서 론
재료 및 방법
시약 및 재료
시료 채취 방법
전처리 방법
기기분석
먹는 물 섭취에 따른 OPFRs 일일노출량 산출
QA/QC
데이터 분석
결과 및 고찰
OPFRs의 농도 및 분포
취수원 및 정수 처리장 별 먹는 물 중 OPFRs의 농도
정수 처리장과의 거리에 따른 OPFRs 오염 평가
먹는 물 섭취에 따른 OPFRs에 대한 위해성 평가
결 론
서 론
난연제는 플라스틱이나 코팅 재료 등에 첨가되어 제품의 연소를 지연시키는 화학물질이다. 1990년대 경제적이고 난연 성능이 우수한 브롬화난연제(brominated flame retardants, BFRs)가 널리 사용되었으나, BFRs의 안전성과 인체 독성이 알려지면서 대표적 BFRs인 폴리브롬화디페닐에테르(polybrominated diphenylethers, PBDEs)와 헥사브로모싸이클로도데칸(hexabromocyclododecanes, HBCDs)이 각각 2009년, 2013년에 스톡홀름협약에 의해 잔류성유기오염물질(persistent organic pollutants, POPs)로 지정되었다(Kim et al., 2012). 이에 따라 BFRs의 대체물질로 유기인계난연제(organophosphate flame retardants, OPFRs)가 가장 높은 사용량을 보이고 있으나, 일부 OPFRs tris(2-chloroethyl) phosphate(TCEP), tris(1,3-dichloro-2-propyl) phosphate(TDCIPP), tris(1-chloro-2-propyl) phosphate(TCIPP)에서 발암, 발달 저해, 내분비계 교란 영향 등 독성이 보고된 바 있어(Kim et al., 2023), OPFRs의 인체노출에 대한 건강상의 위험이 우려된다.
OPFRs은 집 먼지, 음식 섭취, 먹는 물 등 다양한 노출 경로를 통해 인체에 축적될 수 있다(Choo et al., 2023). 특히, 물 환경에서 OPFRs의 용해도는 0.23－7,000 mg/L로(Marklund et al., 2003), 기존 PBDEs의 용해도인 0.000－4 mg/L에 비해 매우 높은 것으로 확인되었으며(Keet et al., 2010), 국내 낙동강 수계에서 9종의 OPFRs이 ND－2,595 ng/L 수준으로 PBDEs(0.06－0.37 ng/L)에 비해 매우 높은 농도로 검출된 바 있다(Choo et al., 2020; Seo et al., 2015). 또한, 낙동강 유역에 위치한 산업단지로부터의 다량 배출로 하천 중류에서의 OPFRs의 농도(TCEP: 234 ng/L; TCIPP: 495 ng/L; TBOEP: 156 ng/L)가 상류(TCEP: 15.0 ng/L; TCIPP: 17.7 ng/L; TBOEP: 11.4 ng/L)에 비해 14－28배가량 높은 농도가 검출되어 생활 및 산업활동에 의한 지속적인 수계 유입이 예상된다(Choo and Oh, 2020). 국내 먹는 물은 주로 하천수를 취수원으로 활용하여 정수 처리 후 공급되며, 생활 및 산업으로부터 기인된 하천수 내 OPFRs 발생 뿐만 아니라 직수과정에서의 오염 또한 제기된 바 있다(Lee et al., 2016; Park et al., 2018). 국내 대도시 대상 먹는 물 중 OPFRs 농도는 74.0－342 ng/L(Park et al., 2018), 30.8－123 ng/L(Choo and Oh, 2020), 29.5－122 ng/L(Sim et al., 2021)의 수준으로 불검출 지점 없이 지속적인 오염이 확인되었다. 먹는 물 섭취를 통한 OPFRs의 인체 위해성은 역치에 비해 안전한 수준임을 확인하였으나, 원수인 하천수 농도와 유사한 수준의 농도 범위가 검출됨에 따라 지속적인 모니터링 및 노출량 조사가 필요하다.
