 : 0.06, 실외 : 1

116 106 PCBs 토양오염지역위해성평가 피부흡수계수 (Dermal Absorption Fraction from Soil, ABS) 피부흡수계수는피부접촉을통해노출되는오염물질의인체노출량산정시요구되는노출계수로서오염물질이피부를통과하여혈류에흡수되는정도를나타내는인자이므로물질에따라각각그값이다른데, 미국환경청에서제시하는기본피부흡수율은반휘발성유기물질 (SVOCs) 에대한기본피부흡수율은 0.1 이고 PCBs 물질에대한피부흡수율은 0.14 로조사되었다. 피부흡수계수는보편적으로국가별차이가없는인자로나타났다. < 표 3-18> 화학물질별피부흡수계수 (US EPA, 2004) 화합물질 피부흡수계수 (ABS) 1 Arsenic 0.03 Cadmium Chlordane ,4-Dichlorophenoxyacetic acid 0.05 DDT 0.03 TCDD and other dioxins ( 토양유기물량 >10%) Lindane 0.04 Benzo(a)pyrene and other PAHS 0.13 Aroclors 1254/1242 and other PCBs 0.14 Pentachlorophenol 0.25 Semivolatile organic compounds 0.1 1: 실험평균값

117 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 107 호흡률 (Inhalation Rate, IR) 호흡률은호흡을통해노출되는오염물질의인체노출량산정시요구되는노출계수로, 개인의호흡률은연령, 성, 체중, 건강상태, 활동형태 ( 육체활동의정도, 기간 ) 에따라변화하므로표준화된호흡률을제시하기에는어려움이존재하는것으로나타났다. 미국환경청에서는단기간노출과장기간노출로나누어호흡률을권고하고있으며, 연령별로아래의표와같이다양한값이조사되었다. < 표 3-19> 장기간노출시연령별호흡률권장치 (US EPA) 인구 평균 (m 3 /day) < 1 년 4.5 영아 1-2 년 년 년 10 어린이 9-11 년 ( 남성 / 여성 ) 14/ 년 ( 남성 / 여성 ) 15/ 년 ( 남성 / 여성 ) 17/12 성인 년 ( 남성 / 여성 ) 15.2/11.3

118 108 PCBs 토양오염지역위해성평가 다. 생태위해성평가총 PCBs 노출에대한측정또는평가는 PCBs 오염된지역에대한생태위해성평가과정에서가장중요한요소이다. 이용가능한생물축적계수 (BAF) 또는생태독성기준치는총 PCBs 에기초한다. 이들자료들은대부분상업적인 Aroclor 혼합물을이용한용량 - 반응평가결과이거나, Aroclor 에기초한총 PCBs 측정결과를이용한현장효과를정량한것이다. 생태계의수용체에대한독성과 PCB 노출에대한평가의기본은 PCBs 의생태영향에대한정확한평가에있다. < 표 3-20> 은생태위해성평가수준별생태계수용체에대한특화된평가종말점, 측정종말점및해결해야할위해도질문들에대해예시한것이다.

119 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 109 < 표 3-20> PCBs 생태위해성평가에서의평가 / 측정종말점및해결해야할위해도질문 ( 예시 ) 수용체분류 평가종말점 측정종말점 단계 1 단계 2 위해도질문 식물 식물플랑크톤 / 대형조류 / 다른식물들의생존, 성장, 생식등 물에서의 PCBs 농도와수질준거치와의비교 식물독성시험 지표수내 PCBs가수서또는육상식물에위해원인이되는가? 부지특이적독성 저서무척추동물 저서무척추동물군집의생존, 성장, 생식등 퇴적물에서의 PCBs 농도와퇴적물독성기준치와의비교 시험 : 대조구및오염지역에서의저서무척추동물군집을이용한 퇴적물내 PCBs가저서무척추동물에위해원인이되는가? 시험 어류또는수서무척추동물 수서동물의생존, 성장, 생식등 지표수의 PCBs 농도와주변수질준거치 / 수서독성기준치와의비교 어류조직내 PCBs 농도와조직잔류물기준치와의비교 지표수내오염물질이어류및수서무척추동물에위해원인이되는가? 야생동물 야생동물의생존, 성장, 생식등 PCBs의섭취량과너구리 / 밍크등의섭식독성기준치와의비교무관찰영향농도최소관찰영향농도 먹이내오염물질이야생동물에위해원인이되는가?

120 110 PCBs 토양오염지역위해성평가 아래의표는단계별생태위해성평가에서고려되는노출인자및위해도인자의 대표적인가정조건및고려사항을예시한것이다. < 표 3-21> 단계별생태위해성평가에서야생동물노출및위해도추정시대표적인가정조건들 ( 예시 ) 매개변수단위단계 1 단계 2 노출점농도매체특이적최대값평균값 측정빈도 NA 비고려 ( 탐지되었다면 ) 관심오염물질결정시고려 수용체 NA 최대민감종부지특이적종 체중 kg 최소치평균치 섭취율 g/day 최대치평균치 먹이선택 % 최대로오염된먹이부지 - 및종 - 특이적먹이 생물이용도 % 100% 부지이용계수없음 1 생물이용도의모델링결과값또는측정된추정치행동권역및영향받은서식처지역에기반한부지- 및종-특이적추정치 노출기간없음 1 1 또는종특이적 생물축적계수 없음 문헌상상위신뢰한계치또는 1 배경농도 NA 가용하다면평가 문헌상중위수또는부지특이적측정치위해도서술및불확실성분석에서고려 독성기준치 NA 무관찰영향농도최소관찰영향농도 위해도계산 NA 유해지수 (hazard quotient, HQs) 증거가중법 ( 예 : HQs, 독성검사, 생태조사등 )

121 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 111 생태위해성평가에서수준별또는생태계수용체별노출평가시 PCBs 의노출농도에대한정보가부족할시에는문헌을참고하여생물농축계수 (BCF) 또는생물축적계수 (BA F) 등을이용할수있다 ( 표 ). 보고에의하면일부다이옥신류 PCBs 의경우물에서패류로의생물축적계수 (BA Fs) 가 10 7 을넘는경우도있었다 (US EPA, 2000). < 표 3-22> PCBs의생물축적계수 (BAF) 또는생물농축계수 (BCF) 경로 BAF/BCF 범위 참고문헌 토양 지렁이 Sample 등 (1999) 토양 작은포유류 1.2 Efroymson 등 (1997) 퇴적물 저서무척추동물 US EPA(2000a) 퇴적물 어류 US EPA(2000a) 물 어류 1 50,100 US EPA(2000a) 어류 조류또는포유류 US EPA(2000a) 퇴적물 조류 US EPA(2000a) 생태수용체에의 PCB 노출을 평가하기위해생태적으로관련된 매체 즉 표토 (30 cm 깊이 ), 표층 퇴적물 (10 cm 깊이 ) 및 지표수에서의 PCB 노출점농도를결정하는 것이필요하다. 야생동물의노출은 일반적으로일일평균노출량을 계산하는 단순노 출모형을 활용하여 추정한다. 먹이조직의 소비기준치 (D) 는 다음의 식으로 계산한 다. 여기에서 TRV 는수용체종의독성참고치 ( 예를들면무관찰영향농도등 ), UF 는

122 112 PCBs 토양오염지역위해성평가 불확실계수, F 는먹이섭취인자 (g /g 몸무게 / 일 ) 를말한다. 여기에서 a는동화효율성 (=0.9) 을말하며, d는섭식분율 (=1.0) 을뜻하고, L은수명분율 (=1.0) 을뜻하고, R은먹이섭취율 (g/g 몸무게 / 일 ) 을말하는데먹이소비율 (g/day) 을몸무게 (g) 로나누어주면된다. 무관찰영향농도가존재하지않은경우에는최소관찰영향농도가사용될수있는데, 최소관찰영향농도에불확실성인자를곱하여무관찰영향농도를산출하게된다. 이때의불확실성인자는주로 0.1 을사용하게된다. 50% 치사량 (LD50) 을무관찰영향농도로전환하는경우에는불확실성인자로 을활용하게된다. 단계 1 에서의노출평가는통상적으로 PCB 의측정치중최대값을활용하고보수적인노출가정조건을활용하게된다. PCBs 가검출되지않았을경우농도는검출한계의 50% 로가정할수있다. 야생동물먹이내 PCBs 농도가존재하지않는경우에는문헌에서존재하는생물축적인자들을활용하여추정할수있다. 단계 2 에서의노출평가는노출을정량화하기위해평균또는상위신뢰수준농도를사용한다. 야생동물먹이내 PCBs 농도는문헌에서존재하는생물축적인자들을활용하거나측정치를사용하여결정한다. 단계 2 에서의영향분석은일반적으로최소관찰영향농도다른참고치를활용하게된다. 만약멸종위기종등이부지에존재한다고알려지면이때는단계 1의생태독성기준치를활용하여야한다.

123 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 복합오염물질위해성평가기법적용성 가. 총량및이성체별노출경로, 노출량산정방법 1) R BCA 방법일반적으로추정하고있는노출경로는토양입자에대한구강섭취 / 피부접촉 / 흡입노출경로, 실내 / 외휘발물질흡입, 지하수섭취, 수영등에의한물과피부접촉등으로구분할수있다. 다매체 다경로노출량산정방법에서는환경노출농도예측모형을통한초기노출평가, 다매체 다경로모니터링을통한부지특이적노출평가등으로나누어볼수있고, 현재국내에검증된환경노출농도예측모형이존재하지않기때문에부지특이적노출평가를위한다매체 다경로모니터링이필요할것으로판단된다.

124 114 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 3-3> RBCA 의노출평가방법

125 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 115 2) 이차독성 (secon da ry p oi son in g) 평가를위한노출평가방법 PCBs 오염지역위해성평가에서이차독성을일으킬수있는이차오염에대한노출경로는오염된지역에서채취된어패류섭취와농작물섭취등으로나누어볼수있다. 또한이차오염에대한노출량산정방법으로는어패류 농작물생물축적모형을통한초기노출평가와어패류 농작물모니터링을통한부지특이적노출평가가있을수있으나현재국내에서는어패류 농작물에대한생물축적모형이검증된사례가없기때문에부지특이적노출평가를위한다매체 다경로모니터링이필요할것으로판단된다. 3 ) 다이옥신류 PCBs 에대한모니터링의현실적제약다이옥신류의분석의어려움으로인해서다매체 다경로모니터링수행이어렵고, 따라서활용가능한모니터링자료가부족하다. 다이옥신류에대한생물학적스크리닝기법 (bioanalytical screening tool) 을적용할필요가있는데, H4IIE-luc cell 또는 CALUX system 을이용한다이옥신류활동도평가를통해서독성등가농도값을평가할수있다. 일차적으로생물학적스크리닝결과얻어진독성등가농도값을이용하여위해성평가를수행하고, 위해성이확인된경우다이옥신류에대한기기분석수행하는단계적접근방법을적용할필요가있다 ( 그림 3-4).

