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ISSN : 2288-1115(Print)
ISSN : 2288-1123(Online)
Korean Journal of Ecology and Environment Vol.50 No.2 pp.238-253
DOI : https://doi.org/10.11614/KSL.2017.50.2.238

Thermal Effluent Effects of Domestic Sewage and Industrial Wastewater on the Water Quality of Three Small Streams (Eung, Chiljang and Buso) during the Winter Season, Korea

Soon-Jin Hwang*, Gyeonghye Jeon, Hyun Soo Eum, Nan-Young Kim, Jae-Ki Shin1*
Department of Environmental Health Science, Konkuk University, Seoul 05029, Republic of Korea
1Office for Southern Region Management of the Nakdong River, Korea Water Resources Corporation (K-water), Busan 49300, Republic of Korea
Corresponding author: +82-2-450-3748, +82-2-456-5062, sjhwang@konkuk.ac.kr
March 2, 2017 May 1, 2017 May 30, 2017

Abstract

The sewage and wastewater (SAW) are a well-known major source of eutrophication and greentide in freshwaters and also a potential source of thermal pollution; however, there were few approaches to thermal effluent of SAW in Korea. This study was performed to understand the behavioral dynamics of the thermal effluents and their effects on the water quality of the connected streams during winter season, considering domestic sewage, industrial wastewater and hot spring wastewater from December 2015 to February 2016. Sampling stations were selected the upstream, the outlet of SAW, and the downstream in each connected stream, and the water temperature change was monitored toward the downstream from the discharging point of SAW. The temperature effect and its range of SAW on the stream were dependent not only on the effluent temperature and quantity but also on the local air temperature, water temperature and stream discharge. The SAW effects on the stream water temperature were observed with temperature increase by 2.1~5.8℃ in the range of 1.0 to 5.5 km downstream. Temperature effect was the greatest in the hot spring wastewater despite of small amount of effluent. The SAW was not only related to temperature but also to the increase of organic matter and nutrients in the connected stream. The industrial wastewater effluent was discharged with high concentration of nitrogen, while the hot spring wastewater was high in both phosphorus and nitrogen. The difference between these cases was due to with and without chemical T-P treatment in the industrial and the hot spring wastewater, respectively. The chlorophyll-a content of the attached algae was high at the outlet of SAW and the downstream reach, mostly in eutrophic level. These ecological results were presumably due to the high water temperature and phosphorus concentration in the stream brought by the thermal effluents of SAW. These results suggest that high temperature of the SAW needs to be emphasized when evaluating its effects on the stream water quality (water temperature, fertility) through a systematized spatial and temporal investigation.


동계 저온기의 소하천 수 질에 미치는 하·폐수의 온배수 영향

황 순진*, 전 경혜, 엄 현수, 김 난영, 신 재기1*
건국대학교 환경보건과학과
1한국수자원공사 낙동강남부권관리단

초록


    서 론

    우리나라에서 국민 생활과 각종 산업에 사용되는 수량 은 연간 101.1×109 m3으로서 총 물 사용량 (337.0×109 m3) 의 30.0%를 차지하고 있다 (MOLIT, 2016). 이 중에서 하 수와 하·폐수의 비중은 각각 23.0% (77.5×109 m3), 7.0% (23.6×109 m3)로서 가히 적은 양은 아닌 것으로 볼 수 있 었다. 하천과 저수지에 대한 이들의 육수학적 영향은 지 금까지 수질화학적 측면에서 P·N 영양염, 중금속 및 유 해독성물질 등에 관심을 가져 왔으나 (MOE, 2016), 이에 못지않게 중요한 것은 온도 (열)를 들 수 있다 (Langford, 1990; Nalewajko and Dunstall, 1994; MOE, 2016). 수온과 그 구배 (thermal regime)는 물환경에서 가장 중요한 구성 요소 중 하나로서 생태계의 근간을 이루는 물리적 요인이 며, 화학 및 생물학적 변동성과 상호 작용하는 자연적 인 자 (Thornton et al., 1990; Stevenson et al., 1996; Wetzel, 2001)인 반면에, 인공 열 발생원 (heat source)에 의한 인위 적 섭동 (perturbation)도 가능하다 (Nalewajko and Dunstall, 1994). 그 주요한 예로서, 산업시설의 각종 냉각수, 하·폐 수 처리수 및 인공온천 배수가 해당한다 (Langford, 1990; Stevenson et al., 1996; Jeon et al., 2017).

    온배수는 현장의 자연수보다 온도가 과도하게 높거나 생 태계에 피해 영향 또는 위험성의 잠재력을 지닌 인공 배출 수로서 설명하고 있으며 (Benedict et al., 1973; Langford, 1990; Nalewajko and Dunstall, 1994; Stavreva-Veselinovska and Todorovska, 2010), 배출수의 온도관리는 국가 또는 지 역별로 목적과 대상에 따라 적합한 기준을 달리하고 있다 (USEPA, 2001; MOE, 2014, 2016). 수생태계의 영향에 대 한 온배수의 관심은 1950년대에 발전냉각수에서 겉으로 드러나는 심각한 피해가 발생하면서부터 시작되었고, 그 잠재적 악영향은 먹이연쇄의 구조와 기능 전반에 걸쳐 관 련되었다 (Edsall and Yocum, 1972). 전술한 바와 같이, 다 양한 하·폐수는 온배수로 분류될 수 있으며 (Langford, 1990; MOE, 2014, 2016), 계절적으로 수온이 낮은 겨울철 에 결빙 방해, 안개 발생 및 생태계 교란 등 국지적 영향이 뚜렷하게 가시화되어, 크고 작은 문제점은 그 지역에서 민 원으로 끊임없이 제기되어 왔다 (MOE, 2014, 2016; Jeon et al., 2017).