그러나 먹는 물 중 OPFRs 모니터링 및 섭취에 따른 노출평가는 대도시 위주로 수행되었으며(Choo and Oh, 2020; Lee et al., 2016; Park et al., 2018), 국내 지방 소도시에서의 오염 현황은 조사된 바 없다. 또한, 춘천은 관광도시로서 다수의 관광객들이 방문하고 있으나, 춘천시 내 정수 처리장은 OPFRs 제거에 효과적이라고 알려진 활성탄 및 오존처리 등의 고도처리 기술이 부재한 전통적인 정수 처리 공정을 사용하고 있어(Choo and Oh, 2020), 미량오염물질에 대한 인체 노출이 크게 우려된다.
따라서, 본 연구에서는 춘천시 먹는 물 내에 13종의 OPFRs의 농도 및 분포를 조사하였다. 또한, 먹는 물 섭취에 따른 OPFRs의 일일 섭취량(daily intake, DI)을 산출 및 위해성을 평가하였다.
재료 및 방법
시약 및 재료
13종의 대상 OPFRs, triethyl phosphate(TEP), TCEP, TCIPP, TDCIPP, triphenyl phosphate(TPhP), tricresyl phosphate(TCP), tri-n-butyl-phosphate(TNBP), tri-n-propyl phosphate(TPrP), ethylhexyldiphenyl phosphate(EHDPP), cresyl diphenyl phosphate(DCP)는 Accustandard사(New Haven, CT, USA), tris(2-butoxyethyl) phosphate(TBOEP), tris(2-ethylhexyl) phosphate(TEHP)는 Wellington Laboratories사(Guelph, Canada) tri-isobutyl phosphate(TiBP)는 Toronto Research Chemicals사(Ontario, Canada)에서 구입하여 사용하였다. 내부표준물질은 Cambridge Isotope Laboratories사(Andover, MA, USA)에서 TCEP-d12, TCIPP-d18, TCDIPP-d15, TPhP-d15를 구입하였다. Phenanthrene-d10은 Accustandard사에서 구매하여 실린지 첨가용 표준물질로 사용하였다. Table 1에는 13종의 OPFRs에 대한 물리, 화학적 특성을 나타내었다.
Table 1.
Physicochemical properties of 13 organophosphate flame retardants (Marklund et al., 2003)
| Type | Target analyte | Abbreviation | CAS No. | M.W. |
Molecular formula |
W.S.1) (mg/L) |
|
Chlorinated OPFRs | Tris(2-chloroethyl) phosphate | TCEP | 115-96-8 | 285.5 | C6H12Cl3O4P | 7,000 |
| Tris(1-chloro-2-propyl) phosphate | TCIPP | 13674-84-5 | 327.6 | C9H18Cl3O4P | 1,200 | |
| Tris(1,3-dichloro-2-propyl) phosphate | TDClPP | 13674-87-8 | 430.9 | C9H15Cl6O4P | 7 | |
|
Aryl OPFRs | Tri phenyl phosphate | TPhP | 115-86-6 | 326.3 | C18H15O4P | 1.9 |
| Tri cresyl phosphate | TCP | 1330-78-5 | 368.4 | C12H21O4P | 0.36 | |
| Cresyl diphenyl phosphate | DCP | 26444-49-5 | 340.3 | C19H17O4P | 0.23 | |
| Ethylhexyldiphenyl phosphate | EHDPP | 1241-94-7 | 362.4 | C20H27O4P | 1.9 | |
|
Alkyl OPFRs | Tri ethyl phosphate | TEP | 78-40-0 | 182.2 | C6H15O4P | - |
| Tri-isobutyl phosphate | TiBP | 126-71-6 | 266.3 | C12H27O4P | - | |
| Tri-n-butyl-phosphate | TNBP | 126-73-8 | 266.3 | C12H27O4P | 280 | |
| Tri-n-propyl phosphate | TPrP | 513-08-6 | 224.2 | C9H21O4P | 6.95 | |
| Tris(2-butoxyethyl) phosphate | TBOEP | 78-51-3 | 398.5 | C18H39O7P | 1,100 | |
| Tris(2-ethylhexyl) phosphate | TEHP | 78-42-2 | 434.6 | C24H51O4P | 0.6 |
시료 채취 방법
본 연구에서는 춘천 인구의 80%를 차지하는 시내 중심가 중 소양정수장[Soyang(SY) drinking water treatment plant(DWTP)] 관할구역 내 효자동(n = 2), 후평동(n = 2), 퇴계동 (n = 3), 석사동(n = 3)으로부터 10개의 시료(S1－S10), 용산정수장[Yongsan(YS) DWTP] 관할구역 내 교동(n = 2), 소양동(n = 2), 근화동(n = 2), 약사명동(n = 2)으로부터 8개의 시료(Y1－Y8), SY DWTP 관할구역 내 춘천의 휴양지로서 방문객이 많은 남산면(NS)(n = 5)으로부터 5개의 시료(S11－S15)를 채취하여 총 23개 정점에서 2023년 2월에 먹는 물을 수집하였다(Fig. 1). 모든 시료는 분석 전까지 4°C에서 보관되었다. 두 DWTP 모두 고도처리 공정은 부재하였으며, SY DWTP에만 침사지가 존재하였다. 각 DWTP의 처리 공정, 용량 및 취수원을 Table 2에 나타내었다.
