유류오염부지 시범적용을 통한 실외공기 오염물질흡입 노출경로에 대한 부지특이적 노출량 산정 방안에 대한 고찰

Study on the Exposure Assessment Methodology for Outdoor Air Inhalation Pathways in Site-specific Risk Assessment and Its Application in a TPH-contaminated Site

Abstract

Exposure assessment methodology for outdoor air inhalation pathways (i.e., inhalation of volatile compounds and fugitive dust in outdoor air) was investigated. Default values of several parameters currently used in Korea (e.g., Q/C; inverse value of concentration per unit flux, and frs; soil fraction in PM10) may not be suitable and lack site-specificity, as they have been adopted from the risk assessment guidance of the United States or the Netherlands. Such limitation can be addressed to a certain degree by incorporating the volatilization factor (VF) and the particulate emission factor (PEF) with Box model. This approach was applied to an exposure assessment of a site contaminated with petroleum hydrocarbons in Korea. The result indicated that the suggested methodology led to more accurate site-specific exposure assessment for outdoor inhalation pathways. Further work to establish methodology to determine site-specific Q/C values in Korea needs to be done to secure the reliability of the exposure assessment for outdoor air inhalation pathways.

1. 서론

토양오염물질은 휘발 또는 오염된 토양입자의 비산으로 인해 실외공기 중으로 이동할 수 있으며, 이렇게 실외공기 중으로 이동한 오염물질을 수용체가 흡입하는 것은 오염부지 위해성평가 시 고려되어야 할 주요한 노출경로 중 하나이다. 우리나라 토양오염물질 위해성평가지침(환경부고시 제2018-184호)에서도 토양 오염물질의 휘발 또는 토양입자의 비산으로 인해 실외공기 중으로 이동한 오염물질을 흡입하는 경로를 고려하도록 하고 있으며, 실외공기 휘발물질흡입과 비산먼지흡입 노출량(ADE; average daily exposure, mg/m³) 산정 방법을 제시하고 있다(KMOE,2018). 현행 위해성평가지침에서는 두 노출경로에 대한 노출량 산정 시 기본적으로 실외공기 휘발물질 농도 및 비산먼지량을 실측할 것을 권장하고 있으며, 각 경로에 대한 노출량 산정식은 식 (1), (2)와 같다.

\(\mathrm{ADE}=\frac{\mathrm{C}_{\mathrm{a}} \times \mathrm{EF} \times \mathrm{ED}}{\mathrm{AT}}\)       (1)

\(\mathrm{ADE}=\frac{\mathrm{C}_{\mathrm{s}} \times(\mathrm{TPS} \times \mathrm{frs}) \times \mathrm{EF} \times \mathrm{ED} \times 10^{-6}(\mathrm{~kg} / \mathrm{mg})}{\mathrm{AT}}\)       (2)

여기서, C_^a는 실외공기 휘발물질 노출농도(mg/m_³), EF는 노출빈도(day/year), ED는 노출기간(year), AT는 평균시간(day), C_s는 토양노출농도(mg/kg), TSP는 실외공기 내 먼지량(mg/m_³), frs는 실외비산먼지 내 토양비율(unitless)이다. 현행 지침에는 비산먼지흡입 노출량 산정식에 호흡기 내 미산먼지 잔류율을 의미하는 인자인 Fr이 포함되어 있지만, 이는 독성값 도출 시 이미 반영되어 있으므로 본 연구의 식 (2)에서는 Fr을 제외하였다. 이 때, C_a와 TSP는 각각 우리나라의 대기오염공정시험기준 ES 01115 (NIER, 2016a)와 ES 01605.2 (NIER, 2016b)에 따라 현장에서 측정하는 값이다. 단, 실측이 어려운 경우, 실외공기 휘발 물질흡입 경로에 대해서는 아래 식 (3)과 같이 토양노출농도로부터 실외공기 휘발물질 농도를 예측하여 사용하는 방법을, 비산먼지흡입 경로에 대해서는 TSP의 기본값 7.0E-02 mg/m³을 사용하는 방법을 제시하고 있다.