    수온은 다양한 담수생물의 생존 (생리·생태)과 환경 (물 리·화학)의 관계에서 매우 중요한 인자이다 (Beitinger et al., 2000; Hanafiah, 2013). 하천과 저수지에서 기후변화 요인을 포함한 수체 온난화의 인위적 영향은 수환경 시스 템 그 자체뿐만 아니라 생물상에서 종 (수)조성, 다양성, 생 물량 (밀도), 생산성 및 생화학적 변화 등에서 총체적으로 심각하게 나타나고 있다 (Nalewajko and Dunstall, 1994; Poole and Berman, 2001; Caissie, 2006; De Vries et al., 2008). 특히, 온배수는 우기를 제외하고 유량이 적은 소하 천에서 생물학적 충격 또는 스트레스가 상대적으로 가중 되어 잠재 영향이 더욱 커질 수 있으며 (Jeon et al., 2017), 그 변화 특성과 확장은 배수 온도, 수량 및 생물 내성 정도 에 의존적이다 (Patrick, 1971). 온대지역에서 부착조류는 비교적 고온에 내성을 가질 수 있으나 (Langford, 1990), 온 배수의 영향권 내에서 계절 (예, 동계)에 관계없이 성장기를 연장하게 되는 것은 그 수역에서 이상 수온으로 인해 결 빙되지 않아 광 이용성이 유리해지기 때문이다 (Hickman, 1974; Hickman and Klarer, 1974; Kirby and Dunford, 1981). 반면에, 그 영향권에서 멀어질수록 생태학적 반응은 미약 하거나 소멸될 수도 있다 (Keskitalo, 1987).

    국내외에서 온배수는 육수와 연안에서 관심의 대상이 되어왔고 (USEPA, 1992; MOE, 2014, 2016), 주로 열 오 염, 부영양화 및 생태계 교란으로서 다양한 문제를 야기하 였다 (Lamberti and Resh, 1983, 1985b). 온도는 수중과 수 변 공간에, 영양염은 물과 하상토양에서 다양한 미소 동· 식물, 미생물 및 고등식물의 생리생태에 급성 (acute; 예, 열 충격) 또는 만성 (chronic; 예, 내성)적 영향을 가하게 된 다 (Stevenson et al., 1996). 특히, 온천폐수는 열뿐만 아 니라 영양염 과부하도 관련성이 있어 수생태계의 생물군 집 구조와 물질대사 기능을 시공간적으로 변화시키게 된 다 (Wilde and Tilly, 1981; Lamberti and Resh, 1985a). 또 한, 피해 (누적)영향은 온도, 유량 및 지속성 (빈도)의 양적 또는 질적 크기와 방류패턴에 의존적이다 (Brock, 1967b, 1970). 따라서 국외의 경우, 다양한 대상에 따라 규정 (예, National Pollutant Discharge Elimination System: NPDES) 또는 지침 (예, Canadian Water Quality Guideline: CWQG) 을 법률로서 엄격하게 갖추고 있으며 (USEPA, 1992, 2001; ENCA, 2014), 국내는 ‘수질 및 수생태계 보전에 관한 법 률’에서 온도 (<40℃)와 오염방지 차원의 비교적 단순한 규칙만을 포함하고 있다 (MOE, 2016).

    국외에서 하천의 수질과 수생태계에 대한 온배수의 영 향 연구는 과거부터 꾸준히 이루어졌으며 (Waring, 1965; Brock, 1967a, b; Stockner, 1968; Brock, 1970; Wiegert and Fraleigh, 1972; Ward, 1978; Squires et al., 1979; Tuchman and Blinn, 1979; Kullberg, 1982; Lamberti and Resh, 1983, 1985b; Nalewajko and Dunstall, 1994; Sompong et al., 2005; Owen et al., 2008; Vijver and Cocquyt, 2009; Cox et al., 2011; Nikulina and Kociolek, 2011; Madden et al., 2013; Zivic et al., 2013; Lo et al., 2016), 그에 대한 부정적 문제점의 대책수립 및 실행에 많은 기여를 하였다. 반면에, 국내에서 온배수는 연안에 위치한 원자력·화력발전소 및 제철소 냉각수의 어업피해 영향조사 (Shim and Yeo, 1992; Yeo and Shim, 1993; KIOST, 2007; Choi et al., 2012)가 다 수 있었고, 열 오염의 생태계 교란 중심으로 주요 결과가 제시되었다. 그리고 하·폐수에 대한 것은 1991년에 배출 수 수온 기준을 제정한 이후, 최근에 하천 방류수 수온이 수생태계 미치는 영향조사 (MOE, 2014, 2016)가 있었다. 온천폐수에 관한 것은 충청북도 (Her et al., 1998)와 전라 남·북도 (Choi et al., 1997; Kim, 1998, 1999; Jeong et al., 1999; Kil and Yoo, 1999; Jeon et al., 2001) 지역을 대상으 로 수질, 온도 구배 및 토양의 이화학 요인과 수생식물, 사 상체 조류의 생태환경 요인에 관한 내용들을 소개한 바 있 다. 주요 내용으로서 온천배수에 의한 수온, 영양염 및 부 착조류 생물량 증가와 토양오염 영향은 비교적 장거리 유 지되었으나, 하류로 가면서 지천의 희석효과에 의해 점차 약화됨을 기술하였다.

    본 연구는 2015년 12월부터 2016년의 2월까지 연중 가 장 추운 시기인 동계에 온배수의 거동 실태와 수생태계 (부 착조류)에 미치는 생물학적 영향을 파악하고자 생활하수, 산업폐수 및 온천폐수를 대상으로 그 시공간적 특성을 조 사하였다. 이를 통해 현재 국내의 전역에서 발생하고 있는 하·폐수의 인공 온배수에 대한 육수생태학적 이해를 제 고하는 데 기초자료로써 기여하고자 하였다.