Table 2.
Detailed information on the purification process, water source, and mean daily flow rate for the drinking water treatment plants
전처리 방법
OPFRs의 바탕시료 오염을 최소화하기 위하여 시료 채취 및 분석에 사용한 모든 도구는 아세톤과 다이클로로메테인(dichloromethane, DCM)으로 3회씩 세척한 후 사용하였다. 각 시료 채취 정점에서 채수한, 시료 200 mL에 내부표준물질을 10 ng 첨가하였다. DCM 6 mL, 메탄올 6 mL, 초순수 6 mL로 Oasis® HLB cartridge(200 mg, 6 cm3; Waters)를 컨디셔닝 하였으며, 진공 조건에서 약 5－8 mL/min의 유속으로 고체상 추출하였다. 그 이후 카트리지를 30분간 건조한 후 8 mL의 DCM으로 용출하였다. 이후 추출한 시료를 질소 농축기를 이용하여 100 µL까지 농축한 후, 시료를 바이알에 옮겨 실린지 첨가용 표준물질 10 ng을 첨가 후 기기분석을 실시하였다.
기기분석
13종의 OPFRs은 DB-5MS UI 컬럼(길이 15 m, 직경 0.25 mm, 두께 0.10 µm; J&W Scientific, Palo Alto, CA, USA)을 사용하였으며, 가스크로마토그래피(7890B; Agilent, Technologies, Santa Clara, CA)와 결합한 질량 분석기(5975; Agilent)를 사용하여 검출하였다. 오븐 온도는 50°C 3분 동안 유지한 후 230°C까지 15°C/min으로 올렸으며, 300°C까지 15°C/min으로 올린 후 1분 유지하였다. Inlet, interface, source 온도는 300°C, 280°C, 300°C로 유지하였다. He를 1.5 mL/min로 일정한 흐름을 갖는 이동상으로 사용하였으며, injector는 splitless 모드를 사용하였다. OPFRs 검출을 위해 electron ionization(EI) 모드와 selected ion monitoring(SIM) 모드를 사용하였다.
먹는 물 섭취에 따른 OPFRs 일일노출량 산출
먹는 물 섭취에 따른 OPFRs의 일일노출량(daily intake, DI)(ng/kg･bodyweight/day)은 미국 환경보호청(Moya et al., 2011)에서 제시한 식 (1)에 따라 산출하였다.
Cdw는 먹는 물에서의 OPFRs의 농도(ng/L)이며, R은 일일 먹는 물 섭취량(L/day), BW는 평균 몸무게이며 노출평가에 사용된 한국의 일일 평균 먹는 물 섭취량과 평균 체중은 유아(2세 이상)는 각각 411 mL/day와 12.2 kg, 어린이(3－12세)는 720 mL/day와 26.0 kg, 청소년(13－18세)은 974 mL/day와 58.2 kg, 성인은 1502 mL/day, 62.8 kg이다. 상기 수치들은 한국 성인 및 어린이 노출 인자 전국 조사(Jang et al., 2014)를 인용하였다.