126 116 PCBs 토양오염지역위해성평가 GCMS method Compound 1: concentration 1 x TEF1 = TEQ1 Compound 2: concentration 2 x TEF2 = TEQ2 Compound 3: concentration 3 x TEF3 = TEQ3 Compound n: concentration n x TEFn = TEQn Total dioxin toxicity of mixture: SumTEQ + CALUX method Direct measurement of TEQ value of sample 70 Action limit Virtual limit 60 GC/MS content (pg TEQ/g) Good relation total TEQ and CALUXresponse CALUX content (pg TEQ/g) < 그림 3-4> 다이옥신활성물질에노출된 DR-CALUX 의작용기작모식도

127 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 117 나. 총량및이성체별위해성평가방법등에대한적용성 1) 발암성 PCBs에대한초과발암위해도평가총 PCBs의경우구강섭취와흡입노출경로각각에대한발암기울기인자적용후초과발암위해도를계산한다. 다이옥신류 PCBs 의경우는다이옥신에대한독성등가계수값을적용해서계산된독성등가농도에대해서다이옥신의발암기울기인자를적용해서초과발암위해도를계산한다. < 표 3-23> 발암위해도계산 ( 예시 ) 노출경로 일일평균노출량 발암기울기계수 발암위해도 총PCB 토양섭취 4.7E-7 mg/kg-d 2 mg/kg-d 1E-6 증기흡입 1.2E-6 mg/kg-d 0.4 mg/kg-d 4.8E-7 지하수섭취 6.1E-5 mg/kg-d 0.4 mg/kg-d 2.4E-5 어류섭취 2.0E-5 mg/kg-d 2 mg/kg-d 4.0E-5 다이옥신류이성체 토양섭취 2.7E-8 mg/kg-d 150,000 mg/kg-d 4.2E-3 어류섭취 4.8E-9 mg/kg-d 150,000 mg/kg-d 7.2E-4 참고 : 위해도 = 일일평균노출량 x 발암기울기

128 118 PCBs 토양오염지역위해성평가 2) 발암성 PCBs에대한노출역 (M a rgin of Ex p osure) 평가다이옥신류에대한초과발암위해도평가결과에대해서현재미국이외의나라와 WHO 에서다이옥신에대한일일허용섭취량을통해서비발암물질과동일한방법으로인체위해도를평가하고있다. 또한유럽식품안전청에서는 PAH 와같은유전독성및발암성물질에대해서노출역평가를통해서인체위해도평가를수행하고있다. 발암물질과비발암물질에대한통일된위해도평가방법의하나로제안되고있는노출역방법에대한적용가능성검토가요구된다.

129 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 환경중다매체거동인자 여기에서는 PCBs 오염지역에서매질별 ( 토양, 대기, 수체, 퇴적물등 ) 분포에 영향을주는다매체거동인자를조사하였다. 가. 토양중거동인자일반적으로토양에서 PCBs 거동에 영향을 주는 인자는 1) 토양층 혼합 (mixing of soil la y e rs), 2) 토양입자 ( 또는 토양 유기물 ) 로의 흡착 (sorp tion), 3) 분해 (transformation), 4) 휘발 (volatilization) 을 들 수 있다. 1) 혼합 토양혼합의경우농경지와같은특수한경우를제외하면보통의경우중요한 거동인자는아니다. 2) 흡착 PCBs 는대표적인소수성화합물로서주로토양유기물에흡착됨으로써거동에영향을주게된다. 토양에흡착된오염물질은지하수유동에비해상대적으로이동성이떨어지게되는데이러한현상을지연 (retardation) 이라한다. 토양유기물로의흡착을정량적으로추정하기위해서옥탄올-물분배계수 (octanol-water partiti oning coef f ici ent, K ow) 를사용한다. 일반적으로소수성유기화합물질의기본적인물성값의하나인 Kow 를이용하여경험적회귀식을통해토양중물과유기물질간분배계수 (partitioning coefficient between organic matter of the soi l a n d w a te r, K om ) 를구한다. logkoc = 1.46logKow (r 2 =0.98)

130 120 PCBs 토양오염지역위해성평가 다음은여러 PCBs 이성체에대한분배계수값들을정리한것이다. < 표 3-24> PCBs 이성체별분배계수 이성체 물 - 옥탄올분배계수 분배계수 물 - 퇴적물분배계수 IUPAC no. (log Kow) I a II b (log Koc) I c II b a: Hawker & Connel(1988), 가스크로마토그래피자료를통한추정값 b: De Bruijin 등 (1989), 실험을통한측정값 c: Evers & Smedes(1993), log Koc=1.46logKow-1.97 (r 2 =0.98) 식을통한계산값 d: Evers & Smedes(1993), 현장의오염퇴적토를사용한 cosolvent 방법

131 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 121 3) 분해실험적인관찰결과 3개이상의염소 (Cl) 를가지는 PCBs의경우토양중에서분해가잘되지않는것으로알려져있다. 예를들면, Aroclor 의경우토양중반감기가 210 일인것으로보고되었다 (Brunner 등, 1985). 다음그림은호기조건인토양및수체에서 PCBs 분해및혐기조건인퇴적층에서의 PCBs 분해기작을설명하는것이다. < 그림 3-5> 토양및수체등호기조건에서의분해 (A) 와혐기조건의퇴적층에서의 PCBs 분해기작 (B) 4) 휘발 헨리상수 (Henry's constant) 가큰 PCBs 이성체의경우토양층공기또는대기 로휘발되기도한다.

132 122 PCBs 토양오염지역위해성평가 나. 수체중거동인자수체에서 PCBs의분포에영향을주는관련된주요거동인자는첫째로이동에영향을미치는침적 (sedimentation), 휘발, 퇴적층내이동을들수있다. 둘째는광분해, 산화환원, 가수분해, 미생물분해등의분해 (degradation) 가수체에서중요한거동인자라할수있다. 1) 이동기작 부유고형물로의흡착및침적소수성화합물인 PCBs 는수체내의부유고형물에흡착되어퇴적물로침적됨으로써퇴적층에서의농도가증가하게된다. 대기로의휘발일반적으로수층에서대기로의휘발은크지않은것으로평가되었으나최근미국 G re a t La ke s 에서관측된결과를보면 PCBs 로오염된수층으로부터대기로휘발되는 flux가약 13~1300 ng/m 2 -day로추정되었다 (Achman 등, 1993). 2) 분해 반응 광분해 (photolysis) 대체로수체에서의광분해속도는 매우 느린 것으로알려져 있으며, 비교적 염소 (Cl) 치환수가 많은 PCBs일 수록 광분해가 빠르다 (Sa f e 등, 1976). 산화반응및가수분해 수체에서무시할정도인것으로알려지고있다 (Hu tz in ge r 등, 1974). 미생물분해염소치환수가적은 PCBs의경우자연수체에서호기성미생물분해를통해 chlorobenzoic acids로분해가일어난다 (Flanagan and May, 1993). 예컨대, 호기성수체에서 di- and trichlorobiphenyls 의반감기는 0.2-3년으로보고되었다

133 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 123 (Rapaport and Eisenreich, 1988). 퇴적층에서의혐기성분해퇴적층분해는거의무시할수준으로오염된퇴적층에서 PCBs 탈염소화 (d e ch lori na ti on ) 속도는수년에서수십년정도로알려지고있다 (D olf in g a n d Beurskens, 1994).

134 124 PCBs 토양오염지역위해성평가 다. 대기중거동인자 PCBs 의경우대기에서거동기작이어떤매체에서의거동보다도중요하다. 대 기에서거동인자는이동기작과분해 반응, 건식및습식침적을들수있다. 1) 이동기작대기이동의 % 는증기상 (vapor phase) 으로일어나며, 염소치환수가큰 PCBs 일수록입자로의흡착이큰경향이있다 (Atlas 등, 1986; Eisenreich 등, 1981). 한편, 대기중에분포하는 PCBs 는다음과같이화학적및광화학적반응, 습식및건식침적을통해제거된다. 2) 분해 반응대기중분해 반응은광분해와화학적반응으로구분되는데, PCBs 의경우대기중광분해는그리중요하지않은것으로알려져있다. 화학적반응은 OH 라디칼반응이주된분해기작이며분해속도는 di-chlorinated PCBs 의경우 2.9x10-12 cm 3 /molec/s, penta-chlorinated PCBs 의경우 0.2x10-12 cm 3 / molec/ s 로보고된바있다 (Atkinson, 1987). < 표 3-25> PCBs 염소치환수에따른 OH 라디칼분해반응상수및대기중반감기 염소치환수 k x 10-12, cm 3 molecule -1 s -1 계산치 관측치 대기중반감기

135 제 3 장 PCBs 오염지역위해성평가인자도출 125 3) 건식침적 (Dry deposition) 및습식침적 (Wet deposition) 대기중 PCBs 는 9 0 % 이상이증기상 (g a s p h a se ) 으로존재하며, 용해도가낮기때문에습식침적보다는건식침적이대기로부터의주된 PCBs 제거기작으로작용한다. 대체로건식침적속도는 cm/s로측정되고있다 (Eisenreich, 1991).

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137 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 127 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성 평가방법개발방향 1. PCBs 토양오염지역위해성평가를위한단계적접근방법 선진외국의사례를검토한결과, 토양오염지역위해성평가를단계적접근방법 (tiered approaches) 으로실시하고있었다. 첫단계에서의위해성평가는주로선별수준위해성평가로접근한후, 그다음단계에서는구체적인측정자료등을활용하여부지특이적위해성평가를실시하고있었다. 캐나다의경우, 오염부지의정화전략수립시 2가지의접근법을활용하고있다. 즉가이드라인으로접근하는방법과위해성평가실시로접근하는전략이다. 가이드라인의활용은주로일반가이드라인, 부지특이적가이드라인, 다른법령에서채택한가이드라인등으로구분할수있고, 위해성평가접근법은인체건강및생태위해성평가를실시하는방법이다. 이러한두가지접근법을활용하여정화목표를수립하고위해성관리전략을수립하게된다 ( 그림 4-1).

138 128 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 4-1> 캐나다의오염지역에대한연방지침

139 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 129 따라서선진외국의사례등을종합하여볼때, PCBs 의토양오염지역위해성평가를효율적으로실시하기위해서는 < 그림 4-2> 와같이단계별접근법을활용할필요가있다. 먼저단계 1에서는 PCB 오염가능지역을선별해내는 일반적선별 단계가필요하다. 일반적선별단계를통해 PCB 오염가능지역으로선별된부지에대해 부지특이적평가 를실시하고, 일정기준을초과하는부지에대해서는부지특이적인체건강 생태위해성평가를실시하고목표위해도를초과하는경우위해도관리를실행하게된다. 이러한단계적접근방법은비용효과적인방법일뿐만아니라구체적인부지환경등을활용하여지역주민및생태계를보호하기위한최선의정책적 경제적정화관리전략이라고할수있다. < 그림 4-2> PCBs 토양오염지역의단계별위해성관리전략

140 130 PCBs 토양오염지역위해성평가 이를좀더구체적으로살펴보면 < 그림 4-3> 과같다. 우선단계 1은 일반적선별 단계이다. 즉토양오염측정망또는실태조사등을통해 PCBs 로오염되어있을가능성이있는부지를찾아내는단계이다. 이렇게 PCB 오염가능부지를선별하기위해서는이를판단할수있는기준의정립이필요하다. 우선적으로일반적선별기준 (Generic screening level) 을정립하여이를초과하는경우그다음단계로넘어가게된다. 단계 1 에서는주로표토및심토등토양매체를측정대상으로한다 ( 표 4-1). 단계 2에서는단계 1의일반적선별기준을초과한부지에대해토양이외의매체즉지하수, 대기등에대해 PCBs 농도를측정하여부지특이적평가기준 (site-specific threshold level) 을초과하는지를선별한다. 단계 3에서는부지특이적평가기준을초과한부지에대해부지특성을고려한위해성평가를실시하여목표위해도를초과하는지를판단한다. 이때에는가능하다면농작물, 어패류등을측정대상에포함시킬수있다. 목표위해도를초과하게되면이를저감시킬수있는정화전략을수립 시행하게된다.