    재료 및 방 법

    1.조사지 개황

    본 연구대상 하천들은 공통적으로 국가하천의 최상류 (headwater)로써 지방하천에 속하고, 하·폐수가 처리 또는 미처리된 후 직·간접적으로 방류되는 수역이다 (Fig. 1). 응천 (Eung Stream, EU)은 충북 음성에 위치 (N37°03′00″~ E127°36′00″, EL. 91~97 m)해 있고 (Fig. 1), 남한강 수계 청미천의 최상류 지류이다 (K-water, 2007; MOLIT, 2012). 유역면적과 유로연장은 각각 103.0 km2, 18.0 km이며, 하폭 은 4~8 m, 수심은 0.1~0.5 m인 평지형 하천이며, 농촌도 시의 생활하수 처리수 (0.069 m3 s-1, 분뇨 32 m3 포함)가 실 시간 일정량으로 배출되고 있다 (Table 1). 군소 도심지역에 위치하고 있어 외부 오염원 노출에 취약한 수역이며, 사상 체 조류가 상시 번무하고 있었다 (ESGO, 2012, 2014). 하 도는 흐름 (run), 여울 (riffle) 및 소 (pool)가 반복되나, 하수 방류구 전단부는 물 흐름이 거의 없는 환경이었다. 하상은 자갈과 진흙이 혼합된 형태이었고, 하류로 갈수록 자갈 비 율은 작았으며, 진흙과 모래의 비중이 증가하여 지점별 차 이가 다소 현저하였다.

    칠장천 (Chiljang Stream, CJ)은 충북 진천에 위치 (N36° 57′00″~E127°27′00″, EL. 86~90 m)하고 있으며 (Fig. 1), 금 강 수계 미호천의 최상류 지류이다 (K-water, 2007; MOLIT, 2012). 유역면적과 유로연장은 각각 71.6 km2, 28.0 km이 고, 하폭은 10~20 m, 수심은 0.1~0.7 m인 평지형 하천이 며, 농공단지의 산업폐수 (0.127 m3 s-1)가 배출되고 있다 (Table 1). 또한, 하천에 인접한 농·축산 단지로부터 발 생하는 악취가 심하며, 농수로가 군데군데 분포하고 있다 (GRICH, 2008; JCGO, 2014). 하상은 자갈, 왕모래가 혼재 되어 있었고, 특히 방류구는 가는 또는 왕모래의 비율이 >70%이었으며, 하류로 갈수록 자갈의 비율이 커지는 경 향을 보였다.

    부소천 (Buso Stream, BS)은 경기 포천에 위치 (N38°04′ 12″~E127°19′30″, EL. 164~178 m)해 있고 (Fig. 1), 한탄 강의 상류에 유입되는 작은 지천으로서 삼림과 인접한 산 간계류이다 (K-water, 2007; MOLIT, 2012). 유역면적과 유 로연장은 각각 39.9 km2, 13.4 km이며, 온천폐수 (0.055 m3 s-1)가 일중 10~12시에 집중 배출되고 있다 (Jeon et al., 2017). 하상은 큰 돌과 작은 돌이 >70%를 차지하였고, 지 점간 다소 차이는 있었다. 온배수가 배출되는 방류구간은 사면이 콘크리트 옹벽으로 되어 있는 인공수로 형태이었 다 (Jeon et al., 2017).

    응천의 하수처리장은 배출수 수질기준 적용 Ⅱ지역에 해당하고, 시설용량은 6,000 m3 d-1이며, 처리공법은 BNR (biological nutrient removal)이다 (Table 1). 하수처리장 운 영은 2001년 12월에 시작하였다 (ESGO, 2014). 칠장천의 산업폐수처리장은 Ⅱ지역에 속하고, 시설용량은 11,000 m3 d-1이며, 처리공법은 응집침전+표준활성슬러지+총인처 리를 사용하고 있다 (Table 1). 시설의 가동은 1991년 12월 부터 개시되었다 (JCGO, 2014). 부소천의 산정온천은 청정 지역에 위치한 시설로 분류되어 (MOE, 2016), 수처리의 적 용을 받지 않아 수영과 목욕용으로 이용된 온천수는 미처 리된 채 방류되며, 시설용량은 4,750 m3 d-1이고, 1999년부 터 운영되었다 (Jeon et al., 2017).

    2.기상·수문자료 조사 및 현장 모니터링

    기온과 강수 (설)량은 기상청의 지역 측후소에서 관측한 일 자료를 사용하였으며, 기온과 적설량 측정은 매월 현장 조사 시기에 병행하였다. 수집한 기초자료는 요인별로 결측 또는 이상치를 검토하였고, 최종적으로 확인된 자료를 이용 하였다. 하도 단면, 하상 구조, 유속 및 유량은 각 지점에서 실측하였다. 이때 해발고도는 GPSmap-62s meter (Garmin, USA), 유속은 M3000 meter (Swoffer Instruments, USA)를 사용하였다.

    3.하도 (상), 수질 및 부착조류 조사

    현장조사는 2015년 12월부터 2016년 2월까지 월 1회씩 총 3회 수행하였다. 응천과 칠장천은 2015년 12월 10일, 2016년 1월 7일 및 2월 1일에, 부소천은 2015년 12월 11일, 2016년 1월 8일 및 2월 2일에 각각 조사하였다. 조사지점은 응천, 칠장천 및 부소천에서 상류 (EUU, 0.62 km, CJU, 0.16 km, BSU, 0.10 km), 생활하수, 산업 및 온천폐수 처리수 방 류구 (DSE (domestic sewage), IWA (industrial wastewater), HSW (hot-spring wastewater)), 혼합 (EUD1, 0.01 km, CJD1, 0.01 km, BSD1, 0.01 km) 및 하류 (EUD2, 0.54 km, CJD2, 0.53 km, BSD2, 0.30 km) 지점의 각각 4개씩이었다.

    또한, 온배수 배출지점으로부터 유하거리에 따른 수온 변화를 관찰하기 위하여 응천은 상류, 방류구, 하류 (0.2, 0.8, 1.2, 2.0, 3.0, 및 4.0 km)의 8개, 칠장천은 상류, 방류 구, 하류 (0.6, 1.0, 1.5, 2.5, 3.0, 4.0 및 5.5 km)의 9개 및 부 소천은 상류, 방류구, 하류 (0.4, 1.0 및 2.5 km)의 5개 지점 에서 각각 추가적으로 모니터링하였다. 하 (유)폭, 수심, 하 상구조, 수변식생 및 주변 환경의 특성은 거리측정기와 줄 자를 가지고 측정하거나, 직접 관찰을 통해 파악하였다. 하 상토는 현장에서 직접 채집 (H30×L30×D30 cm)한 후 체 (sieve) 분석하였고, boulder (>256 mm), cobble (256~64 mm), pebble (64~16 mm), gravel (16~2 mm) 및 silt/sand (<2 mm)의 5단계 (Cummins, 1962)로 나누어 상대비율 (%)을 구하였다.