\(\mathrm{ADE}=\frac{\mathrm{C}_{\mathrm{s}} \times 1 / \mathrm{VF} \times \mathrm{EF} \times \mathrm{ED}}{\mathrm{AT}}\)       (3)

여기서, C_s는 토양 노출농도(mg/kg)이며, VF는 휘발계수(m³/kg)로, 토양으로부터 실외공기 중으로 휘발되는 오염물질의 양을 예측하기 위한 계수이다.

하지만 현재 우리나라에서는 노출량 산정식에 필요한 대부분의 인자들에 대해 미국 United States Environmental Protection Agency (US EPA) 또는 네덜란드 National Institute for Public Health and the Environment (RIVM)에서 사용하고 있는 기본값을 차용하여 사용하고 있는데, 이로 인해 위해성평가 시 부지특이성을 반영하기 어렵다는 한계가 있다(Jung et al., 2011). 이러한 한계점을 극복하기 위해서는, 실외공기 휘발물질흡입 및 비산먼지흡입 경로에 대해 제시된 노출량 산정식과 그 인자값들의 타당성을 검토하고, 필요할 경우 부지특이성을 더 적절히 반영할 수 있는 개선된 노출량 산정 방법을 적용할 필요가 있다.

본 연구에서는 실외공기 오염물질흡입 노출경로에 대한 부지특이적 위해성평가를 위해 다양한 노출량 산정 방안을 제안하였다. 실외공기 휘발물질흡입 및 비산먼지흡입경로에 대해 우리나라 토양오염물질 위해성평가 지침에 제시된 노출량 산정 방법과 그에 필요한 인자들을 파악하고, 산정식에 적용된 가정과 인자 기본값들의 타당성을 검토하였다. 또한, 보다 선진화된 수준의 위해성평가 기술을 보유한 US EPA에서 제시하고 있는 노출량 산정 방안을 조사하고 우리나라에의 적용 가능성을 검토하였다. 이를 바탕으로, 현행 위해성평가 지침과 US EPA 지침을 참고하여 제시된 다양한 노출량 산정 방안들을 국내 TPH(total petroleum hydrocarbons) 오염부지에 시범적으로 적용해보았다. 마지막으로, 보다 향상된 수준의 부지특이적인 위해성평가를 위해 필요한 실외공기 휘발물질흡입과 비산먼지흡입 노출량 산정 개선 방안을 제시하였다.

2. 실외공기흡입 노출량 산정방법

2.1. 실외공기 휘발물질흡입 노출량

현행 지침에서는 실외공기 휘발물질흡입 노출경로에 대해, 실외공기 휘발물질 농도를 현장에서 실측하거나(식(1)), 토양노출농도와 휘발계수(VF)를 사용하여 실외공기 휘발물질 농도를 예측하여(식 (3)) 노출량을 산정하도록 한다. 이 때 VF는 식 (4)와 같이 표현되며, 토양으로부터 오염물질의 휘발을 예측하는 항(Jury 등, 1984)과 휘발된 오염물질의 확산을 예측하는 항(Q/C), 두 부분으로 구성되어 있다.

\(\mathrm{VF}=\frac{\mathrm{Q} / \mathrm{C} \times \sqrt{\left(3.14 \times \mathrm{D}_{\mathrm{A}} \times \mathrm{T}\right)} \times 10^{-4}\left(\mathrm{~m}^{2} / \mathrm{cm}^{2}\right)}{2 \times \rho_{\mathrm{b}} \times \mathrm{D}_{\mathrm{A}}}\)       (4)

여기서, Q/C는 단위 flux 당 오염물질의 농도의 역수((g/m²-s)/(kg/m³))로, 휘발된 오염물질의 확산을 예측하는 항이며, Q/C를 제외한 나머지 부분은 오염물질이 토양으로부터 실외공기 중으로 휘발되는 것을 예측하는 항으로서, DA는 확산성(cm²/s), T는 휘발이 일어나는 시간(s), ρ_b는 토양 용적밀도(g/mL)이다. D_A는 아래 식 (5)와 같이 표현된다.