먹는 물 섭취를 통한 OPFRs의 인체위해성은 OPFRs의 DI값을 독성 참고치(reference doses, RfD)와 비교하여 평가하였다. OPFRs의 RfD값은 알려진 바 없어 주요 OPFRs에 대해 최대무독성량(no observed adverse effect level, NOAEL)에 1,000의 안전인자를 나누어 계산되었다(Li et al., 2014). 5종의 OPFRs 주요 물질인 TNBP, TCEP, TCIPP, TPHP 그리고 TBOEP의 RfD 수치는 각각 2,400, 2,200, 8,000, 1,500, 7,000 ng/kg･BW/day이다. 각각의 OPFRs의 비발암 위험지수는 식(2)를 사용하여 계산된 유해지수(hazard quotient, HQ)를 사용하여 추정하였다.
QA/QC
시료 내 OPFRs의 농도는 1－500 ng/mL내에 있었고 검량선의 결정 계수(R2)는 0.99보다 높았다. 시료 채취 및 실험 과정에서 플라스틱 튜브, 카트리지, 장갑 등은 OPFRs의 용출 가능성이 있으므로 바탕 오염을 방지하기 위해 모든 제품은 아세토나이트릴로 3회 사전 세척하였다. 모든 유리 제품은 450°C에서 구운 뒤, 동일한 방법으로 세척하였다. 동일한 실험 과정을 거친 blank 시료의 농도는 방법 검출 한계(method detection limits, MDL)보다 낮았다. MDL은 표준물질을 주입한 동일 수돗물 시료를 7회 반복 실험하여 측정 농도 표준편차에 3배수 값을 산정하였으며, 0.176－1.10 ng/L로 산출되었다. 정확도는 103 ± 11.9%, 정밀도는 < 20.0%이며, 내부 표준물질의 회수율은 TCEP-d12 94.0 ± 15.9%, TCIPP-d18 79.9 ± 14.8%, TDCIPP-d15 89.7 ± 10.9%. TPhP-d15 74.3 ± 15.4%로 나타났다.
데이터 분석
본 연구의 통계 분석은 SPSS(Statistics package for the social science, Ver 26.0 K for window, SPSS Inc., IL, USA) 소프트웨어를 이용하여 수행하였다. 측정 결과는 Shapiro-Wilk test를 통하여 정규성을 보이지 않는 것으로 확인되어 두 집단 간의 농도 비교 시 비모수 검정인 Mann-Whitney U-test를 활용하였다. 본 연구에서 p < 0.05일 때 유의미한 상관관계 혹은 차이가 있는 것으로 고려되었다. MDL 이하의 농도값을 ‘0’으로 처리 시 위해성 평가 결과가 과소평가 될 수 있으며, 이에 미국 환경보호청(Smith, 1991)에 제시된 바와 같이 MDL 이하의 OPFRs의 농도는 통계 분석 시 MDL/2로 대체하여 계산하였다.
결과 및 고찰
OPFRs의 농도 및 분포
춘천시 23개의 먹는 물 시료 중 13종의 OPFRs의 농도는(26.0－121 ng/L;중앙값 45.4 ng/L)로 검출되었다(Table 3). 본 연구에서의 농도 수준은 국내 전국 수돗물(< MDL－1,660 ng/L, 74.0－342 ng/L)(Lee et al., 2016; Park et al., 2018) 및 낙동강 정수 처리장 유출수(29.5－122 ng/L)(Sim et al., 2021)에서의 농도와 유사하거나 낮은 수준이었으며, 중국 먹는 물(85.1－325 ng/L, 17.2－126 ng/L)(Ding et al., 2015; Li et al., 2014) 검출 수준과 유사하였다(Table 4). 대상 OPFRs 중 TCEP, TCIPP, 및 TBOEP가 각각 4.50－74.9 ng/L(중앙값: 11.9 ng/L, 32.6%), 3.91－39.5 ng/L(중앙값: 15.8 ng/L, 29.9%) 및 4.68－59.9 ng/L(중앙값: 7.98 ng/L, 21.0%)로 가장 높은 검출 수준을 보였다. 본 결과는 세 물질의 상대적 높은 수용성(TCEP: 7,000 mg/L, TCIPP: 1,200 mg/L, TBOEP: 1,100 mg/L)으로부터 기인하였을 것으로 예상되며(Choo and Oh, 2020), 용해도가 낮은 TPrP, DCP, TCP(< 10 mg/L)는 전 지점에서 검출되지 않았다(Table 1). 용해도 이외에도 OPFRs의 사용량은 증가하는 추세이며(전 세계: 1992－2007년, 100,000－341,000 ton/year; 국내: 1996－2008년, 2,200－11,000 ton/year)(Lee et al., 2016; Maria et al., 2017), TCEP와 TCIPP는 주로 국내 polyvinyl chloride(PVC) 소재의 가소제로 사용되어 OPFRs 중 배출량이 가장 많을 것으로 예상된다(Park et al., 2018). 본 연구 결과는 선행연구 사례의 국내 대도시 및 중국의 먹는 물에서 TCEP, TCIPP, TBOEP가 높은 검출 수준을 보인 점과 유사성을 보였다(Choo and Oh, 2020; Lee et al., 2016; Li et al., 2014).