    수온, DO, pH 및 Conductivity는 다항목 수질측정기 (Horiba U-52, Japan)를 이용하여 현장에서 직접 측정하 였다. 수질분석을 위한 시료는 각 지점의 중앙과 양안에 서 동일한 양으로 채수한 후 혼합하여 사용하였다. 시료 는 아이스박스에 담아 보관한 후 차량을 이용하여 12시 간 이내에 실험실로 옮겼고, 즉시 전처리한 후 분석하였다 (APHA, 2012). BOD5 (biological oxygen demand), CODMn (chemical oxygen demand), T-N (total nitrogen) 및 T-P (total phosphorus)는 원수 (비여과수)를 그대로 사용하였 고, Ammonium (NH4), Nitrate (NO3) 및 Soluble reactive phosphorus (SRP, PO4)의 무기 영양염 분석은 GF/F filter (Whatman, UK)로 여과한 후 사용하였다 (Rump and Krist, 1988; APHA, 2012). 부유성 Chlorophyll-a (sestonic Chl-a) 농도는 일정량의 시료를 Whatman GF/F filter에 여과한 후, 90% Acetone 용매로 광합성 색소를 추출하였고, UV/VIS spectrophotometer (Model OPTIZEN 3220UV, Mecasys, Korea)의 630 nm, 645 nm, 663 nm 및 750 nm 파장에서 측 정한 흡광도 값으로 계산하였다 (Lorenzen, 1967; APHA, 2012).

    부착조류 채집은 각 지점의 여울 (riffle, 유속 10~50 cm s-1)에서 상부면이 편평한 돌 (기질)을 선택하였고, 일정 면 적 (>5×5 cm2)을 도구 (솔)를 이용하여 깨끗하게 긁었으 며, 최종 >50 mL의 양으로 정용하였다. Chl-a와 AFDM (ash-free dry matter) 함량을 분석하기 위한 시료는 냉장 상 태 (4℃)를 유지하여 실험실로 운반하였고, 종조성 검경과 세포밀도 (현존량) 계수를 위한 시료는 현장에서 Lugol’s 또는 중성 (4%) formalin 용액으로 고정하였다. 부착성 Chla (periphytic Chl-a)는 부유성 Chl-a와 동일한 방법으로 분석하였고, 최종 단위면적 (cm2)당 함량으로 산정하였다 (Lorenzen, 1967; APHA, 2012). AFDM은 105℃ dry oven (Model VS-1202D3, Vision Scientific Co. Ltd., Korea)에 서 전 처리한 Whatman GF/F filter에 일정량의 시료를 여 과한 후 건조시킨 무게 (DW, dry weight)와 500℃ 전기로 (HY-8000S, Yuyu Scientific, Korea)에서 2시간 태운 후 무 게 (AW, ash-free dry weight)의 차이 (DW-AW)로 계산하였 다 (APHA, 2012). 실험분석 및 조사자료의 시공간적인 차 이 분석을 위해 ANOVA의 사후분석법 (host-hoc Tukey’s HSD test)을 이용하였으며, 요인별 상관분석은 Pearson’s Rank Correlation의 분석법으로 수행하였다. 자료의 통계 처리는 SYSTAT® 8.0 프로그램을 이용하였으며 (SPSS, 1998), 유의성은 p<0.05로 확인하였다.

    결과 및 고 찰

    1.기온 및 유량 분포 특성

    2015년 12월부터 2016년 2월까지 충북 음성, 진천 및 경 기 포천의 3개 하천에서 관측된 유량과 기온의 평균값을 나타낸 것은 Fig. 2와 같다. 응천, 칠장천 및 부소천에서 하 천유량 (범위)은 각각 0.1 m3 s-1 (<0.1~0.4 m3 s-1), 0.3 m3 s-1 (0.1~0.7 m3 s-1), 0.1 m3 s-1 (<0.1~0.3 m3 s-1)이었고, 하·폐수량 (범위)은 DSE에서 0.084 m3 s-1 (0.043~0.144 m3 s-1), IWA에서 0.090 m3 s-1 (0.085~0.099 m3 s-1) 및 HSW 에서 0.017 m3 s-1 (0.001~0.026 m3 s-1)이었다 (Fig. 2). 하천 유량은 CJU>BSU>EUU, 온배수량은 IWA>DSE>HSW 순으로 각각 많았다. 칠장천의 유량과 폐수가 가장 많았는 데, 이것은 상류에 위치한 이 지역의 또 다른 축산폐수처리 장 방류수와 IWA의 처리량 (11,000 m3 d-1)에 각각 기인하 는 것으로 볼 수 있었다. 기온은 칠장천과 응천에서 각각 영상 2.2℃, 영하 - 2.0℃로서 다소 높았고, 부소천은 - 5.4 ℃로서 조사기간 내내 영하의 수준을 기록하였다 (Fig. 2). 하천별 기온은 동일한 계절에 지형적 영향도 있겠으나, 그 보다 지리적 고도에 따른 차이가 더욱 컸음을 알 수 있었 다 (Langford, 1990; Stevenson et al., 1996; MOE, 2016).