\(\mathrm{D}_{\mathrm{A}}=\frac{\left(\theta_{\mathrm{a}}^{10 / 3} \times \mathrm{D}_{\mathrm{i}} \times \mathrm{H}+\theta_{\mathrm{w}}^{10 / 3} \times \mathrm{D}_{\mathrm{w}}\right) / \mathrm{n}^{2}}{\left(\rho_{\mathrm{b}} \times \mathrm{K}_{\mathrm{d}}+\theta_{\mathrm{w}}+\theta_{\mathrm{a}} \times \mathrm{H}\right)}\)       (5)

여기서, θ_a 및 θ_w는 각각 공기 및 물로 채워진 토양 공극률(L/L), Di는 오염물질의 공기 중 확산성(cm²/s), Dw는 오염물질의 수중 확산성(cm²/s), H는 오염물질의 무차원헨리상수(unitless), n은 토양 공극률(L/L), K_d는 토양분배계수(L/kg)이다.

현행 우리나라 위해성평가지침에서는 실외공기 휘발물질에 대한Q/C기본값으로 US EPA에서 사용하는 기본값인 68.18(US EPA, 1996)을 사용하도록 하고 있는데, 이는 US EPA에서 미국 전 지역을 기후구별로 구분하고 기상모델링을 수행하여 도출한 기본값이기 때문에 우리나라 부지 및 기상 특성을 제대로 반영할 수 없다는 한계가 있다. 현재까지 우리나라에서는 Q/ C 값을 도출하는 연구가 수행된 바가 없으며, 따라서 현 수준에서 이를 합리적으로 보완하기 위해서는 위 식 (4) VF 산정식에서 Q/ C를 대체할 수 있는 대기확산모델이 필요하다. 실제 US EPA에서도 전국적인 연구를 통하여 Q/ C를 도입하기 전에는 오염물질의 대기 중 확산을 예측하기 위한 방안으로 Box model을 사용하였다(US EPA, 1991). Box model은 박스 형태로 가정한 공간에서 대기 중 오염물질이 확산되는 정도를 예측하는 모델로서(Ortolano, 1985), 박스 내 대기 중에서 오염물질이 균일하게 혼합되는 것을 가정하여 오염물질의 확산을 예측한다. Box model을 적용한 VF 산정식은 아래 식 (6)과 같이 표현된다.

\(\begin{array}{l} \mathrm{VF}=\frac{\mathrm{LS} \times \mathrm{V} \times \mathrm{DH} \times 1,000(\mathrm{~g} / \mathrm{kg})}{\mathrm{A}} \\ \times \frac{\sqrt{\left(3.14 \times \mathrm{D}_{\mathrm{A}} \times \mathrm{T}\right)} \times 10^{-4}\left(\mathrm{~m}^{2} / \mathrm{cm}^{2}\right)}{2 \times \rho_{\mathrm{b}} \times \mathrm{D}_{\mathrm{A}}} \end{array}\)       (6)

여기서, LS는 현장 풍향과 수직방향으로의 오염부지 길이(m), V는 혼합구역 내 풍속(m/s), DH는 혼합고 높이(m),A는 오염부지의 면적(m²)이다. 이 때, 혼합구역 내 풍속V로는 평균풍속의 1/ 2 값을 사용하며, 혼합고 높이 DH는 2 m로 설정한다(US EPA, 1991). 이러한 형태의 VF 산정식을 사용하면 휘발물질의 대기 중 확산 예측 시 오염부지의 면적과 오염부지에서의 평균풍속 등을 반영할 수 있으며, 따라서 현행 지침에 제시된 Q/ C의 기본값(68.18(g/m²-s)/(kg/m³))을 사용하는 경우보다는 부지특이적인 노출평가가 가능할 것으로 판단된다.