141 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 131 < 표 4-1> 단계별위해성관리전략에서의측정대상매체및내용 단계접근방안측정대상매체내용 단계 1 일반적선별토양 ( 표토, 심토 ) 전국적규모로모니터링을통해일반적선별기준을초과하는지점을선별 일반적선별기준을초과한 토양 ( 표토, 심토 ) 지점에대해토양이외의여러 단계 2 부지특이적평가 지하수 매체에대해 PCBs 농도를 대기 측정하여부지특이적평가기준 초과지점을선별 토양 ( 표토, 심토 ) 단계 3 부지특이적위해성평가 지하수대기농작물 부지특이적평가기준초과지점에대해부지특성에맞는위해성평가를실시 어패류 ( 지표수, 퇴적물등 )

142 132 PCBs 토양오염지역위해성평가 단계 1 단계 2 전국적규모오염원모니터링일반적선별기준기준초과추가현장조사부지특이적평가기준기준초과추가현장조사 기준미만기준미만 단계 3, 4 부지특이적위해성평가목표위해도초과정화목표설정 목표위해도미만위해도관리계획수립 < 그림 4-3> PCB 토양오염지역의위해성기반정화전략수립흐름도

143 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 중장기연구과제및세부내용 상기한 PCBs 오염지역위해성평가의단계별접근방법을효과적으로시행하기위해서는 < 그림 4-4> 와같이중장기연구로드맵을수립하여시행할필요가있다. 단계 1에서는주로 PCBs 총량을어떻게정의할것이며, 이의분석방법을개발할필요가있다. 또한 PCBs 토양오염원의인벤토리를작성하고이를전국규모의모니터링과어떻게연계할것인지를연구할필요가있다. 그리고일반적선별기준을인체및생태에대해정립할필요가있다. 단계 2 에서는부지특이적평가를위한현장조사방법론을개발하고, 부지특이적평가기준을인체및생태에대해각각개발할필요가있다. 단계 3에서는부지특이적인체건강및생태위해성평가를실시하여야하는데이때에는특히노출평가기법을개발하고독성D B( 특히생태독성 ) 를구축 확대시켜야한다. 단계 4에서는 PCBs 정화기법을개발하고정화후어떻게검증할것인지그리고위해도를어떻게저감할것인지에대해대책을수립할필요가있다. 상기한연구결과들은현재시행중인토양위해성평가지침에반영하여실제현장에서활용될수있도록할필요가있다. 가. PCBs 총량정의및분석방법개발 ( 단기 ) PCBs 는이성체라불리는개별 PCB 화합물의혼합체라말할수있다. 따라서이들이환경으로누출되어풍화과정을겪게되면각이성체들의조성이변화를겪게된다. 따라서 PCBs 총량을구하기위해서는이론적으로는 209개이성체각각에대해농도를구하고이를합하여 PCBs 총량을구하여야한다. 그러나이는시간과비용이너무많이소요되기때문에, PCBs 총량을어떻게정의하여야하는가에대한고민이있어야한다. 또한이러한정의에따른측정분석방법도같이개발되어져야한다.

144 134 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 그림 4-4> PCBs 토양오염위해성평가를위한중 장기연구로드맵

145 제 4 장 향후 PCBs 토양오염위해성평가방법개발방향 135 나. PCBs 토양오염원인벤토리작성 ( 단기 ) 및모니터링기법개발 ( 중기 ) 전국가적으로 PCBs 오염토양을정화하고관리하기위해서는우선적으로 PCBs 잠재오염원이어디에어떻게존재하는지에대해구체적인인벤토리를작성하여야한다. 예를들면 PCBs 를다루는변압기재활용업체등의현황 ( 위치, 취급량등 ) 을파악하는것등이필요하고, 토양을 PCBs 로오염시킬수있는 1차, 2차오염원을기존자료를활용하여작성할필요가있다. 또한이를바탕으로토양측정망또는토양오염실태조사와어떻게연계할것인지그리고현재진행되고있는 POPs 모니터링과의연계성등을고려하여토양으로부터기인한 PCBs 오염모니터링기법을개발할필요가있다. 다. 일반적선별기준설정 ( 단 중기 ) 선별수준의인체및생태위해성평가를활용하여, 일반적선별기준을개발할필요가있다. 이를위해서위해성평가기법을활용하여선별기준설정을위한연구수행이필요하다. 토지용도별인체및생태위해도허용수준에대한검토, 보호대상수용체의범위확정 ( 지역거주민, 방문자, 야생동물, 어패류등 ), 일반적수준의노출시나리오확정등에대한연구가필요하다. 라. 부지특이적평가를위한현장조사방법론개발 ( 단기 ) 부지특이적평가를실시하기위해서는토양이아닌다른매체에대해 PCBs 농도를실측하여야한다. 이에따라지하수, 지표수, 대기등관련매체에서의현장조사방법론에대한정립이필요하다. 이는향후에진행될부지특이적위해성평가절차와도연계성을가져야할것이다. 마. 부지특이적평가기준설정 ( 단 중기 ) 부지특이적평가기준을설정하기위해서는추가적으로부지배경농도에대한조사가필요하고, PCBs 로오염된지역에서 PCBs 오염확산경로를파악할필요가있다. 특히토양특성에따른이동및확산특성을반영하여각매체 ( 토양, 지하수, 대기등 ) 에대한평가기준설정에활용할필요가있다.

146 136 PCBs 토양오염지역위해성평가 바. 부지특이적위해성평가를위한노출평가기법개발 ( 단기 ) 부지특이적위해성평가를하기위해서는노출평가기법의개발이중요하다. 특히풍화된 PCBs 에의한노출을평가하기위해서는노출시나리오, 노출계수의적정한산정등이필요하다. 사. 부지특이적위해성평가를위한독성DB 구축및확대 ( 단 중 장기 ) 부지특이적위해성평가를하기위해서는독성평가및독성 DB 의구축이필수적이다. PCBs의비발암독성및발암독성, 생태독성등의 DB를구축하는것도주요하나, 특히다이옥신류 PCB 의독성에대한 DB 구축및확대도중요하다. 선진외국특히미국의독성DB를활용하는것도중요하나, 생태독성의경우우리나라고유의생태독성기준치를정립하는것이중요하다고할수있다. 아. PCBs 정화기법 정화검증기법 위해도저감방안수립 ( 단 중 장기 ) 장기적으로는 PCBs 정화기법의개발, 위해도저감방안등을수립할필요가있다. 또한정화후검증방안에대해서도연구가필요하다. 이러한방법론등은주로한국환경산업기술원에서주관하고있는 GAIA 프로젝트를통해구현할수있을것으로판단된다.

147 제 5 장 결론 137 제 5 장 결론 잔류성유기오염물질중하나인 PCBs는스톡홀름협약에의해부속서 A와부속서 C에명시되어있으며, 2025년까지 PCBs 를 50 ppm이상함유한장치의확인, 표시, 제거및 PCBs 50 ppm이상함유된액체의재사용불가, PCBs 근절조치를매 5년마다당사국총회에서보고하도록의무화하였다. 또한 PCBs 폐기물및적치물의현황파악, 환경친화적취급및폐기, PCBs 오염지역확인및복원전략마련도협약의의무사항으로되어있다. 스톡홀름협약의의무사항중 PCBs 오염지역확인및복원전략마련 등을위해 2008년국립환경과학원에서실시한 PCBs 토양오염기초실태조사 결과, 일부업종주변지역토양에서 PCBs가검출됨에따라 PCBs 오염우려대상지역중변압기제작및재활용업체등의사업부지에대한 PCBs 토양위해성평가방법론의정립이필요하게되었다. 이에본연구에서는국내외 PCBs 토양오염위해성평가방법을조사하고, 위해성평가인자를도출하여향후 PCBs 토양오염위해성평가방법의개발방향을제시하고자하였다. 외국의 PCBs 토양위해성평가방법을조사하고중요평가인자를도출한결과, 다음과같이향후위해성평가개발방향을수립하였다. 먼저선진외국의사례등을종합하여볼때, PCBs 의토양오염지역위해성평가를효율적으로실시하기위해서는단계별접근법을활용할필요가있었다. 우선 PCB 오염가능지역을선별해내는 일반적선별 단계가필요하고, 일반적선별단계를통해 PCB 오염가능지역으로선별된부지에대해 부지특이적평가 를실시한후, 일정기준을초과하는부지에대해서는부지특이적인체건강 생태위해성평가를실시하고목표위해도를초과하는경우위해도관리를실행하면된다. 이러한단계적접근방법은비용효과적인방법일뿐만아니라구체적인부지환경등을활용하여지역주민및생태계를보호하기위한최선의정책적 경제적정화관리전략이라고할수있다. 상기한단계별접근방법을효과적으로시행하기위해서는중장기연구로드맵을수립하여시행할필요가있다. 단계 1에서는주로 PCBs 총량을어떻게정의할것이며, 이의분석방법을개발할필요가있다. 또한 PCBs 토양오염원의인벤토리를

148 138 PCBs 토양오염지역위해성평가 작성하고이를전국규모의모니터링과어떻게연계할것인지를연구할필요가있다. 그리고일반적선별기준을인체및생태에대해정립할필요가있다. 단계 2 에서는부지특이적평가를위한현장조사방법론을개발하고, 부지특이적평가기준을인체및생태에대해각각개발할필요가있다. 단계 3에서는부지특이적인체건강및생태위해성평가를실시하여야하는데이때에는특히노출평가기법을개발하고독성 DB( 특히생태독성 ) 를구축 확대시켜야한다. 단계 4 에서는 PCBs 정화기법을개발하고정화후어떻게검증할것인지그리고위해도를어떻게저감할것인지에대해대책을수립할필요가있다.