    2.동계 하천 수온에 하·폐수의 유입 영향

    응천의 수온은 EUU (6.0~8.6℃)에서 낮았고, DSE (13.1~16.4℃)에서 높았으며, EUD 0.2 km 지점 (혼합역)은 8.2~11.3℃로서 EUU에 비해 평균 2.1℃ 증가하였다 (Fig. 3). 하수의 수온 상승 영향은 하류 1.2~4.0 km까지 나타났 으며, 시기에 따라 그 차이가 컸다. 칠장천은 응천과 비슷 하여 CJU (6.9~8.8℃)에서 낮았고, IWA (14.8~19.0℃)에 서 높았으며, CJD 0.6 km 지점은 11.1~12.0℃로서 폐수의 영향 (평균 4.8℃ 증가)이 지배적이었다. 수온 증가 영향 은 4.0~5.5 km까지로 추정되었고, 비교적 긴 거리까지 유 지되었다 (Fig. 3). 부소천은 BSU (1.0~6.2℃)에서 가장 낮 았고, HSW (16.6~24.2℃)에서 가장 높은 값을 기록하였 으며, BSD 0.03 km 지점은 10.3~12.0℃로서 BSU에 비해 크게 증가 (평균 5.8℃)하였다 (Fig. 3). 또한, BSD 0.4 km 에서 3.5~7.4℃로 급감하였고, 1.0 km에서 0.8~6.9℃로 서 BSU와 유사한 수준을 보였다. 그러나 BSD 2.5 km 지점 (1.9~7.9℃)에서 큰 차이는 아니었으나 다시 증가하는 양 상을 보였는데, 이것은 1.0~2.5 km 구간에 위치하는 촌락 주거지의 생활배수에 의한 영향으로 사료되었다.

    3.기초 수질환경요인

    응천, 칠장천 및 부소천에서 수온의 범위 (평균값)는 1.7~24.0℃ (10.3℃)이었고, 상류 (EUU, CJU, BSU)와 온 배수 (DSE, IWA, HSW)의 차이는 부소천에서 18.6℃로서 가장 컸다 (Table 2). 수온은 Conductivity (r=0.708~0.942, p<0.01), 유기물 (r=0.597~0.649, p<0.05), T-N (r= 0.672~0.877, p<0.05), NO3 (r=0.796~0.890, p<0.01) 와 양의 상관성을 보였고, T-P와 PO4는 응천과 칠장천에 서 음의 상관성 (p<0.05)을 보인 반면에 부소천은 양의 상 관성 (r=0.824~0.876, p<0.01)을 가졌다 (Appendix 1). 하천에 따라 P 계열에서 차이를 보인 것은 무엇보다도 화 학적 총인처리의 유·무와 관련성이 큰 것으로 사료되었 다. DO는 하천의 상류에서 높았고, 온배수가 배출되는 지 점에서 52.7% 감소한 양상이었다 (Table 2). pH는 하천과 지점의 차이가 크지 않았고, <7.0을 보인 시기는 1월 또 는 2월에 관찰되었다. Conductivity는 응천에서 상·하 류 간에 큰 차이가 없었으나, 칠장천과 부소천은 다른 지 점에 비해 온배수에서 높은 값을 보여 그 차이가 매우 컸 으며 (p<0.05), 하류로 가면서 다소 감소하는 경향을 나 타냈다 (Table 2). 특히, IWA의 평균값이 1,153 μS cm-1로 서 가장 높은 값을 기록하였다. 그리고 응천과 칠장천은 COD (r=0.681~0.812, p<0.05), 부소천은 BOD (r=0.583, p<0.05), T-N (r=0.923), NO3 (r=0.934), T-P (r=0.901) 및 PO4 (r=0.870, p<0.01)와 유의한 상관성을 나타냈다. 수 중 탁도는 온배수에 비해 상류와 하류에서 비교적 높은 특 성을 보였고 (Table 2), 2월에 EUU에서 35.0 NTU, 12월~2 월에 BSD에서 4.8 NTU를 기록한 것은 각각 하천정비공사 에 의한 인위적인 영향과 부착조류의 탈리현상 (scouring) 에 의한 자연적 증가이었다. 또한 이러한 결과는 TSS에서 도 동일한 양상을 보였다 (Table 2).

    4.유기물 및 N·P 영양염 분포 특성

    BOD5는 상·하류의 차이가 크지 않거나 온천폐수에 서 증가하였던 반면에, CODMn은 하·폐수에서만 높은 값 을 나타냈다 (Fig. 4, Table 2). T-N은 응천과 부소천의 상류 (EUU, BSU)에서 각각 3,529.8 μg N L-1, 1,613.9 μg N L-1 로서 낮은 농도를 보였는데, 칠장천 (CJU)은 9,042.1 μg N L-1로서 고농도를 나타냈다 (Fig. 5). 그리고 IWA는 상·하 류 지점에 비해 저농도를 유지하였다. NH4는 12월보다 1 월~2월에 높았고, 하천에 따라 상류 (BSU, 111.7 μg N L-1), 방류구 (DSE, 1,516.7 μg N L-1) 및 하류 (CJD, 1,581.8 μg N L-1)에서 증가하는 다양한 형태를 나타냈다 (Fig. 5). NO3 는 DSE와 HSW에서 월등히 높은 값을 보였는데, IWA에 서 고농도 (6,272.0 μg N L-1)이긴 하나 상·하류 지점과 차 이가 크지 않았다 (Fig. 5). NO2는 다른 N 형태에 비해 높 은 농도는 아니었고, 그 경향도 일정하지 않았다 (Table 2). T-N 중 NH4, NO3가 차지하는 비율은 응천 (생활하수), 칠 장천 (산업폐수) 및 부소천 (온천폐수)의 상류, 하·폐수 및 하류에서 각각 91.3%, 96.5%, 85.3%와 88.8%, 92.0%, 97.5% 및 94.1%, 91.2%, 93.3%로서 N 영양염의 펄스 공 급원과 그 영향이 역력하였다 (Table 2) (p<0.05). T-P는 응 천과 칠장천의 상류 (EUU, CJU)에서 높았고, 부소천은 방 류구 (HSW)에서 크게 증가하였다 (Fig. 5). PO4는 T-P의 분 포와 유사하였고, 특히 DSE와 IWA는 3.0 μg P L-1 수준으 로 HSW의 226.3 μg P L-1와 비교할 때 고갈 수준의 상태 로 볼 수 있었다 (Fig. 5). 온배수의 Chl-a는 0.1 mg m-3으로 서 공통적으로 낮았고, 응천은 EUU에서, 칠장천과 부소천 은 CJD와 BSD에서 5.9 mg m-3으로서 증가하여 대비되었 다 (Fig. 5).