Table 3.
Comparison of the concentrations (ng/L) of organophosphate flame retardants in drinking water measured in this study and other studies
| Location | Congeners | Sampling | Water type | OPFRs | References |
| Chuncheon | 13 | 2023 | drinking water | 26.0－121 | This study |
| NakdongRiver | 13 | 2019 | drinking water | 29.5－122 | Sim et al., 2021 |
| Korea | 9 | 2017 | drinking water | 74.0－342 | Park et al., 2018 |
| Korea | 10 | 2014 | drinking water | < MDL－1,660 | Lee et al., 2016 |
| China | 9 | 2014 | Filtered drinking water | 17.2－126 | Ding et al., 2015 |
| China | 9 | 2012 | bottled water | 85.1－325 | Li et al., 2014 |
Table 4.
Concentrations (ng/L) of organophosphate flame retardants in tap water collected from various sites in Chuncheon
| OPFRs | Average | Median | SD | Min | Max |
| TEP | 2.07 | 2.25 | 1.65 | ND1) | 5.27 |
| TPrP | ND | ND | - | ND | ND |
| TiBP | 1.92 | 1.88 | 1.17 | ND | 4.70 |
| TnBP | 2.32 | 2.26 | 0.815 | 0.681 | 4.74 |
| TCEP | 17.3 | 11.9 | 16.2 | 4.50 | 74.9 |
| TCIPP | 15.9 | 15.8 | 10.1 | 3.91 | 39.5 |
| TDCIPP | 0.124 | ND | 0.436 | ND | 1.92 |
| TBOEP | 11.2 | 7.98 | 11.1 | 4.68 | 59.9 |
| TPhP | 1.53 | 1.69 | 1.64 | ND | 6.38 |
| EHDPP | 0.779 | 0.398 | 0.793 | ND | 2.35 |
| TEHP | 0.017 | ND | 0.082 | ND | 0.395 |
| DCP | ND | ND | - | ND | ND |
| TCP | ND | ND | - | ND | ND |
| ∑13OPFR | 53.2 | 45.4 | 23.4 | 26.0 | 121 |
취수원 및 정수 처리장 별 먹는 물 중 OPFRs의 농도
국내 먹는 물은 대부분 하천수를 취수원으로 DWTP를 거쳐 송수되며, 국내 낙동강수계 DWTP의 OPFRs 제거효율이 조사된 바 있다(Choo and Oh, 2020). 선행연구 사례를 통해 원수 내 OPFRs의 농도가 높을수록, 고도처리 공정이 부재할수록 해당 지역 먹는 물 섭취에 따른 위해성이 높아지는 경향이 확인되면서 취수원 및 DWTP에 따른 관할지역 오염 현황 평가의 필요성이 제기되었다. 춘천시에는 소양강과 북한강 2개의 취수원이 각각 SY 및 YS DWTP을 거쳐 먹는 물로 급수되고 있으며, 두 DWTP 모두 고도처리 공정이 부재하여 먹는 물의 OPFRs 오염이 우려된다. 따라서, 본 연구에서는 먹는 물 오염에 따른 지역별 오염 현황을 비교 및 평가하고자 하였다. 춘천시 13종의 OPFRs 농도는 SY DWTP 관할지역 15곳(S1－15)에서 26.0－121 ng/L(42.8 ± 28.1 ng/L), YS DWTP 관할지역 8곳(Y1－8)에서 33.2－61.6 ng/L(46.7 ± 9.70 ng/L) 모두 유사한 수준으로 나타났으며, 두 그룹 간 통계적으로 유의미한 차이가 나타나지 않았다(Mann-Whitney U-test, p > 0.05)(Fig. 2). 춘천시의 두 DWTP 모두 고도처리 공정이 부재하고 침사지 외 공정 차이를 보이지 않았으며, 선행연구 사례에서 기존의 전통 방식의 침사지는 OPFRs을 효과적으로 제거하지 못한다고 보고된 바 있어 정수처리 공정에 따른 두 관할 구역의 농도 차이는 크지 않을 것으로 예상된다(Choo and Oh, 2020). 또한, 두 DWTP 간 제거공정과 관할구역 간 농도 차이가 없는 점으로 보아 취수원에 따른 OPFRs 오염도 차이는 확인되지 않았다.