149 참고문헌 139 참고문헌 - 안윤주외, 2007 토양오염위해성평가를위한국가별노출인자비교분석및국내노출인자연구, 한국지하수토양환경학회지, 12(1), pp 토양위해성평가, , 한국지하수토양환경학회 - 환경부, 토양오염위해성평가방안마련을위한연구용역 - 위해성에근거한토양복원 전략 모색 - 환경부, , 토양오염위해성평가지침 - 이주영, , 한국인성인남녀의체표면적에관한연구, 서울대학교박사학위논문 - 산업자원부기술표준원, 2004, 제5 차한국인인체치수조사사업보고서 - Bowerman WW., Giesy JP., Best DA., Kramer VJ., 1995, A review of factors affecting productivity of bald eagles in the Great Lakes region: Implication for recovery, Environ. Health Perspect. 103(Suppl. 4), pp Health Canada. 2004, Contaminated sites program : Federal contaminated site risk assessment in Canada - PARTⅠ: Guidance on human health preliminary quantitative risk assessment(pqra) - Aries E., Anderson DR., Fisher R., 2008, Exposure assessment of workers to Airborne PCDD/Fs, PCBs and PAHs at an electric arc furnace steelmaking plant in the UK, Ann. Occup. Hyg. 52(4), pp EA, 2005, CLEA UK Handbook(Draft), Support document for the CLEA UK software Beta Version 1.0, Environmental Agency, Bristol, United Kingdom - US EPA, 1998, Evaluation of Human Health Risks from Exposure to Elevated Levels of PCBs in Housatonic River sediment, bank soils and floodplain soils in reaches 3-1 to 4-6(Newell street to the confluence of the East and West Branches) - Giesy JP., Verbrugge DA, Othout RA, Bowerman WW., Mora MA., Jones PD., Newsted JL., Vandervoort C., Heaton SN., Aulerich RJ., et al., 1994a, Contaminants in fishes from Great Lakes-influenced sections and above dams of three Michigan rivers. I: Concentrations of organo chlorine insecticides, polychlorinated biphenyls, dioxin equivalents, and mercury, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 27(2), pp Giesy JP., Verbrugge DA, Othout RA, Bowerman WW., Mora MA., Jones PD., Newsted

150 140 PCBs 토양오염지역위해성평가 JL., Vandervoort C., Heaton SN., Aulerich RJ., et al., 1994b, Contaminants in fishes from Great Lakes-influenced sections and above dams of three Michigan rivers. II: Implications for health of mink, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 27(2), pp Metcalfe CD., and Haffner GD., 1995, The ecotoxicology of coplanar polychlorinated biphenyls, Environ. Rev. 3(2), pp US EPA, Guidance for Dermal Risk Assessment, EPA/540/R-99/005 - ATSDR, Evaluation of polychlorinated biphenyl residues in residential soils along evans road, Health Consultation - ATSDR, 2005, Evaluation of soil contamination Dallas Avenue soil removal site Seattle, King County, Washington, Health Consultation - Albering HJ., Rila JP., Moonen EJC., Hoogewerff JA., Kleinjans JCS., 1999, Human Health Risk Assessment in relation to environmental pollution of two artificial freshwater lakes in the Netherlands. Environ. Health Perspect. 107(1), pp Mato Y., Suzuki N., Katatani N., Kadokami K., Nakano T., Nakayama S., Sekii H., Komoto S., Miyake S., Morita M., 2007, Human intake of PCDDs, PCDFs, and dioxin like PCBs in Japan, 2001 and Chemosphere, 67, pp. S Lee JJ., Park JW., 2002, Human Risk Assessment of multiple contaminants in the subsurface. Geoscience Journal, 6(1), pp NEPC, 1999, Guideline on Exposure Scenarios and Exposure Setting, National Environment Protection Council, Adelaide, South Australia - Priha E., Hellman S., Sorvari J., 2005, PCB contamination from polysulphide sealants in residential areas - exposure and risk assessment, Chemosphere 59, pp Virginia Department of Environmental Quality, 2005, Appendices G : Development of screening levels and cleanup levels for polychlorinated biphenyls(pcbs), In: PCB Strategy for the Commonwealth of Virginia - US EPA, 2005, PART B : PCB Human Health Risk Assessment - RIVM, 2001, Evaluation and revision of the CSOIL parameter set, , Research for Man and Environment, Bilthoven, The Netherlands - Stubenrauch S., Koschmieder HJ., Bauer D., Doetsch P., Grunhoff D., Hempfling R., and Mahr A., 1997, The UMS system for exposure assessment in soil, Int. J. Toxicol., 16, pp Virginia Department of Environmental Quality, Voluntary Remediation Program Risk Assessment Guidance

151 참고문헌 US EPA, 1996, PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. Office of Research and Development. EPA/600/p-96/001F - US EPA, 1997, Exposure factor handbook, EPA/600/8-89/043 - US EPA, 2002b, Supplemental guidance for developing soil screening levels for superfund site - US EPA, 2004, Risk Assessment Guidance for Superfund Volume: Human Health Evaluation Manual(Part E. Supplemental) - US EPA 2000a, Bioaccumulation Testing and Interpretation for the Purpose of Sediment Quality Assessment. Status and Needs, EPA-823-R Efroymson, RA., Suter II, GW., Sample BE., Jones DS., 1997, Preliminary Remediation Goals for Ecological Endpoints. US Department of Energy, ES/ER/TM-162/R2 - Sample, BE., Suter, GW., Beauchamp JJ., Efroymson RA., 1999, Literature-Derived Bioaccumulation Models for Earthworms: Development and Vali dation, Environ. Toxicol. Chem. 18, pp US EPA, 2000b, PCB ID - Toxi city Equi valency Factors(TEFs), Pollution, Prevention & Toxics - Van den Berg et al., 1998, Toxic Equivalency Factors(TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for humans and wildlife, Environ. Health Perspect. 106(12), pp

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153 부록 1. 토양오염위해성평가지침

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155 부록 145 환경부예규제 383 호 ( ) 토양오염위해성평가지침 제정 환경부예규제283호개정 환경부예규제383호 Ⅰ. 목적 이지침은토양환경보전법 ( 이하 법 이라한다 ) 제 15 조의 5 규정에따른 토양오염위해성평가 ( 이하 위해성평가 라한다 ) 를실시함에있어평가의 절차 내용및방법에관한구체적인사항을정함을목적으로한다. Ⅱ. 적용범위 1. 시 도지사또는시장ㆍ군수ㆍ구청장이법제15조제3항각호외의부분단서의규정에의하여토양정화를하고자하거나시장ㆍ군수ㆍ구청장이법제19조제3항의규정에의하여오염토양개선사업을하고자하는경우적용한다. 2. 토양환경보전법에서별도의규정이없는한오염도조사방법은본지침에의하여실시한다. 3. 이치짐에서사용하는용어의정의는 [ 별표 4] 와같다. 또한토양오염위해성평가를위해작성된별지 1 내지별지 6의내용중새로운자료를추가하거나변경할경우에는명백한과학적근거를제시하여야한다.

156 146 PCBs 토양오염지역위해성평가 Ⅲ. 위해성평가방법 1. 평가대상지역가. 상시측정ㆍ토양오염실태조사또는토양정밀조사의결과우려기준을넘는지역중오염원인자를알수없거나오염원인자에의한정화가곤란하다고인정되는지역나. 법제17조에따른다음각호의토양보전대책지역 ( 이하 대책지역 이라한다 ) 에서오염원인자가존재하지아니하거나오염원인자에의한오염토양개선사업의실시가곤란하다고인정되는지역 (1) 대책기준을넘는지역이나대책기준을초과하지아니하더라도시장ㆍ군수ㆍ구청장이대책지역으로지정해줄것을요청한지역중대책지역으로지정된지역 (2) 재배작물중오염물질함량이 식품위생법 제7조의규정에의한중금속잔류허용기준 ( 이하 중금속잔류허용기준 이라한다 ) 을초과한면적이 1만제곱미터이상인농경지로서대책지역으로지정된지역 (3) 중금속 유류등토양오염물질에의하여토양 지하수등이복합적으로오염되어사람의건강에피해를주거나환경상의위해가있어특별한대책이필요한지역으로서대책지역으로지정된지역 2. 평가대상오염물질선정가. 토양오염위해성평가대상오염물질은토양환경보전법의규정에따른다음각호의토양오염물질에한한다. (1) 유류 : 벤젠, 에틸벤젠, 톨루엔, 크실렌 (2) 중금속류 : 카드뮴, 구리, 비소, 수은, 납, 6가크롬, 아연, 니켈

157 부록 147 나. 토양오염위해성평가대상지역에서다양한오염원인물질이존재할경우발암 ( 의심 ) 물질에대해우선적으로위해성평가를실시한다. 단, 발암 ( 의심 ) 물질은벤젠, 비소, 카드뮴 ( 흡입경로 ), 크롬 ( 흡입경로 ), 니켈 ( 흡입경로 ) 로하며, 이외의물질은비발암물질로구분한다. 3. 평가수행자선정및수행가. 시 도지사또는시장ㆍ군수ㆍ구청장은다음각호의기관에토양오염위해성평가를의뢰할수있다. (1) 토양관련전문기관과더불어위해성평가전문가를포함하는연구기관및대학 (2) 기타환경부장관이인정하는전문가를포함한기관나. 선정된평가수행자는본지침에따라위해성평가를수행해야한다. Ⅳ. 위해성평가수행절차 1. 위해성평가절차및내용가. 토양오염위해성평가수행절차는 [ 별표 1] 과같다. 나. 토양오염위해성평가의내용은다음각호와같다. (1) 오염범위및노출농도결정 (2) 노출평가 (3) 독성평가 (4) 위해도결정

158 148 PCBs 토양오염지역위해성평가 2. 오염범위및노출농도결정위해성평가를위한대상토양오염범위를정하고노출농도를결정하기위하여다음의사항을고려하여야한다. (1) 자료조사 : 부지내토양오염물질의존재를확인할수있는토지이용도이력, 과거토양조사자료, 오염물질사용자료등을조사한다. (2) 토양시료채취계획수립 1 토양오염우려기준을초과하는지역에대해서는법제5조제4항에의해토양정밀조사를실시하여야하며, 토양시료채취밀도, 시료채취방법, 오염분포도작성등에관한구체적인사항및토양오염위해성평가를위한오염범위결정에대한방법은환경부고시제 호 ( 토양정밀조사지침 ) 에준한다. 2 토양정밀조사계획수립시 [ 별지제1호서식 ] 의 (1) 변동계수, (2) 시료채취개수 의과정에의해토양오염위해성평가에사용될수있는토양정밀조사시료채취개수의타당성을확인하여야하며, 토양정밀조사시료채취개수가토양오염위해성평가에서요구되는수량에미치지못할경우에는해당하는수량만큼의토양시료채취지점에대한토양조사를추가로실시한다. (3) 노출농도결정 1 토양정밀조사결과로부터 [ 별지제1호서식 ] 의 (3) 토양노출농도결정 과정에의해상위 95% 신뢰구간에해당하는토양노출농도를결정한다. 2 결정된토양노출농도로부터 [ 별지제1호서식 ] 의 (4) 지하수노출농도 과정에의해지하수노출농도를산정한다. 3 유류 (4개성분) 에대해서는 [ 별지제1호서식 ] 의 (5) 토양공기휘발노출농도 과정에의해토양노출농도로부터토양공기휘발노출농도를산정한다. 4 [ 별지제1호서식 ] 의 (6) 토양공기실내유입노출농도 에의해토양노출농도로부터토양공기실내유입노출농도를산정한다.