    5.하천의 상·하류에서 부착조류 생물량 비교

    응천에서 부착조류 Chl-a 함량의 평균값은 14.3 μg cm2 이었고, DSE에서 20.5 μg cm2로서 높았으며, 하상이 모 래와 진흙으로 혼재된 EUD에서 13.2 μg cm2로서 낮았다 (Fig. 6, Table 2). AFDM의 평균값은 3.1 mg cm2이었으며, DSE에서 5.9 mg cm2로서 높았고, EUD에서 2.4 mg cm2로 낮아 Chl-a와 유사한 경향을 나타냈다 (p<0.01). 칠장천 에서 Chl-a 함량의 평균값은 26.2 μg cm2이었고, CJD에서 24.6 μg cm2로서 높았으며, 하상이 왕모래로 구성된 IWA 에서 9.6 μg cm2로 낮았다 (Fig. 6, Table 2). AFDM의 평균 값은 4.7 mg cm2이었고, Chl-a와 마찬가지로 CJD에서 4.3 mg cm2로 높았으며, CJU에서 3.4 mg cm2로 낮았다. 그리 고 생물량과 세포밀도를 비교한 결과, 모두 하류에서 높았 다 (Table 3) (p<0.05). 부소천에서 Chl-a 함량의 평균값은 7.0 μg cm2이었고, BSD에서 9.6 μg cm2로 높았으며, 비교적 유속이 빠른 BSU에서 2.9 μg cm2로 낮았다 (Fig. 6, Table 2). AFDM의 평균값은 1.9 mg cm2이었고, HSW에서 2.5 mg cm2로 높았으며, BSU에서 1.1 mg cm2로 낮았다.

    6.수질 및 수생태계 (부착조류)에 온배수의 육수학적 영향

    하천 생태계에서 수질은 다양한 환경요인에 의해 좌우 되나 특히, 토지 이용 측면에서 도시화와 인구 집중화에 의한 하·폐수에 포함된 영양염 농도의 증가 영향이 가장 심각한 것으로 보고 있다 (Hwang et al., 2016; MOE, 2016; Shin et al., 2016). 또한, 수온 증감 변화는 일사량에 의해 직접적으로 결정되고, 위도, 고도, 대륙도 및 지형 등과 관 련성이 크다 (Hutchinson, 1957). 그리고 장기적으로 기후 주기에 의해 변화되나, 최근 전지구적으로 전개되고 있는 기후변화와 같은 인위적 영향에 의한 변동성도 가능하다.

    응천, 칠장천 및 부소천의 소하천 (계류)에서 저수온기 동계에 하·폐수의 온배수는 수질에 열과 영양염의 복합 적 오염 요인을 통해 생태계에 교란 영향을 가중시켰다 (Figs. 3~5, Table 2). 그중에서 하천의 상·하류 간 수온 차이 (평균값)는 응천 (EUU-EUD)에서 2.0~2.1℃, 칠장 천 (CJU-CJD)에서 2.9~4.8℃ 및 부소천 (BSU-BSD)에서 2.2~5.8℃를 기록하였는데 본 연구의 결과, 생활하수보다 산업 또는 온천폐수에 의한 수온 증가 영향이 조금 더 큰 것으로 비교되었다 (Table 2). 하·폐수는 발생원으로부터 관망을 통해 대부분 처리장으로 이송되고, 수처리 과정도 거의 실내공간에서 이루어지므로 열의 손실이 크지 않으 며, 그 영향은 그대로 방류 단계까지 전달된다. 따라서, 연 중 여름철을 제외하고 수온이 하천수보다 높은 특성을 가 지고 있다 (Jeon et al., 2017). 또한, 온천수는 취수 단계부 터 고온 (>40℃)이었으나 방류 온도 (max. 24℃)는 그 보 다 훨씬 낮아져 영향 잠재력은 감소되었다. 그러나 본 연 구 대상의 하·폐수 중에서 가장 높은 온도를 보여 계절에 따라 열 오염을 야기할 수 있는 가능성이 충분하였다.

    하천의 수생태계에 대한 하·폐수의 온도 영향과 범위 (영향권)는 방류온도뿐만 아니라 현장의 기온, 수온 및 유 량 등에 의존될 수 있다. 실제로 기초수질에서 상류에 비해 하류에서 증가한 것은 수온, Conductivity, BOD5 및 CODMn 항목이었고, 감소한 것은 DO와 pH이었다 (Table 2). 그 외 N·P 영양염과 조류 생물량은 공간적으로 차이를 보였다 (Figs. 4~5). N 계열은 응천과 부소천에서 증가한 반면에, 칠장천에서 감소하였다. 응천은 N의 전 항목에서 크게 증 가하였으나, 부소천은 T-N과 NO3만 증가하였다. 칠장천은 IWA에서 높은 농도로 N이 방류되었으나, CJU에서 더 높 아 상쇄되었기 때문이었다. P 계열은 부소천에서만 증가하 였고, 응천과 칠장천은 하·폐수 처리수 (DSE, IWA)보다 상류 (EUU, CJU)에서 각각 2.5배, 13.5배 더 높아 도리어 유량이 빈약한 갈수기에 희석수 역할을 하였다. 부소천은 온천폐수가 미처리되어 방류되기 때문에 그 영향으로 높 았고, 응천의 상류에서 N·P가 높았던 것은 하수처리구역 외 지역의 차집되지 않은 미처리 하수 (발생량의 46.3%)의 영향으로 추정되었으며 (ESGO, 2014), 칠장천은 IWA의 직 상류에 위치한 축산폐수처리장 (총인처리 미적용) 방류수 에 의한 영향이 컸다. 또한, DSE와 IWA에서 P 농도가 낮 은 것은 2011년~2012년 이후에 화학 응집제를 이용한 총 인처리를 적용하고 있기 때문이었다 (Table 1 참고) (MOE, 2015).