2.2. 실외공기 비산먼지흡입 노출량

비산먼지흡입 노출량 산정식 (식 (2)) 중 (TSP × frs)는 토양유래 비산먼지량(mg/m^₃)을 의미하는 인자이며, 토양노출농도에 이를 곱함으로써 토양유래 비산먼지 내 오염물질 노출농도를 도출할 수 있다. 현행 지침에서는 기본적으로 오염부지 실외공기 먼지량(TSP)을 현장에서 실측하여 사용하도록 하며, 만약 실측하지 못할 경우에는 기본값인 7.0E-02를 사용할 수 있다. 하지만 이는 네덜란드 RIVM의 기본값을 그대로 가져온 것으로서(RIVM, 2007) 이를 우리나라의 상황과 비교, 분석한 결과는 없다. 비산먼지 내 토양비율을 의미하는 frs(기본값 0.5) 또한 RIVM(2007)에서 사용하는 기본값을 그대로 가져온 것인데, 이에 대한 명확한 근거는 부족한 실정이다(Hawley,1985; RIVM, 2007). 우리나라 국가대기오염물질 배출량 보고서(NIER, 2019)에는 국내 비산먼지 발생 통계량이 매년 발표되고는 있으나, 비산먼지의 총 발생량(tons)만이 제공될 뿐, 단위부피 당 비산먼지량(mg/m³) 값이나 실외 비산먼지 중 토양비율에 대한 정보는 제공되지 않기 때문에, 현재까지는 우리나라 실정에 맞는 토양유래 비산먼지량(TSP × frs)의 기본값을 도출하는 것은 불가능하다.

한편, US EPA에서는 비산먼지흡입 노출량 산정 시 비산계수(PEF; particulate emission factor)를 이용한다(USEPA, 1996). PEF를 적용한 비산먼지흡입 노출량 산정식은 아래 식 (7)과 같으며, 이 때 PEF는 식 (8)과 같이 표현된다.

\(\mathrm{ADE}=\frac{\mathrm{C}_{\mathrm{s}} \times 1 / \mathrm{PEF} \times \mathrm{EF} \times \mathrm{ED}}{\mathrm{AT}}\)       (7)

\(\mathrm{PEF}=\mathrm{Q} / \mathrm{C} \times \frac{3,600(\mathrm{~s} / \mathrm{h})}{0.036 \times(1-\mathrm{G}) \times\left(\frac{\mathrm{U}_{\mathrm{m}}}{\mathrm{U}_{\mathrm{t}}}\right)^{3} \times \mathrm{F}(\mathrm{x})}\)       (8)

PEF 산정식 중 Q/ C는 비산된 먼지의 대기 중 확산을 예측하는 항이며, 뒷부분은 토양입자가 비산되는 flux를 예측하는 식(Cowherd et al., 1985)이다. 하지만 VF의 경우와 마찬가지로 현재까지는 우리나라 기상특성을 반영할 수 있는 비산먼지에 대한 Q/C 값이 존재하지 않는다. 그러나, 실외휘발흡입의 경우와 마찬가지로 Box model을 이용하여 Q/C 항을 대체할 수 있으며, 이렇게 하면 아래 식 (9)와 같이 PEF를 산정할 수 있다.

\(\begin{array}{l} \text { PEF }=\frac{L S \times V \times D H \times 1,000(g / k g)}{A} \\ \times \frac{3,600(s / h)}{0.036 \times(1-G) \times\left(\frac{U_{m}}{U_{1}}\right)^{3} \times F(x)} \end{array}\)       (9)

여기서, LS는 현장 풍향과 수직방향으로의 오염부지 길이(m), V는 혼합구역 내 풍속(m/s), DH는 혼합고 높이(m),A는 오염부지의 면적(m²), 0.036은 비산먼지 흡입율(g/m²-h) 이며, G는 오염부지 중 식생으로 덮인 면적의 비율(unitless), U_m은 z cm 상공에서 측정한 현장 평균풍속(m/s), U_t는 임계마찰풍속을 z cm 상공에서의 풍속으로 환산한 값(m/s), F(x)는 U_t와 U_m의 비를 변수로 가지는 함수(unitless)이다. 이 때, Ut는 임계마찰풍속을 식 (10)에 대입하여 도출할 수 있다.