159 부록 노출평가다양한노출경로에의한토양오염물질의인체노출량을계산하고자할경우다음의사항을고려하여야한다. (1) 노출경로결정 1 [ 별지제2호서식 ] 에의해노출경로를결정한다. 단, 현장상황에따라필요한기타경로를추가할수있다. 2 중금속류의노출경로에는농작물섭취, 지하수섭취, 토양섭취, 토양접촉, 비산먼지흡입 ( 실내외 ) 만고려한다. 3 유류의노출경로에는지하수섭취, 토양섭취, 토양접촉, 휘발물질흡입 ( 실내외 ) 만고려한다. (2) 토지이용도구분 : 토지이용도는주거 / 농업용지와상업 / 산업용지로구분한다. (3) 수용체구분 : 수용체는성인과어린이 ( 만 1-6세 ) 로구분한다. (4) 노출경로별인체노출량산정 : 결정된노출경로로부터 [ 별지제3호서식 ] 에의해노출경로별인체노출량을산정하고, 총인체노출량을계산한다. (5) 농작물내오염물질농도 : 가능한한실측하여야하며, 실측이어려운경우는토양-식물간생물축적계수를고려하여계산할수있다. (6) 노출인자 : 노출인자는해당토지이용도및수용체에해당하는기본값을선택한다. 다만, 위해성평가수행자가현장특이적노출인자를사용할수있으며이경우명확한근거를제시하여야한다. 4. 독성평가독성평가는다음의사항을고려하여야한다. (1) 평가대상물질을발암물질과비발암물질로구분한다. 이지침의발암위해성평가대상물질은발암물질과발암의심물질 ( 미국환경청발암

160 150 PCBs 토양오염지역위해성평가 등급상 A 와 B, 또는국제암연구센터발암등급상 1 과 2 등을고려할수 있다 ) 을모두포함한다. (2) 물질에따른발암계수와비발암참고치는노출경로별로선택한다. 5. 위해도결정토양오염물질이인체에미치는위해도를결정하고자할경우다음의사항을고려하여야한다. (1) 평가대상물질을발암물질과비발암물질로구분하여위해도를각각계산한다. (2) 발암물질의위해도는 [ 별지제3호서식 ] 에제시된발암계수와인체노출평가를통해산정된일일평균인체노출량의곱으로결정된다. (3) 비발암물질의위해도는 [ 별지제3호서식 ] 에제시된비발암참고치와인체노출평가를통해산정된일일평균인체노출량의비율로결정된다. (4) 허용가능한초과발암위해도는 의범위에서결정하며, 결정된허용가능한초과발암위해도보다계산된초과발암위해도가크면발암위해성이있는것으로판단한다. 1 총초과발암위해도 (TCR) > 허용가능한초과발암위해도 ( ) : 발암위해성이있는것으로판단 2 총초과발암위해도 (TCR) < 허용가능한초과발암위해도 ( ) : 발암위해성이없는것으로판단 (5) 허용가능한위험지수는 1로보고계산된위험지수가 1보다크면비발암위해성이있는것으로판단한다. 1 위험지수 (HI) > 1 : 비발암위해성이있음 2 위험지수 (HI) < 1 : 비발암위해성이없음

161 부록 정화목표치설정위해성평가결과위해성이있다고결정되면 [ 별지제4호서식 ] 에의해발암및비발암정화목표치를환경매체별 ( 토양, 지하수등 ) 로설정한다. 이경우목표위해도값은허용가능한초과발암위해도를결정할때사용한값과동일한값을사용한다. 단, 위해도평가에따른정화목표치는토양오염대책기준을초과할수없다. Ⅴ. 토양오염위해성평가확인및결과관리 1. 토양분야위해성평가기술자문위원회 ( 가칭 ) 구성및기능시 도지사또는시장ㆍ군수ㆍ구청장은 토양분야위해성평가기술자문위원회 ( 가칭 ) 를구성하여평가과정및결과를확인 관리하여야한다. (1) 구성 : 토양분야위해성평가기술자문위원회 ( 가칭 ) 는관련대학교수, 연구기관, 사회단체, 산업체등을포함하여최소 6인이상으로구성한다. (2) 기능 : 평가수행절차에따른노출경로선정, 초과발암위해도결정등에따른확인을한다. 2. 평가결과보고및사후관리가. 시 도지사또는시장ㆍ군수ㆍ구청장은 [ 별표 2] 의토양오염위해성평가결과보고서를작성하여다음연도 1월말까지환경부장관에게보고하여야한다. 나. 시 도지사또는시장ㆍ군수ㆍ구청장은평가수행지역에대해 [ 별표 3] 의토양위해도초과지역관리대장을작성 비치하고위해성평가가완료된시점으로부터향후 5년간사후관리를하여야한다.

162 152 PCBs 토양오염지역위해성평가 Ⅵ. 행정사항 1. 시행일 이예규는발령한날부터시행한다. 2. 유효기간이예규는 훈령 예규등의발령및관리에관한규정 ( 대통령훈령제248호 ) 에따라이예규를발령한후의법령이나현실여건의변화등을검토하여야하는 2012년 8월 19일까지효력을가진다.

163 부록 153 [ 별표 1] 토양오염위해성평가수행절차도 시료채취계획수립및노출농도결정 별지제 1 호 노출경로선택 별지제 2 호 노출경로별인체노출량산정 별지제 3 호 위해도결정 별지제 3 호 위해성판단방법 Ⅳ. 5. (4) 정화목표치계산방법 ( 노출경로별 ) 별지제 4 호

164 154 PCBs 토양오염지역위해성평가 [ 별표 2] 토양오염위해성평가결과보고서 1. 위해성평가목적 2. 위해성평가내용가. 평가대상지역현황 (1) 주소 : (2) 오염원 (3) 과거토지이용도 : 주거 / 농업용지 공업 / 상업부지 현재토지이용도 : 주거 / 농업용지 공업 / 상업부지 장래토지이용계획 : (4) 지하수식수사용여부 : (5) 수용체 : 주민 ( 성인 어린이 ) 근로자 나. 평가수행자다. 평가기간라. 평가대상오염물질 (1) 유류 : 벤젠 에틸벤젠 톨루엔 크실렌 (2) 중금속 : 카드뮴 구리 비소 수은 납 6가크롬 아연 니켈 3. 위해성평가결과가. 노출농도결정 (1) 토양시료채취 [ 별지제1호서식 ] (2) 2차오염매체내노출농도예측 [ 별지제1호서식 ]

165 부록 155 나. 노출경로결정 [ 별지제2호서식 ] 다. 노출경로별인체노출량산정 [ 별지제3호서식 ] 라. 노출경로별발암, 비발암위해도결정 [ 별지제3호서식 ] 마. 위해여부판단방법바. 정화목표치계산방법 [ 별지제4호서식 ] 3. 평가결과분석및조치계획 가. 발암위해도초과오염물질 유류 : 벤젠 중금속 : 카드뮴 ( 흡입 ) 비소 6가크롬 ( 흡입 ) 니켈 ( 흡입 ) 나. 비발암위해도초과오염물질 유류 : 벤젠 에틸벤젠 톨루엔 크실렌 중금속 : 카드뮴 구리 비소 수은 납 6가크롬 아연 니켈 다. 조치계획 라. 종합의견

166 156 PCBs 토양오염지역위해성평가 [ 별표 3] 토양오염위해도초과지역관리대장 1. 초과지역현황가. 평가대상지역현황 (1) 주소 : (2) 오염원 : (3) 과거토지이용도 : 주거 / 농업용지 공업 / 상업부지 현재토지이용도 : 주거 / 농업용지 공업 / 상업부지 장래토지이용계획 : (4) 수용체 : 주민 ( 성인 어린이 ) 근로자 나. 평가종료일 2. 토양오염도조사결과 3. 위해성평가결과가. 발암위해도초과오염물질 유류 : 벤젠 중금속 : 카드뮴 ( 흡입 ) 비소 6가크롬 ( 흡입 ) 니켈 ( 흡입 ) 나. 비발암위해도초과오염물질 유류 : 벤젠 에틸벤젠 톨루엔 자일렌 중금속 : 카드뮴 구리 비소 수은 납 6 가크롬 아연 니켈 4. 조치내용 5. 기타

167 부록 157 [ 별표 4] 용어정의 노출 (exposure): 독성물질과수용체간의접촉 (contact) 노출경로 (exposure route): 섭취, 흡입, 피부접촉과같이독성물질과수용체간의접촉방법 노출농도 (exposure concentration): 토양, 지하수, 토양공기등에존재하는오염물질이인체에노출되는농도. 평균농도의 95% 상위신뢰구간에해당하는농도로결정함. 노출평가 (exposure assessment): 오염물질의인체노출량을산정하는과정으로노출기간, 노출빈도, 노출경로등을결정해야함. 무관찰영향농도 (no-observed-effect concentration NOEC): 대조군과비교하여통계적으로차이점이관찰되지않는오염물질의최대농도 발암계수 (slope factor, SF): 발암물질에대한저용량-반응관계식의기울기에서 95% 에해당하는상한신뢰도한계 불확실성계수 (uncertainty factor): 외삽을위한불확실성을고려하기위한계수. 경우에따라수치가다름 수용체 (receptors): 오염물질에영향을받는인체또는생태계구성요소 용량 (dose): 생물체에섭취, 흡입, 흡수된물질의총량 용량-반응평가 (dosr-response assessment): 노출량과반응의관계식을통해독성종말점을결정하는과정 유해성 (hazard): 위해성의원인 (sourse of risk) 인체노출량 (Intake) 또는일일평균노출량 (average daily intake, ADI): 일일평균단위체중당인체로유입되는오염물질량 (mg/kg-day) 인체흡수량 (Absorbed dose): 노출량중혈류로유입되는오염물질량 (mg/kg-day). 흡수계수를고려하여산정됨

168 158 PCBs 토양오염지역위해성평가 위해도 (risk): 독성물질에노출됨으로써악영향을받게될개연성 (probability) 위해성관리 (risk management): 위해성에대한정치적, 사회적인의사결정과정 위해성평가 (risk assessment): 위해성을정량적으로측정하는과학적인과정 위험비율 (hazard quotient): 용량-반응평가를통해산출된참고치 (RfD 또는 RfC) 와노출평가를통해산정된일일평균노출량의비율 위험지수 (hazard index): 노출경로별위험비율의합계. 비발암위해도를의미 접촉율 (contact rate): 단위시간당접촉되는오염매체량. 통계자료가있으면 95% 상한치를사용. 토양위해성평가 (soil risk assessment): 오염토양에수용체가노출됨으로써발생할위해도를정량적으로결정하는과정 참고농도 (reference concentration, RfC): 악영향이관찰되지않은독성물질의역치농도 참고치 (reference dose, RfD): 악영향이관찰되지않는독성물질의역치용량. ADI와같은의미이나미국환경청에서는 RfD를사용함. 독성물질에노출된인체에서의잠재적인비발암효과를평가한독성값으로사용됨 총초과발암위해도 (total carcinogenic risk): 노출경로별초과발암위해도의합 최소관찰영향농도 (lowest-observed-effect concentration): 대조군과비교하여통계적으로차이점이관찰되는독성물질의최소농도 최적최대농도 (reasonable maximum exposure, RME): 오염현장에서발생가능한최대농도 허용가능한초과발암위해도 : ( ) 의범위에서결정되는초과발암위해도 허용일일용량 (acceptable daily dose, ADD): 악영향이관찰되지않는독성물질의역치용량

169 부록 159 [ 별지제 1 호서식 ] 시료채취계획수립및노출농도결정 토양정밀조사지침에따른개황조사결과가있는가? 아니오 개황조사실시 예 정밀조사결과가있는가? 정밀조사시료수 (n 1) 예 아니오 (1) 변동계수산정 (1) 변동계수산정 (2) 통계학적시료채취개수결정 (n 2) (2) 통계학적시료채취개수결정 (n 2) 예 추가조사실시 n 2 >n 1 토양정밀조사실시 아니오 (3) 토양노출도결정 (4) 지하수노출농도결정 (5) 토양의휘발노출농도결정 ( 휘발유기물 ) (6) 토양공기실내유입노출농도결정 ( 휘발유기물 )