    육수생태계에서 부착조류는 지리적 위치와 계절에 의존 하여 광범위한 온도 스펙트럼 (예, 눈 (얼음)부터 온천까지) 을 가진 생물 그룹 중 하나이다 (DeNicola, 1996). 이러한 연유로, 국외에서 수온의 영향은 다양한 생태학적 수준에 서 조사되었으며, 부착조류의 생리, 구조, 기능 및 분포에 대한 온도의 영향을 이해하는 데 체계적으로 연구 접근되 었다 (Stevenson et al., 1996). 그리고 온배수에 관한 부착 조류 연구는 주로 각종 발전 설비의 냉각수와 온천에 관한 것이 주종을 이루었고, 하·폐수에 관한 것은 온도보다 부 영양화에 보다 치중되었다 (Nalewajko and Dunstall, 1994; Stevenson et al., 1996). 따라서 하·폐수의 수중 영양염이 온도보다 시공간적으로 더 강하게 작용함을 시사하였다.

    부유·부착조류 Chl-a와 AFDM은 응천의 상류 (EUU) 에 비해 하류 (EUD)에서 감소하였고, 칠장천과 부소천은 동일하게 하류 (CJD, BSD)에서 증가하였다. 응천의 하류에 서 수중 Chl-a 농도가 감소한 것은 유량과 유속이 크지 않 아서 부착조류의 탈리작용이 작았던 것과 DSE의 희석에 따른 영향이었다. 반면에, 칠장천과 부소천에서 증가한 것 은 IWA의 높은 유량과 HSW 방류구의 구조적 (낙차) 영향 에 의해 탈리가 많았기 때문이었다. 또한, 부착조류 생물량 이 많았던 것은 P 농도가 상대적으로 높았을 뿐만 아니라 온배수의 수온도 증가하였기 때문으로 볼 수 있었다.

    온배수에 대한 부착조류의 성장은 방류구에 가까운 제한 적인 수역에서 반응을 보이는데 (Hickman, 1994; Nalewajko and Dunstall, 1994; DeNicola, 1996), 미국 Utah지역의 Provo River에서 발전 냉각수의 영향권은 약 135 m이었고, 녹조류와 규조류의 풍부성이 증가한 반면에, 규조류의 다 양성은 감소됨을 보고하였다 (Squires et al., 1979). 온배수 의 영향이 거의 없는 곳에서 연중 규조류가 우점하는 반면 에 방류구에 가까울수록 남조류 Oscillatoria가 우점하여 다양성이 감소하였으며, 계절적으로 여름철에 영향이 없었 다 (Hickman, 1994). 그리고 Bothwell (1988)은 P가 제한되 지 않는 하천에서 수온은 성장율을 촉진시킬 수 있어 생물 량의 축적은 P 농도에 비례하여 직선적으로 이루어지게 되 며, 포화상태는 0.6~8.0 μg P L-1 (사상체 녹조류, 25~50 μg P L-1) 수준에서 충분히 도달하는 것으로 설명하였다. 그리 고 착생 초기에 고농도로 흡수하고 시간이 경과되면서 요 구도가 크게 감소하게 된다.

    일반적으로, 온대지역 하천에서 부착조류 생물량은 겨울 철에 최소, 봄철에 최대가 되며, 여름과 가을철에 환경요인 변동성에 의해 중감이 불규칙적이다 (Marker, 1976; Moore, 1977; Sumner and Fisher, 1979). 봄철 증가는 일사량과 갈 수기 이후 강우가 많아지는 것과 관련성이 있다. 그리고 온 배수 영향권에서 생물량이 증가하나 (Squires et al., 1979; Descy and Mouvet, 1984), 그 양상은 멀어질수록 감소하 게 된다 (Lamberti and Resh, 1983). 또한, 온도가 조금 높아 지는 것은 부착조류 생물량 축적에 기여하지만, 최적 온도 이상의 과도한 상승은 오히려 감소요인으로 작용하게 된 다 (Patrick, 1971). Brock (1970)도 (+)<25℃<(- )에서 이와 같은 축적과 쇠퇴 현상을 설명하였다. 또한, 온배수는 초식동물의 생리생태에도 영향을 미쳐 부착조류의 생물량 과 종조성에 간접적인 변화를 유도하기도 한다 (Lamberti and Resh, 1983, 1985). 그리고 산림 또는 빈영양 하천에서 수온은 부착조류 생산성의 계절적 변화에 빛과 영양염에 이어 2차적 인자로써 중요성을 갖기도 한다 (Marker, 1976; Hornick et al., 1981; Jasper and Bothwell, 1986).

    온배수는 어제 오늘에 갑자기 생겨난 이슈가 아니라 과 거부터 지속되어 왔었다 (Langford, 1990). 우리나라에서 하·폐수의 발생량은 수자원 이용량의 약 1/3을 육박하므 로 하천과 저수지에 미치는 직·간접적 그 영향은 다소 클 것으로 짐작되어진다 (MOLIT, 2016). 그러나 이에 대한 육 수학적 중장기 조사연구는 전무하였고, 종합적인 실태평 가는 거의 이루지지 않아 아직까지 초보 단계에 머물러 있 다 (MOE, 2016). 최근 들어, 국내 산업체에서 온배수를 공 공수역 (예, 하천)에 대량 방류함에 따른 생태환경의 부작 용이 발생하여 민원이 꾸준히 제기되었고, 그 후속 조치를 취하면서 단편적으로 관심을 가지게 되었으나, 실상은 전 국적인 규모로 볼 수 있었다 (MOE, 2014, 2016). 특히, 소 하천에서 대하천 (강) 그리고 연안에까지 연계된 문제점은 전혀 파악되지 못하고 있는 실정에 있으며, 수생태계에 대 한 영향은 더욱 심각할 것으로 예상된다. 농촌 및 군소도 시는 소하천에, 대도시는 강 수역에 인접하고 있으므로 부 영양화와 녹조현상 (예, 겨울녹조)에 대한 하·폐수의 온배 수 영향이 제대로 평가되어야 할 것으로 보여진다.