\(\frac{\mathrm{U}_{\mathrm{t}}}{\mathrm{u}_{\mathrm{l}}}=\frac{1}{\mathrm{~K}} \ln \left(\mathrm{z} / \mathrm{z}_{\mathrm{o}}\right)\)       (10)

여기서, \(\mathrm{u}_{\mathrm{t}}^{*}\)는 임계마찰풍속(m/s), K는 폰 카르만 상수(0.41, unitless), z_o는 마찰높이(cm)이다. 임계마찰풍속\(\mathrm{u}_{\mathrm{t}}^{*}\)는 토양입자의 비산이 일어나기 시작하는 마찰풍속을 의미하며, 이를 현장 마찰풍속과 비교함으로써 현장 토양입자의 비산 potential을 예측할 수 있다(Cowherd et al.,1985). 단, 현장 마찰풍속을 직접적으로 측정하기는 어렵기 때문에 z cm 상공에서 측정한 현장 평균풍속(U_m)을 사용하며, U_m과 임계마찰풍속의 z cm 상공 환산값(Ut)의 비(U_m/U_t)를 PEF 산정식에 대입한다. 일반적으로 우리나라 기상청에서 제시하는 평균풍속 데이터는 10 m 상공에서 측정한 값이며, 따라서 기상청 데이터를 사용할 경우 \(\mathrm{u}_{\mathrm{t}}^{*}\)를 10 m 상공에서의 풍속으로 환산하여 사용해야 한다. 임계마찰풍속 \(\mathrm{u}_{\mathrm{t}}^{*}\)는 Fig. 1a의 그래프와 같이 현장 토양입자크기의 최빈값에 따라 결정된다. 현장 토양입자크기의 최빈값은 체거름을 통해 결정할 수 있다. 여러 개의 체를 눈금 크기 순으로 겹겹이 쌓은 뒤 현장 토양 시료를 넣어 약 20회 정도 흔든 후, 토양 시료가 가장 많이 남아 있는 체를 확인하여 토양입자크기 최빈값을 도출한다(Cowherd et al., 1985). 예를 들어, 500 μm 눈금 체와 250 μm 체 사이에 가장 많은 양의 토양입자가 남아있다면 두 눈금의 평균값인 375 μm을 토양입자크기 최빈값으로 사용한다. 식 (10)에서 마찰높이를 의미하는 z_o는 부지 용도 및 특성에 따라 Fig. 1b를 통해 결정할 수 있으며(Cowherd et al., 1985), US EPA (1996)에서는 탁트인 지형(open terrain)에 대해 0.5 cm의 기본값을 사용하도록 하고 있다. PEF 산정식(식 (9)) 인자 중 F(x)는Fig. 1c의 그래프 및 식을 이용하여 산정할 수 있으며, 이 때 변수 x는 (0.886 × U_t/U_m)으로 정의된다. 위와 같이 오염부지에서 PEF를 산정하면, 현행 지침에 제시된 (TSP × frs)의 기본값을 사용하는 경우 보다는 부지특이적으로 비산먼지흡입 노출량을 예측할 수 있을 것으로 판단된다.

Fig. 1. Data needed to calculate particulate emission factor (PEF). (a) Relationship between the threshold friction velocity and the mode of the soil size distribution, (b) Roughness heights for various surfaces, and (c) Graph and equation of function F(x). All graphs are modified from Cowherd et al. (1985).