170 160 PCBs 토양오염지역위해성평가 (1) 변동계수산정 시료종류 조사지점번호 오염도 (mg/kg) 1) 평균 (m) 2) 표준편차 (s) 3) 변동계수 (CV) 주 ) 토양개황조사결과또는정밀조사로부터각대상항목별평균, 표준편차, 변동계수를계산하여기입함. 3) 변동계수, CV

171 부록 161 (2) 시료채취개수결정 시료채취개수결정 토양오염기준항목 4) 정밀조사시료채취개수 (n 1 ) 5) 비교기준치민감도 (D) 6) 통계학적시료채취개수 (n 2 ) 7) 시료채취개수 (N 1 ) 주 ) 4) 토양정밀조사지침 에의해요구되는시료채취개수 ( 토양정밀조사지침 참조) 5) D = 0.4/CV 3) 변동계수 (CV) 6) 통계학적시료채취개수 (n 2 ) 산정 n 2 ( D ) 조건 ) 5% 제1종오류 : 오염되어있지않지만오염되어있는것으로판정할확률 5% 에서의통계치 (1.645) 20% 제2종오류 : 오염되어있지만, 오염되지않았다고판정할확률 20% 에서의통계치 (0.842) 7) (n 1 ) 과 (n 2 ) 중큰수기입 (3) 토양노출농도결정 토양조사결과 토양기준항목 8) 총시료개수 (N 2 ) 9) 토양오염농도평균 (x) 10) 표준편차 (σ) 11) 자유도 (df = N 2-1) 12) 95% t- 통계값 (t 95%,df ) 13) 토양노출농도 (Cs) (mg/kg) 주 ) 8) 토양조사총시료개수기입 11) 자유도는 8) 총시료개수에서 1을뺀값 12) t-통계테이블 ( 별지 5호 서식 ) 로부터 95% 한계값 (α = 0.05) 과자유도에해당하는통계치기입. 해당자유도행이없는경우해당구간의변화폭을감안하여계산 13) Cs = 상위 95% 신뢰값 = x+t 95%, df σ N 2

172 162 PCBs 토양오염지역위해성평가 (4) 지하수노출농도결정 지하수노출농도결정 오염물질항목 14) 토양 ph 15) 토양전용적밀도 (ρ b, kg/l) 16) 공극률 (n) 17) 토양유기물함량 (f oc) 18) 토양수분함량 (θ w) 19) 토양공기함량 (θ a) 20) 무기물흡착계수 (K d) 21) 유기물분배계수 (K oc) 22) 무차원헨리상수 (H') 23) 토양유출수농도 (C L, mg/l) 24) 수리전도도 (K) (m/year) 25) 지하수수리구배 (i) 26) 토양투수도 (I) (m/year) 27) 오염원길이 (L) (m) 28) 희석계수 29) 지하수노출농도 (C w, mg/l) 주 ) 부지내지하수질농도결과가유용할경우 14) 28) 항목불필요, 29) 지하수노출농도에기입, 14) 토양조사결과기입 15) 측정값이유용하지않을경우, 기본값 1.6 기입 16) 공극률 = 1- (ρ b/ρ s), ρ s = 2.65, 기본값 ) 측정권고, 기본값 ) 기본값 ) 토양공기함량 = 공극률 - 토양수분함량, 기본값 ), 21) 별지 5호 22) 별지 5호, 수은이외무기물의경우 0. 23) C L = 토양노출농도 (mg/kg) 13) 토양노출농도 (C s ) ( K d+ (θ w+θ a H ' ) ρ b ) 24) 측정권고, 기본값 1810 m/year, 지역별평균 별지 5호 25) 기본값 ) 기본값 ) 희석계수 =1+ Kid,d =2m IL 29) Cw= C L 희석계수

173 부록 163 (5) 토양공기휘발노출농도결정 토양공기휘발노출농도결정 오염물질항목 30) 토양전용적밀도 (ρ b, kg/l) 15) 31) 공극률 (n) 16) 32) 토양유기물함량 (f oc) 17) 33) 토양수분함량 (θ w) 18) 34) 토양공기함량 (θ a ) 19) 35) 유기물분배계수 (K oc ) 21) 36) 무차원헨리상수 (H ) 22) 37) 공기내확산계수 (D a ) ( cm2 /s) 38) 수중확산계수 (D w) ( cm2 /s) 39) 토양내유효확산계수 (D s eff ) 40) 지상풍속 (U air, cm/s) 41) 토양오염원깊이 (Ls, cm) 42) 토양오염원폭 (W, cm) 43) 휘발계수 (VF) 44) 토양공기휘발농도 (C a, μg / m3 ) 주 ) 휘발유기물항목에만적용부지내토양공기내오염물질농도가유용할경우 30) 43) 항목불필요, 44) 토양공기휘발농도에기입 30) 36) 해당번호의값과동일 37) 별지 5호 38) 별지 5호 39) D eff s [ cm 2 s ] =D θ 3.33 a 1 a n 2 +D w H' θ 3.33 w n 2 40) 별지 5호, 값이유용하지않을경우 240cm/s 적용 41), 42) 정밀조사오염분포도로부터결정 43) VF [ (mg/m 3 -air) (mg/kg-soil) ] = 44) 토양공기휘발농도 [ H'ρ b [θ w +K oc f oc ρ b +H'θ a ] U air(200)l s (1+ D eff s W ) 10 μg m 3 -air ] = 3 cm 3 -kg m 3 -g 토양노출농도 mg [ kg-soil ] VF -3 mg 10 ug 토양노출농도 (C s )

174 164 PCBs 토양오염지역위해성평가 (6) 토양공기실내유입노출농도결정 토양공기실내유입노출농도결정 오염물질항목 45) 토양전용적밀도 (ρ b, kg/l) 15) 46) 토양유기물함량 (f oc ) 17) 47) 토양수분함량 (θ w ) 18) 48) 토양공기함량 (θ a) 19) 49) 유기물분배계수 (K oc, L/kg) 21) 50) 무차원헨리상수 (H ) 22) 51) 토양공기실내유입농도 (C ia, μg / m3 ) 주 ) 휘발유기물항목에만적용실내공기농도측정결과가유용한경우 45) 50) 항목불필요, 51) 항목에바로기입 51) C ia [ μg m 3 -air ] = 토양노출농도 mg [ kg-soil ] H' ρ b θ 1, w +(f oc K oc ρ b )+(H' θ a ) 토양노출농도 (C s )

175 부록 165 [ 별지제 2 호서식 ] 인체노출경로선정추진도 1 차오염매체 2 차타오염매체노출경로토지이용도 지역 중금속토양농작물 농작물 농산물섭취 농작물섭취 (1) 전이 축적 지하수 지하수섭취 (2) 식수이용 토양섭취 (3) 주거 / 농업용지 토양 공업 / 상업부지 토양접촉 (4) 중금속 비산먼지흡입 (5) 실내 외공기 유류 휘발물질흡입 (6) < 기재요령 > (1) 해당항목을체크 (2) 중금속노출경로 : 1, 2, 3, 4, 5 중에서선택 (3) 유류노출경로 : 2, 3, 4, 6 중에서선택

176 166 PCBs 토양오염지역위해성평가 [ 별지제 3 호서식 ] 노출경로별인체노출량산정및위해도결정 표 1. 농작물섭취로인한위해도계산 Iplant = Cp*CRp*FI*EF*ED/(BW*AT) 인자 정의 ( 단위 ) 기본값 I plant 농작물섭취로인한노출량 ( mg / kg-day) Cp 농작물내중금속농도 ( mg / kg ) = Cs BCF Cs는별지제1호서식 13) 토양노출농도 (C s)" CRp 일평균섭취량 ( kg /day) 표참조 FI 섭취흡수계수 (unitless) 1로가정 EF 노출빈도 (days/year) 주 / 농 365 ED 노출기간 (years) 발암70 비발암성인30, 어린이6 BW 체중 ( kg ) 성인60 어린이 15 AT 평균노출시간 (days) 항목 SFO RfDo Cs B 5.5E E-03 T 1.0E-01 E 8.0E-02 X 2.0E-01 Cd* 1.0E-03 Cu As 1.5E E-04 Hg 3.0E-04 Pb 8.5E E-04 Cr6+ 3.0E-03 Zn 3.0E-01 Ni 2.0E-02 위해도계산 BCF CRp EF ED I plant FI BW 곡류과일류엽채류근채류 Cs x BCF 주 / 농발암비발암발암비발암 발암위해도 비발암위해도 중금속만해당 *food에대한섭취참고치적용σ A A'

177 부록 167 표 2. 지하수섭취로인한위해도계산 IW = Cw*CRw*EF*ED/(BW*AT) 인자 정의 ( 단위 ) 기본값 IW 지하수섭취로인한노출량 ( mg / kg-day) Cw 지하수오염도 ( mg /L) 별지제1호서식 29) 지하수노출농도 CRw 일일지하수섭취량 (L/day) 성인 2 어린이 1 EF 노출빈도 (days/year) 주 / 농 365 상 / 산 250 ED 노출기간 (years) 발암 70 비발암성인주 / 농30 상 / 산25, 어린이6 BW 체중 ( kg ) 성인 60 어린이 15 AT 평균노출시간 (days) 항목 SFO RfDo Cw CRw B 5.5E E-03 T 1.0E-01 E 8.0E-02 X 2.0E-01 Cd 5.0E-04 Cu As 1.5E E-04 Hg 3.0E-04 Pb 8.5E E-04 Cr6+ 3.0E-03 Zn 3.0E-01 Ni 2.0E-02 위해도계산 EF ED IW( 주 / 농 ) IW( 상 / 산 ) BW 주 / 농상 / 산발암비발암발암비발암발암비발암 발암위해도비발암위해도 Σ B B'

178 168 PCBs 토양오염지역위해성평가 표 3. 토양섭취로인한위해도계산 IS = Cs* CRs*CF*FI*EF*ED/(BW*AT) 인자 정의 ( 단위 ) 기본값 IS 토양섭취로인한인체노출량 ( mg / kg-day) Cs 토양오염도 ( mg / kg ) 별지제1호서식 13) 토양노출농도 (C s)" CRs 토양섭취량 ( mg soil/day) 주 / 농성인100, 어린이 200 상 / 산 50 CF 단위전환인자 (10-6kg/ mg ) FI 섭취흡수계수 (unitless) 1 EF 노출빈도 (days/year) 주 / 농 365 상 / 산 250 ED 노출기간 (years) 발암 70 비발암성인30, 어린이6 BW 체중 ( kg ) 성인 60 어린이 15 AT 평균노출시간 (days) 항목 SFo RfDo Cs B 5.5E E-03 T 1.0E-01 E 8.0E-02 X 2.0E-01 Cd 5.0E-04 Cu As 1.5E E-04 Hg 3.0E-04 Pb 8.5E E-04 Cr6+ 3.0E-03 Zn 3.0E-01 Ni 2.0E-02 위해도계산 CRs EF ED IS( 주 / 농 ) IS( 상 / 산 ) 주 / 농상 / 산 FI BW 주 / 농상 / 산주 / 농상 / 산발암비발암발암비발암발암비발암발암비발암발암비발암 Σ C C' C C'