취수원 및 DWTP에 따른 먹는 물 중 OPFRs의 농도 차이는 보이지 않았으나, SY DWTP 관할지역에서의 OPFRs 농도의 표준편차(± 28.1 ng/L)가 YS DWTP 관할지역 내 농도 표준편차(± 9.70 ng/L)에 비해 2.90배 가량 높게 나타났으며(Fig. 2), 개별 시료 채취 지점별 OPFRs 농도 확인 결과 23개 지점의 OPFRs 중앙값(45.1 ng/L) 농도에 비해 남산면(NS) 5개 지점(S11－15)의 농도가 2배가량 높게 검출되는 것을 확인하였다(Fig. 3). NS 지점의 농도 차이를 명확히 확인하기 위하여 SY DWTP 관할지역 중 NS 지점(S11－15)을 따로 분류하여 농도 비교를 수행하였다(Fig. 4). 기존 결과와 유사하게 SY 및 YS DWTP 관할지역에서는 통계적으로 유의미한 농도 차이를 보이지 않지만(Mann-Whitney U-test, p > 0.05), NS 지점의 농도는 S1－10지점과 Y1－8지점에 비해 통계적으로 높은 농도가 검출된 것을 확인하였다(Mann-Whitney U-test, p < 0.01). 선행연구 사례에서 급수 과정 중 PVC 재질의 송수관에 의한 OPFRs 오염이 제기된 바 있으며(Khan et al., 2016), 급수지와 DWTP의 거리가 멀수록 먹는 물과 송수관의 접촉 면적이 늘어나 오염물질의 용출이 증가할 수 있다고 보고된 바 있다. 또한, 기존 PVC 재질의 가소제로 사용되는 TCEP(5.55－74.9 ng/L,중앙값: 29.4 ng/L)와 TCIPP(7.52－39.5 ng/L, 중앙값: 27.2 ng/L)가 NS 지점(S11－15)에서 타지점(S1－10, Y1－8)[TCEP(4.50－32.6 ng/L, 중앙값: 10.9 ng/L), TCIPP(3.92－23.6 ng/L, 중앙값: 15.5 ng/L)]보다 높게 검출되어, 본 연구에서도 NS 지점이 동일한 SY DWTP 관할의 먹는 물 공급지인 S1－10에 비해 높은 농도를 보인 것으로 보아 급수 과정에서의 OPFRs 오염이 의심된다.