3. 다양한 실외공기흡입 노출량 산정 방법 시범 적용

본 연구에서는 앞에서 살펴본 실외공기 휘발물질흡입 및 비산먼지흡입 노출량 산정 방법들을 국내 TPH 오염부지에서 시범적으로 적용해보았다. 시범적용 대상 오염부지는 직사각형 형태의 나대지로, 면적은 약 2,600 m^₂(40 m × 65 m)이다. 해당 오염부지 토양 및 실외공기의 TPH 분획별 농도를 분석하기 위해 18개 지점에서 토양샘플을, 9개 지점에서 실외공기 휘발물질 샘플을 채취하였고, 비산먼지량을 측정하기 위해 9개 지점에서 PM10샘플을 포집하였다(Fig. 2). 이 때, 토양의 경우, 해당 부지의 토양정밀조사 결과 오염도가 집중되어 있는 것으로 확인된 지표 하 0–1 및 1–2 m의 두 심도에서 샘플을 채취하여 분석하였다. 한 지점에 대해 두 심도(지표하 0–1및 1–2 m)의 TPH 분획 농도의 산술평균값을 그 지점의 농도로 사용하였으며, TPH 분획이 검출되지 않은 경우에는 각 분획의 정량한계 값의 1/ 2을 해당 지점 및 심도에서의 농도로 간주하였다. 단, 조사한 모든 지점, 모든 심도에서 검출되지 않은 분획의 경우 오염부지 토양에 존재하지 않는 것으로 판단하였다. 토양 및 실외공기 시료의 TPH 분획 분석은 현행 위해성평가 지침에 제시된 방법에 따라 분석하였으며(KMOE, 2018), 실외공기 중 비산먼지량은 대기오염공정시험기준 ES 01605.2 (NIER, 2016b)에 따라 분석하였다. 각 지점에서 측정한 농도를 바탕으로, 상위 95% 신뢰값(95% UCL)을 결정하여 이를 TPH 분획별 노출농도(토양, 실외공기에 대해 각각 C_s, C_a) 및 단위부피 당 비산먼지량 대푯값(TSP)으로 사용하였다. 토양에서 TPH 중 VPH (volatile petroleum hydrocarbons) aliphatic C₅-C₈ 분획은 어느 한 지점에서도 전혀 검출되지 않아 오염부지 토양에 존재하지 않는다고 판단하였으며, 따라서 노출농도를 산정하지 않았다. TPH VPH aliphatic C₉-C₁₂와 aromatic C₉-C₁₀ 분획의 노출농도는 각각 3.4와 3.2 mg/kg, TPH EPH aliphatic C₉-C₁₈, aliphatic C₁₉-C₃₆, aliphatic C₃₆-C₄₀, aromatic C₁₁-C₂₂의 노출농도는 각각 99.9, 339.1, 27.3, 85.9 mg/kg으로 산정되었다. TPH EPH(extractable petroleum hydrocarbons) 분획은 휘발성 물질이 아니기 때문에 실외공기 휘발물질흡입 경로에서는 고려하지 않았으며, 따라서 실외공기 노출농도는 TPH VPH 분획에 대해서만 산정하였다. TPH VPH aliphatic C5-C8, aliphatic C₉-C₁₂, aromatic C₉-C₁₀에 대해 실외공기 노출농도는 각각 0.0057, 0.0044, 0.0023 mg/m³으로 산정되었다(Table 1). 또한 실외공기 중 단위부피 당 비산먼지량의 대푯값(TSP)은 5.7E-02 mg/ m³으로 결정되었다.

Fig. 2. Description of the target site and the sampling points for soil, volatile, and PM10.

Table 1. Exposure concentrations of TPH fractions in soil (Cs) and outdoor air (Ca) at the study site

¹⁾ Not detected

²⁾ Not applicable. Non-volatile fractions.

앞 2절에서 설명한 다양한 흡입노출량 산정 방안을 시범적으로 적용해 보기 위해 연구대상부지에서 VF와 PEF를 산정하였다. 이 때, VF는 현행 지침에 제시된 Q/ C기본값을 사용하는 식 (3)과 Box model을 적용하는 식(5)의 두 가지 방법을 통해 각각 산정하였으며, PEF는 식(9)에 따라 산정하였다. VF와 PEF 산정 시 필요한 인자값들 중 현장 평균풍속(U_m)은 기상청 연평균풍속 데이터를 사용하였다(KMA, 2020). 현장 풍향과 수직방향으로의 오염부지 길이(LS)의 경우, 현실적으로 현장 주 풍향을 파악하기가 어려웠기 때문에 본 연구에서는 직사각형 형태 오염부지의 짧은 변 길이인 40 m (Fig. 2)로 설정하였는데, 이는 VF 또는 PEF의 값을 최소화함으로써 위해도가 보수적으로 산정되도록 하는 LS 값이다. U_m과 LS를 제외한 부지 및 오염물질 특이적인 인자값들은 현장조사 결과 또는 현행 지침에 제시된 기본값을 이용하여 결정하였다(Table 2). VF는 휘발성 물질인 TPH VPH 분획들에 대해서만 산정하였는데, VF에는 오염물질 특성값이 반영되기 때문에 값이 각 분획별로 산정되며, 현행 지침에 제시된 Q/C 기본값 또는 Box model을 적용하여 산정한 VF 값들을 Table 3에 표시하였다. 그 결과, Box model을 적용할 때 보다 Q/ C 기본값을 이용한 경우에 VF 값이 다소 높았으나 큰 차이를 보이지는 않았다. PEF는 휘발성 물질이 아닌 TPH EPH 분획들에 대해서만 산정하였으며, 1.7E+14 m³/kg로 결정되었다. PEF에는 오염물질 특성값이 반영되지 않기 때문에 모든 TPH EPH 분획들에 대해 동일한 값을 적용한다.