179 부록 169 표 4. 토양접촉으로인한위해도계산 DAD = (Cs*CF)*(SA*AF*ABS)*EF*ED/(BW*AT) 인자 정의 ( 단위 ) 기본값 DAD 피부흡수량 ( mg / kg-day) Cs 토양오염도 ( mg / kg ) 별지제1호서식 13) 토양노출농도 (C s)" CF 단위전환인자 (10-6kg/ mg ) SAe 노출체표면적 ( cm2 ) 1.0E+00 AF 토양-피부간흡착계수 ( mg / m2 ) 성인 0.07, 어린이 0.2 ABSd 피부흡수계수 (unitless) chemical-specific EF 노출빈도 (days/year) 주 / 농 365 상 / 산 250 ED 노출기간 (years) 발암 70 비발암성인30, 어린이6 BW 체중 ( kg ) 성인 60 어린이 15 AT 평균노출시간 (days) 위해도계산 항목 SFO RfDo ABSGI SFabs RfDabs Cs SAe AF ABSd B 5.5E E E E-03 T 1.0E E-01 E 8.0E E-02 X 2.0E E-01 Cd 5.0E E-05 Cu 0.57 As 1.5E E E E-04 Hg 3.0E E-05 Pb 8.5E E-04 Cr6+ 3.0E E-05 Zn 3.0E-01 variable Ni 2.0E E-04 EF ED DAD BW 주 / 농상 / 산발암비발암발암비발암 발암위해도비발암위해도 가정 : 유기물질 ABSGI =1 Σ D D'

180 170 PCBs 토양오염지역위해성평가 표 5. 비산먼지흡입 ( 실내 외 ) 으로인한위해도계산 IP = (TSP*frs*CRi*T*tf)*Cs*fr*fa/BW 인자 정의 ( 단위 ) 기본값 IP 비산먼지섭취량 ( mg / kg-day) TSP 공기내먼지량 ( mg / m3 ) 실내 :70μg/ m3 실외 :52.5μg/ m3 ( ) frs 비산먼지내토양비율 실내 : 0.8 실외 : 0.5 CRi 호흡량 ( m3 /d) 20 t 노출기간 (h/d) 실내 : 8 실외 :8 어린이 : 실내 :16, 실외 :8 tf 노출비율 실내 :2.856 실외 :0.143 어린이 : 실내 :1.322 실외 :0.357 Cs 토양오염도 ( mg / kg ) 별지제1호서식 13) 토양노출농도 (C s)" fr Retention factor particles in lung 0.75 fa Relative Absorption Factor 1 ED 노출기간 (years) 발암 70 비발암성인30, 어린이6 BW 체중 ( kg ) 성인 60 어린이 15 AT 평균노출시간 (days) 항목 UR RfC SFi RfDi Cs fr fa B 7.8E E E E-03 T 1.0E E-01 E 5.0E E-00 X 1.0E E-02 Cd 1.8E E+00 Cu As 4.3E E+01 Hg 3.0E E-05 Pb 1.2E E-2 Cr6+ 1.2E E E E-05 Zn Ni 2.4E E-01 중금속만해당 위해도계산 TSP frs t tf IP CRi BW 실내실외실내실외실내실외실내실외실내실외 Σ 발암위해도 E 비발암위해도 E'

181 부록 171 표 6. 휘발물질흡입 ( 실내 외 ) 으로인한위해도계산 IV = (Ci*ETi + Co*ETo)*CRi/BW 인자정의 ( 단위 ) 기본값 IV 휘발물질노출량 ( mg / kg -day) Ci 실내대기오염도 ( mg / m3 ) Co 실외대기오염도 ( mg / m3 ) ETi 일일평균실내노출시간 (h/d) 성인 22.86, 어린이 ETo 일일평균실외노출시간 (h/d) 성인 1.14, 어린이 2.86 CRi 호흡량 ( m3 /h) 성인 0.83 BW 체중 ( kg ) 위해도계산 항목 UR RfC SFi RfDi Cia Ca ETi ETo CRi BW B 7.8E E E E-03 T 1.0E E-01 E 5.0E E-00 X 1.0E E-02 Cd 1.8E E+00 Cu As 4.3E E+01 Hg 3.0E E-05 Pb 1.2E E-2 Cr6+ 1.2E E E E-05 Zn Ni 2.4E E-01 실내 IV 실외 발암위해도 비발암위해도 유류만해당 F F'

182 172 PCBs 토양오염지역위해성평가 표 7. 전체경로에대한총위해도결정 o 총위해도 = 경로별총위해도 발암위해도 비발암위해도 노출경로 주거 / 농업상업 / 산업주거 / 농업상업 / 산업 성인성인성인어린이성인 표 1-1 농작물섭취표 1-2 지하수섭취표 1-3 토양섭취표 1-4 토양접촉표 1-5 비산먼지흡입표 1-6 휘발물질흡입 A B C D E F TCR TCR: Total Carcinogenic Risk( 총초과발암위해도 ) = A + B + C + D + E + F HI: Hazard Index( 총비발암위해도 = 위험지수 ) = A' + B' + C' + D' + E' + F'

183 부록 173 [ 별지제 4 호서식 ] 발암및비발암정화목표치계산빙법 (1) [ 농작물섭취 + 토양섭취 ] 경로에대한정화목표치 (Cs) 산정식 발암정화목표치, Cs = TR BW AT EF ED[ SFo( BCF CRp FI+ CF CRs FI)] 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref TR 목표위해도 - - BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) SF o 경구발암계수 (mg/kg-day) -1 ) BCF CR p FI CF CR a 생물농축계수 일일농작물섭취량 (kg/meal) 섭취흡수계수 단위전환인자 (10-6 kg/mg) 비발암정화목표치, Cs = THQ RfD o BW AT EF ED[(BCF CRp FI+ CF CRs FI)] 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref THQ 목표비발암위해도 RfD o 경구비발암참고치 (mg/kg-day) BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED BCF CR p FI CF CRa 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) 생물농축계수 일일농작물섭취량 (kg/meal) 섭취흡수계수 단위전환인자 (10-6 kg/mg) 목표비발암위해도

184 174 PCBs 토양오염지역위해성평가 (2) 토양접촉경로에대한정화목표치 (Cs) 산정식 발암정화목표치, Cs = TR BW AT EF ED[ SFabs CF SA AF ABS] 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref TR 목표위해도 BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) SF abs 피부흡수발암계수 ((mg/kg-day) -1 ) CF 단위전환인자 (10-6 kg/mg) SA 총체표면적 ( cm2 ) AF 토양 - 피부간흡착계수 ( mg / cm2 ) ABS 피부흡수계수 비발암정화목표치, Cs = THQ RfDabs BW AT EF ED[ CF SA AF ABS] 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref THQ RfD abs 목표비발암위해도 피부흡수비발암참고치 ( mg / kg -day) BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) F 단위전환인자 (10-6 kg / mg ) SA 총체표면적 ( cm2 ) AF 토양 - 피부간흡착계수 ( mg / cm2 ) ABS 피부흡수계수

185 부록 175 (3) 지하수섭취에대한정화목표치 (Cs) 산정식 발암정화목표치, Cs = TR BW AT EF ED SF o CR w 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref TR 목표위해도 BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) SF o 경구발암계수 (( mg / kg -day) -1 ) CR w 일일지하수섭취량 (L/day) 비발암정화목표치, Cs = THQ RfD o BW AT EF ED CR w 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref THQ RfD o 목표비발암위해도 경구비발암참고치 ( mg / kg -day) BW 체중 ( kg ) 60 AT 평균시간 (day) ED 365 (days/year) EF ED CRw 노출빈도 (days/year) 노출기간 (years) 일일지하수섭취량 (L/day) - 토양농도와지하수농도관계식은 [ 별지제 1 호서식 (2)] 참고 지하수농도, Cw= C L 희석계수, C L = 토양노출농도 (mg/kg) ( K d+ (θ w+θ a H ' ) ρ b ), 희석계수 Kid =1+,d =2m IL

186 176 PCBs 토양오염지역위해성평가 (4) 비산먼지흡입에대한정화목표치 (Cs) 산정식 발암정화목표치, Cs = TR BW SF i ITSP fr fa 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref TR 목표위해도 BW 체중 ( kg ) 60 SF i ITSP 발암계수 비산먼지량 ( kg /day) fr Retention Factor particles in lung 0.75 fa 흡수계수 비발암정화목표치, Cs = THQ RfDi BW ITSP fr fa 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref THQ RfD i 목표비발암위해도 비발암참고치 BW 체중 ( kg ) 60 ITSP fr fa 비산먼지량 ( kg /day) Retention Factor particles in lung 흡수계수

187 부록 177 (5) 휘발물질흡입에대한대기농도산정식 발암정화수준, Cia = TR BW SF i ETi CRi, Ca = TR BW SF i ETo CRi 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref TR 목표위해도 BW 체중 ( kg ) 60 SF i CRi 흡입발암계수 호흡률 VF 비발암정화수준, Cia = THQ RfDi BW ETi CRi, Ca = THQ RfDi BW ETi CRo 인자정의 ( 단위 ) 기본값 Ref THQ RfD i 목표비발암위해도 비발암참고치 BW 체중 ( kg ) 60 CRi 호흡률 - 토양농도와실내외휘발물질대기농도관계식은 [ 별지제 1 호서식 (5) (6)] 참고 - 실외농도, 토양공기휘발농도 [ - 실내농도, C ia [ μg m 3 -air ] = μg m 3 -air ] = 토양노출농도 mg [ kg-soil ] VF -3 mg 10 ug 토양노출농도 mg [ kg-soil ] H' ρ b θ 1,000, w +(f oc K oc ρ b )+(H' θ a )

188 178 PCBs 토양오염지역위해성평가 [ 별지제 5 호서식 ] 위해성평가에필요한기초자료 (1) 2 차오염매체내오염농도산정에필요한기초자료 A. 별지 1 호서식 (3) 토양노출농도결정단계 12) 95% t- 통계값 산정에필요한통계표 자유도 (Degree of Freedom) 1-α 자유도구간사이통계값은비례관계에의해구함 ( 예, 자유도 47의경우, = ( )/(60-40) 7 - 자유도 120 이상의조건에서는 사용

189 부록 179 B. 별지제 1 호서식 (4) 지하수노출농도결정 단계, 22) 무차원헨리상수 (H') 물질무차원헨리상수 (H') 출처 벤젠 ) 톨루엔 ) 에틸벤젠 ) 혼합자일렌 ) 수은 ) 출처 : 1) 25, Soil Screen Guidance, USEPA, ) Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Site, ASTM, 2002 C. 별지제 1 호서식 (4) 지하수노출농도결정 단계, 24) 수리전도도 지 역 수리전도도 ( 평균 ) (m/year) 강원도 8,578 경기도 375 경상남도 1,041 경상북도 2,845 충청남도 284 충청북도 404 전라남도 621 전라북도 262 광주광역시 505 대구광역시 375 대전광역시 3,564 부산광역시 13 울산광역시 561 인천광역시 3 서울특별시 7 전체평균 1,810 주 ) 국가지하수관측정수리전도도 ( 국가지하수정보센터 ) 평균