    적 요

    하·폐수는 하천과 저수지의 부영양화와 녹조현상에 대 한 주요 원인 중의 하나로 잘 알려져 있으며, 또한 잠재적 인 열오염의 원인을 제공하지만 온배수 관점에서 연구는 거의 없었다. 본 연구는 2015년 12월부터 2016년의 2월까 지 동계에 연접하는 하천에서 온배수의 거동 실태와 수질 에 미치는 영향을 파악하고자 생활하수, 산업폐수 및 온천 폐수를 대상으로 그 시공간적 특성을 조사하였다. 조사지 점은 각 하천에서 상류, 방류구 및 하류의 4개씩 선정하였 고, 온배수의 배출지점으로부터 유하거리에 따른 수온 변 화를 모니터링 하였다. 하천에서 하·폐수의 온도 영향과 범위는 배출수 온도와 양뿐만 아니라 현장 기온, 수온 및 하천유량에 의존하였다. 하·폐수의 수온 영향은 하천 합 류 후 2.1~5.8℃ 증가와 1.0~5.5 km까지 관찰되었다. 특 히, 온천폐수는 양적으로 적었으나 온도 영향은 가장 컸다. 하·폐수는 온도뿐만 아니라 유기물과 영양염의 증가에도 관련되었다. 산업폐수는 N 계열, 온천폐수는 P·N 계열에서 각각 높은 농도로 방류되었다. 이에 대한 차이는 화학적 총인처리의 유·무에 의한 것이었다. 부착조류 Chl-a 함량 은 온배수 방류구와 하류구간에서 높았고, 대부분 부영양 수준이었다. 이러한 생태학적 결과는 하천의 높은 수온과 P 농도 때문이었고, 하·폐수의 온배수가 그에 대한 주 원 인을 제공하는 것으로 판단되었다. 본 연구의 결과는 하천 수질 (수온, 비옥도)에 대한 하·폐수의 온배수 영향을 보 다 체계화된 시공간적 연구로서 평가할 필요성이 큼을 시 사한다.

    Figure

    KSL-50-238_F1.gif

    Map showing the localities and sampling stations to explore various thermal effluent in the Eung (EU), Chiljang (CJ), and Buso (BS) Streams. U and D: up- and downstream from thermal water sources, DSE: domestic sewage, IWA: industrial wastewater, HSW: hotspring wastewater. Arrows indicate the flow direction of water toward the main or lower part of each stream reach.

    KSL-50-238_F2.gif

    Distribution of mean (±SD) air temperature and discharge in the upstream and the thermal water outlet of the Eung (EUU, DSE), Chiljang (CJU, IWA) and Buso (BSU, HSW) Streams from December 2015 to February 2016. See Fig. 1 for the abbreviations.

    KSL-50-238_F3.gif

    Longitudinal variabilities of mean (±SD) water temperature along distance from thermal effluent sources in the Eung, Chiljang and Buso Streams from December 2015 to February 2016. Dashed lines indicate influencing distance from the upstream before inflow of the thermal effluent.

    KSL-50-238_F4.gif

    Spatio-temporal distributions of biological oxygen demand (BOD5) and chemical oxygen demand (CODMn) concentration in the Eung, Chiljang and Buso Streams from December 2015 to February 2016. See Fig. 1 for the abbreviations.

    KSL-50-238_F5.gif

    Spatio-temporal distributions of nitrogen (total nitrogen, ammonium, nitrate), phosphorus (total phosphorus, soluble reactive phosphorus) nutrients and chlorophyll-a concentration in the Eung, Chiljang and Buso Streams from December 2015 to February 2016. See Fig. 1 for the abbreviations.

    KSL-50-238_F6.gif

    Spatio-temporal distributions of periphytic Chl-a and ash-free dry matter (AFDM) concentration in the Eung, Chiljang and Buso Streams from December 2015 to February 2016. See Fig. 1 for the abbreviations.

    Table

    Comparison of facility capacity and major features of three treatment plants located in the Eumseong, Jincheon and Pocheon area. Data were collected from Annual Report of National Wastewater and Sewage Statistics 2014 (MOE, 2015). See Fig. 1 for the abbreviations.

    T-P: total phosphorus, P: phosphorus, BNR: biological nutrient removal, COA: coagulation, SED: sedimentation, AS: activated sludge, DAF: dissolved air flotation.

    Descriptive statistics of physical, chemical and biological factors associated to water quality surveyed in the Eung, Chiljang, and Buso Streams from December 2015 to February 2016. The values indicate mean, standard deviation, and range (maximum and minimum). See Fig. 1 for the abbreviations. Alphabetical letters (a, b and c) marked with superscript indicate significant difference among sampling stations by host-hoc Tukey s test (p<0.05).

    DO, dissolved oxygen; TSS, total suspended solids; BOD, biological oxygen demand; COD, chemical oxygen demand; T-N, total nitrogen; T-P, total phosphorus and SRP, soluble reactive phosphorus; Chl-a, Chlorophyll-a; AFDM, ash-free dry matter; DIN, dissolved inorganic nitrogen. Unit: temperature (℃), DO, TSS, BOD5, CODMn (mg L-1), Conductivity (μS cm-1), Turbidity (NTU), T-N, NH4-N, NO3-N, T-P, SRP (μg L-1), sestonic Chl-a (mg m-3), benthic Chl-a (μg cm-2), benthic AFDM (mg cm-2).

    Spatio-temporal dominant (D) and subdominant (S) species of periphyton identified in the upstream reach of the Eung, Chiljang and Buso streams from December 2015 to February 2016. Numerics within parenthesis are relative abundance (%) and standing crops (×103 cells cm-2).

    Correlation coefficient between physico-chemical and biological water quality factors tested by Spearman’s Rank Correlation. Statistical values were computed among mean of four stations in each stream.

    *p<0.05
    **p<0.01
    ATE, air temperature; WTE, water temperature; DO, dissolved oxygen; CON, conductivity; TUR, turbidity; TSS, total suspended solids; BOD, biochemical oxygen demand; COD, chemical oxygen demand; T-N, total nitrogen; NH4, ammonium; NO3, nitrate; TP, total phosphorus; SRP, soluble reactive phosphorus; CHLW, planktonic chlorophyll-a; CHLB, benthic algae chlorophyll-a; AFDB, benthic ash-free dry matter.

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