Table 2. Site- and chemical-specific parameters of the study site used to calculate volatilization factor (VF) and particulate emission factor (PEF)

Table 3. Volatilization factors (VF) of TPH VPH fractions at the study site

시범적용 대상부지에 대해 결정된 TPH 분획별 노출농도(C_s 및 C_a), 실외공기 중 단위부피 당 비산먼지량(TSP), 휘발계수(VF), 비산계수(PEF) 값을 이용하여 실외공기 휘발물질흡입 및 비산먼지흡입 경로에 대한 위해도를 산정하였다. 이 때, TPH는 발암물질로 분류되지 않기 때문에 비발암위해도만을 산정하였다. 수용체는 거주지역 어린이로 설정하였으며, 따라서 노출빈도(EF), 노출기간(ED)은 현행 지침에서 거주지역 어린이에 대해 제시하고 있는 기본값인 350 day/year, 6 year를 각각 적용하였다(KMOE,2018). 비발암성물질의 평균시간(AT)은 ED에 해당되므로 6년, 즉 6 × 365 day를 적용하였다. 2절에서 제안한 다양한 노출량 산정 방법에 따라 결정된 각 TPH 분획별 노출량을 Table 4에 제시된 흡입노출참고농도(RfC, mg/m³) (KMOE, 2018)값으로 나누어 TPH 분획별 비발암위해도를 산정하였다. 최종적으로, TPH 분획별 비발암위해도를 합산하여 대상부지에서의 실외공기 휘발물질흡입 및 비산 먼지흡입 경로에 대한 TPH 비발암위해도를 결정하였다.

Table 4. Reference concentration (RfC) values provided in the risk assessment guidance for each TPH fraction (KMOE, 2018)

¹⁾ Not available in the Guideline (KMOE, 2018)

실외공기 휘발물질흡입 경로에 대해 다양한 노출량 산정 방안을 이용해 도출된 TPH 비발암위해도 값을 Table 5에 표시하였다. TPH EPH의 경우 휘발성 물질이 아니기 때문에 실외공기 휘발물질흡입 노출경로는 고려하지 않았으며, 따라서 실외공기 휘발물질흡입 위해도는 TPH VPH분획들에 대해서만 산정하였다. 실외공기 중 오염물질 농도를 실측한 경우, Q/C 기본값을 통해 산정된 VF를 이용한 경우, Box model을 적용한 VF를 이용한 경우에 대해 TPH 비발암위해도는 각각 9.3E-02, 1.5E-02, 2.1E02로 산정되었다. 모든 TPH VPH 분획에 대해, VF 를 사용하여 예측된 농도를 사용하는 경우에 비해 실외공기중 농도를 실측하는 경우에 위해도가 더 높게 산정되었다. 이는 실외공기 중 오염물질 농도를 실측하는 경우에는 오염부지 토양에서 유래한 오염물질 농도뿐 아니라, 대상부지 주변 지역에서 확산되어 온 물질의 농도까지 측정되었기 때문이라고 판단된다. 특히, TPH VPH aliphatic C₅-C₈ 분획의 경우, 토양에서는 어느 지점에서도 검출되지 않아 VF를 사용할 경우 실외공기 휘발물질흡입 위해도가 없는 것으로 산정되나, 실외공기 중 농도를 실측한 경우 위해도가 2.7E-02로 산정되었다.