190 180 PCBs 토양오염지역위해성평가 D. 별지제 1 호서식 (5) 토양공기휘발노출농도결정 단계, 37) 공기내확산계수 (D a ) 물질공기내확산계수 (D a, cm 2 /s) 출처 벤젠 ) 톨루엔 ) 에틸벤젠 ) 혼합자일렌 ) 수은 ) 출처 : 1) 25, Soil Screen Guidance, USEPA, ) Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Site, ASTM, 2002 E. 별지제 1 호서식 (5) 토양공기휘발노출농도결정 단계, 38) 수중확산계수 (D a ) 물질수중확산계수 (D w, cm 2 /s) 출처 벤젠 ) 톨루엔 ) 에틸벤젠 ) 혼합자일렌 ) 수은 ) 출처 : 1) 25, Soil Screen Guidance, USEPA, ) Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Site, ASTM, 2002 F. 별지제1호서식 (5) 토양공기휘발노출농도결정 단계, 40) 지상풍속 (U air ) 관측지점, 년간평균풍속 (cm/s) 속초 260 고산 800 대전 200 장수 180 철원 210 서귀포 300 추풍령 260 순천 120 동두천 180 진주 160 안동 180 장흥 230 문산 180 강화 190 상주 200 해남 260 대관령 450 양평 120 포항 280 고흥 190 춘천 140 이천 130 군산 260 성산포 320 백령도 540 인제 190 대구 250 봉화 130 강릉 300 홍천 110 전주 210 영주 270 동해 270 태백 170 울산 240 문경 190 서울 250 제천 170 마산 230 영덕 290 인천 260 보은 130 광주 190 의성 120 원주 130 천안 180 부산 310 구미 160 울릉도 350 보령 180 통영 270 영천 180 수원 200 부여 140 목포 370 거창 140 영월 170 금산 110 여수 460 합천 120 충주 170 부안 150 흑산도 580 밀양 130 서산 290 임실 120 완도 420 산청 200 울진 370 정읍 120 진도 550 거제 170 청주 170 남원 140 제주 350 남해 160 자료 : 2005년평균풍속, 기상청

191 부록 181 (2) BTEX, 중금속 8 종의물리화학적특성 항목 CASNo 분자량 * (g/mol) 수용해도 * (mol/m 3 ) 녹는점 * (K) 증기압 * (Pa) Kow* Koc* Kd* BTEX Benzene , Toluene , Ethylbenzene ,280 1, Xylenes ,070 1, 중금속류 Cd ,000 Cu , As ,300 Hg ,080 Pb ,000 Cr , Zn Ni NA ,

192 182 PCBs 토양오염지역위해성평가 (3) BTEX, 중금속 8 종의독성학적특성 항목 비발암특성 발암특성 RFD o RfD abs 4 RfC RfD i SF o SF abs 5 UR SF i 발암등급 (mg/kg-day) (mg/m 3 ) (mg/kg-day) (mg/kg-day) -1 (ug/m3 ) -1-1 (mg/kg-day) IRIS IARC Benzene 4.0E-3 4.0E-3 3.0E-2 8.6E-3 5.5E-2 5.5E-2 7.8E-6 2.7E-5 A 1 Ethylbenzene 1.0E-1 1.0E-1 Toluene 8.0E-2 8.0E-2 Xylenes 2.0E-1 2.0E-1 1.0E-0 2.9E-1 5.0E-0 1.4E-0 1.0E-1 2.9E D 2B Cd 5.0E-4 1.0E-3(food) 1.3E E-3 6.3E-3 - ( 섭취 ) B1( 흡입 ) 1 Cu D - As 3.0E-4 2.9E-4-1.5E-0 6.1E+1 4.3E-3 1.5E-2 A 1 Hg 3.0E E-5 3.0E-4 8.6E D 3 Pb 5.0E E-3-1.2E-5 4.2E-2 B2 2B Cr E-3 7.5E-5 1.0E-4 ( 입자상 ) 2.9E E-2 4.2E-2 D( 섭취 ) A( 흡입 ) 1 Zn 3.0E D - Ni 2.0E-2( 용존상 ) 8.0E E-4( 입자상 ) 8.4E-4 - ( 섭취 ) A( 흡입 ) 2B

193 부록 183 (4) 농작물내생물축적계수 (BCF) 단위 :(mg contaminant/kg plant DW)/(mg contaminant/kg soil) 물질 CAS No. BCF 분류곡류과일엽채류근채류 USEPA (ph ) 0.09 (ph ) (ph ) (ph ) Cd Cu As Hg ( 무기 ) Pb Cr Zn Ni U.A (pH 6.0) 0.793(pH 7.0) 0.155(pH 8.0) 3.66(pH 6.0) 0.706(pH 7.0) 0.136(pH 8.0) RIVM USEPA 1 U.A 2 RIVM USEPA (ph 7.5) (ph NR-7.5) (ph ) (ph NR-7.5) U.A RIVM USEPA (ph ) 0.01 (ph ) (ph ) (ph ) U.A (2.5% SOM) 0.052(5.0% SOM) (10.0% SOM) RIVM USEPA 1 U.A RIVM USEPA 1 U.A RIVM USEPA (ph ) (ph ) 0.25 (ph ) (ph ) U.A 2 RIVM USEPA (ph ) (ph ) (ph ) (ph ) U.A RIVM

194 184 PCBs 토양오염지역위해성평가 (5) 농작물 ( 곡류, 야채류, 과일류 ) 1 인일평균섭취율 (CR p, g/day-capita) 식품군명번호식품명 전국 (n=9968) 대도시 (n=4586) 지역별섭취량 (g) 중소도시 (n=3287) 전가구 농가 비농가 쌀 보리쌀 밀가루 잡곡 두류 ( 콩류 ) 서류 ( 감자류 ) 계 * 통계청, 2006, 양곡소비조사보고서 ' 곡류및용도별 1일평균소비량. 읍 면지역 (n=2095) 1 백미 보리 곡류 3 찹쌀 대두 조 무 양파 콩나물 감자 파 배추 시금치 애호박 야채류 14 고구마 마늘 오이 당근 양배추 풋고추 상추 토마토 표고버섯 팽이버섯 귤 감 사과 배 바나나 과일류 29 포도 딸기 수박 오렌지 참외 파인애플 * 식품의약품안전청, 2003, 한국인의대표식단중오염물질섭취량및위해도평가 * 보건복지부 한국보건산업진흥원, 2003, 2004년국민건강영양조사조사및표본설계 ( 영양부문 ) < 국내곡류및용도별일일평균소비량 (g/day) >

195 부록 185 (6) 지침용노출인자표 (RME 산정에준함 ) 노출인자 성인 주거 / 농업 어린이 상업 / 산업성인 출처 평균수명 AT years 70 좌동통계청, 2005 노출기간 ED years ( 비발암 ) ) 국립환경과학원, ) US EPA, 2002b 노출빈도 EF days/year ) US EPA, ) US EPA, 2002b 체중 Bw Kg 좌동 총체표면적 SA cm 2 17, ,500* 1) 국립환경과학원, ) 산업자원부, ) 국립환경과학원, 2006 * 국내자료를이용, 산출 토양접촉노출체표면적 SAe cm2 5,700 1, 2 2,800 1, 2 3, ) US EPA, ) US EPA, 2002b 피부흡수계수 ABS d unitless 카드뮴 : 비소 : 반휘발성유기물 : 휘발물질 : ) US EPA, ) ASTM, 2002 토양 - 피부간흡착계수 AF mg/cm 좌동 1) US EPA, 2004 음용수섭취량 CRw L/day 2 1, 2, 3, , 2, 3, 4 2) USEPA, 2002b 3) ASTM, ) US EPA, ) RIVM, 2001 호흡율 CRi m 3 /day m 3 /h 좌동 1) US EPA, ) RIVM 토양섭취량 CRs mg/day 이식증 1 : 10g/day ) US EPA, ) US EPA, 2002 섭취흡수계수 FI unitless 1 1

196 186 PCBs 토양오염지역위해성평가 < 참고자료 : 위해성평가의예시 > 1. 유류오염토양위해성평가 (1) 노출시나리오 : 오염원길이 50 m 토양의 BTEX 농도는 100 mg/kg로조사되었음. ( 개별벤젠, 톨루엔, 에틸벤젠, 크실렌의농도는각각 6, 30, 6, 58 mg/kg) 토지이용도는상업 / 산업용지 ( 주5일, 일일8시간실내근무로가정 ) 수용체는성인만으로가정지하수를식수로사용안함 (2) 노출농도결정 :

197 부록 187

198 188 PCBs 토양오염지역위해성평가

199 (3) 위해도계산 부록 189

200 190 PCBs 토양오염지역위해성평가 1-7. 전체경로에대한총위해도결정 총위해도 = 경로별총위해도 노출경로 발암위해도 비발암위해도 주거 / 농업 상업 / 산업 주거 / 농업 상업 / 산업 성인성인성인어린이성인 표 1-1 농작물섭취 A? 표 1-2 지하수섭취 B 표 1-3 토양섭취 C 1.44E-03 표 1-4 토양접촉 D 7.61E-06 표 1-5 비산먼지흡입 E 표 1-6 휘발물질흡입 F 7.78E-05 A'? B' C' D' E' F' 4.04E-01 TCR 0.00E E-03 HI 0.00E E E-01 TCR: Total Carcinogenic Risk( 총발암위해도 ) = HI: Hazard Index( 총비발암위해도 = 위험지수 ) = A + B + C + D + E + F A' + B' + C' + D' + E' + F'

201 부록 중금속오염토양위해성평가 (1) 노출시나리오 : 평가대상오염물질 : 비소로토양농도 10 mg/kg로조사되었음. 오염원길이 50 m 토지이용도는주거 / 농업용지수용체는성인지하수를식수로사용하고있음 (2) 노출농도결정 :

202 192 PCBs 토양오염지역위해성평가

203 (3) 노출경로별인체노출량및위해도계산 : 부록 193

204 194 PCBs 토양오염지역위해성평가

205 부록 전체경로에대한총위해도결정 총위해도 = 경로별총위해도 노출경로 발암위해도 비발암위해도 주거 / 농업 상업 / 산업 주거 / 농업 상업 / 산업 성인 성인 성인 어린이 성인 표 1-1 농작물섭취 A 1.03E-01 A' 표 1-2 지하수섭취 B 7.48E-04 B' 표 1-3 토양섭취 C 1.95E-02 C' 표 1-4 토양접촉 D 2.46E-05 D' 표 1-5 비산먼지흡입 E 3.85E+02 E' 표 1-6 휘발물질흡입 F F' TCR 3.85E+02 HI 2.31E+02 TCR: Total Carcinogenic Risk( 총발암위해도 ) = HI: Hazard Index( 총비발암위해도 = 위험지수 ) = A + B + C + D + E + F A' + B' + C' + D' + E' + F'

206

207 부록 2. 5 개 Aroclor 제품내 209 개 PCB 이성체조성

208

209 부록 199

210 200 PCBs 토양오염지역위해성평가

211 부록 201

212 202 PCBs 토양오염지역위해성평가

213 부록 203

214 204 PCBs 토양오염지역위해성평가