정수 처리장과의 거리에 따른 OPFRs 오염 평가
NS 지점은 DWTP와 가장 원거리에 있는 지점(15 km 이상)으로 대부분의 시료 채취 지점(S1－10, Y1－8)이 DWTP로부터 15 km 이내의 인접한 지역인 것을 감안하면 DWTP로부터 급수 거리에 따라 송수관과의 접촉시간 증가에 따른 OPFRs의 오염이 예상된다(Park et al., 2018). 따라서, 본 연구에서는 DWTP와의 거리에 따른 OPFRs의 오염도 증가를 확인하기 위하여 시료 채취 지점에서 DWTP까지의 직선상 거리에 따른 OPFRs의 농도 간 선형회귀 분석을 수행하였으며, 그 결과 두 인자 간 유의미한 관계가 확인되었다(R2 = 0.689, p < 0.05)(Fig. 5). 이는 정수 처리장에서 송수되는 거리가 멀어질수록 OPFRs의 오염은 증가하며, DWTP와 직선상 15 km 이상 위치한 NS 지점은 기존 PVC 재질의 가소제로 사용되는 TCEP와 TCIPP가 보다 높은 농도로 검출됨에 따라 PVC 재질의 송수관에 장기간 노출되어 OPFRs에 오염되었을 가능성이 있다고 추정된다. 높은 농도 수준인 NS 지점은 춘천시 내 가장 많은 인파가 몰리는 휴양지인 만큼 노후화된 송수관 개선 및 지속적인 OPFRs의 오염 현황 파악을 통한 인체 위해 모니터링이 필요하다.
먹는 물 섭취에 따른 OPFRs에 대한 위해성 평가
식 (1)을 사용하여 먹는 물 소비를 통한 연령대별 OPFRs의 DI를 Table 5에 나타내었다. 유아(1.52 ng/kg･BW/day)는 먹는 물 섭취를 통한 OPFRs 노출 가능성이 가장 높았고, 어린이(1.25 ng/kg･BW/day), 성인(1.08 ng/kg･BW/day), 청소년(0.755 ng/kg･BW/day) 순으로 높은 일일섭취량을 보인다. 이는 연령대별 체중 대비 먹는 물 섭취량의 차이로부터 기인하였을 것으로 예상된다. 식 (2)을 사용하여 최곳값 DI와 RfD를 통해 구한 각각의 OPFRs의 HQ의 범위는 10-3－10-6이며, 모든 값은 기준치 대비 허용 가능한 수준이었다(HQ < 1). 이는 먹는 물을 통한 OPFRs의 인체 노출이 이론적인 임계값까지 3－6승 가량의 안전 여유가 확인되었다. 반면, 남산면 일대의 경우 성인의 DI는 1.93－2.90(평균: 2.17) ng/kg･BW/day로 이외 지역 성인의 DI 0.622－1.47 ng/kg･BW/day(평균: 1.02)와 국내 선행연구 사례의 식품(1.13 ng/kg･BW/day), 먹는 물(1.10 ng/kg･BW/day) 및 집 먼지(0.598 ng/kg･BW/day) 섭취에 따른 노출량보다 약 2－4배 가량 높게 산출되었다(Choo et al., 2023). 따라서, 송수관과의 접촉 시간이 길어질수록 인체 위해성이 높아질 수 있음을 확인하였다.
Table 5.
Median and highest daily intake values of 13 organophosphate flame retardants by age
결 론
본 연구에서는 춘천시 먹는 물에서의 OPFRs에 대한 첫 번째 연구로써 낙동강 수계를 포함한 국내 및 중국의 검출 수준과 유사하거나 낮은 수준으로 검출되었으며, 비교적 수용성이 높은 TCEP, TCIPP, TBOEP 3종이 높은 분포를 보였다. 춘천시 내 두 정수장 및 취수원 간 농도 차이는 보이지 않았으나, 급수 지역과 정수 처리장의 거리가 멀수록 높은 농도가 나타났으며, 거리와 OPFRs 농도 간 유의미한 상관성 또한 확인되어 PVC 재질의 송수관에 의한 오염으로 의심된다. 유아는 먹는 물 섭취를 통한 OPFRs의 노출 가능성이 가장 높았고, 어린이, 성인, 청소년 순으로 높은 일일 노출량을 보였으나, 각 OPFRs의 HQ 값들은 모두 허용 가능한 수준이었다. 그러나 본 연구에서는 시료 수가 적고 정수 처리장과의 직선상 거리가 다양하게 제시되지 않아 통계적 불확실성이 존재할 수 있으며, 연구 결과의 일반화에 제약이 있다. 따라서, 향후 연구에서는 정수장과의 다양한 범위의 직선상 거리를 고려한 대규모 필드 시료 분석을 통한 추가적인 직수과정에서의 PVC 오염 규명이 필요하다.