Table 5. Hazard quotients (HQ) through inhalation of volatiles estimated by various methods at the study site

¹) Not detected in soil

Table 6는 실외공기 비산먼지흡입 경로에 대해 다양한 노출량 산정 방안을 적용하여 도출된 TPH 비발암위해도이다. TPH VPH의 경우 휘발성 물질이기 때문에 비산먼지흡입 노출경로는 고려하지 않았으며, 따라서 비산먼지흡입 위해도는 TPH EPH 분획들에 대해서만 산정하였다. TPH EPH의 경우 모든 분획이 토양에서 검출되었으나, aliphatic C₁₉-C₃₆과 C₃₆-C₄₀ 분획에 대한 RfC 값은 존재하지 않아 aliphatic C₉-C₁₈과 aromatic C₁₁-C₂₂ 분획들에 대한 위해도만을 산정하여 제시하였다. 실외공기 중 비산먼지량을 실측하여 TSP를 결정하고 이를 frs 기본값과 곱하여 사용한 경우, 현행 지침의 TSP 기본값과 frs 기본값을 곱하여 사용한 경우, PEF를 사용한 경우, 각각에 대해 산정된 TPH 비발암위해도는 6.1E-05, 7.4E-05, 1.2E-11이었다. PEF를 사용했을 때에 비해 (TSP × frs)를 사용했을 때 위해도가 높게 산정되었는데, 이는 (TSP × frs)를 사용하는 것은 오염부지의 토양유래 비산먼지 발생량을 과대추정하기 때문인 것으로 판단된다. PEF를 사용하는 경우 오염부지의 평균풍속, 마찰풍속, 토양입자의 임계마찰풍속 등의 부지 특성을 반영할 수 있다는 점과, (TSP ×frs)를 사용하는 경우 frs의 기본값 설정 근거가 부족하다는 점을 고려하면, PEF를 사용하는 방법이 보다 부지특이적으로 위해도를 결정할 수 있는 방법이라고 판단된다.

Table 6. Hazard quotients (HQ) through inhalation of particulates emitted from soil estimated by various methods at the study site

¹⁾ Not available in the Guideline (KMOE, 2018)

4. 결론 및 제언

본 연구에서는 실외공기 휘발물질흡입 및 비산먼지흡입노출경로에 대한 다양한 노출량 산정 방법들을 살펴보고,실제 TPH 오염부지에서 이들을 적용하여 TPH 흡입위해도를 산정해보았다. 먼저 실외공기 휘발물질흡입 경로의 경우 휘발물질 농도 예측 시 사용하는 VF의 인자들 중 하나인 Q/ C의 기본값이 우리나라 부지 및 기상 특성을 반영하고 있지 않았다. 휘발물질 농도를 실측하여 노출량을 산정하는 방법이 있기는 하나, 휘발물질 농도를 실측할 경우 오염부지에서 유래한 물질 뿐 아니라 타 지역에서 확산되어 온 물질의 농도까지 측정될 개연성이 있어 위해도를 과대평가할 개연성이 존재하였다. 비산먼지흡입경로의 경우, frs 값의 현장 측정이 현실적으로 불가능하며, frs에 대해 제시된 기본값 또한 근거가 불명확한 한계점이 있었다. 반면, Box model을 적용하여 도출한 VF,PEF를 사용할 경우 이러한 한계점들을 보완할 수 있었으며, 오염부지 면적, 길이 등의 오염부지의 정보를 추가적으로 반영할 수 있기 때문에, 보다 부지특이적인 흡입노출량을 산정할 수 있을 것으로 판단되었다. 그럼에도 불구하고, Box model은 많은 가정을 통해 오염물질의 대기중 확산을 예측하는 단순한 형태의 모델이며(Ortolano,1985), US EPA에서는 현재 Box model 대신 보다 정교한 기상모델링을 통해 미국 전역에 대해 도출한 Q/ C를 사용하고 있다(US EPA, 1996). 이처럼 우리나라에서도 기상모델링을 수행하여 우리나라 기상특성을 반영할 수 있는 Q/ C 기본값을 도출하거나, 현장 기상특성을 조사하고 이를 통해 Q/ C를 부지특이적으로 결정할 수 있는 방안을 제시할 수 있는 향후 연구가 수행된다면, 우리나라에서도 Q/ C를 사용하여 VF, PEF를 산정함으로써 보다 향상된 수준의 부지특이적 위해성평가가 가능할 것으로 기대된다.