1.서 론

전 세계적으로 화석연료의 고갈과 이들의 과도한 사용으 로 인해 야기된 대기 오염 및 지구 온난화 등 부작용 때문에 대체에너지로 원자력 에너지 사용의 확대가 증가됨에 따라, 원자력 발전 후 발생되는 방사성폐기물의 안전한 관리 방안 모색이 점차 대두되고 있다[1]. 방사성폐기물의 지층 처분목 표는 방사성폐기물을 생태계로부터 그 위해성이 정의되는 기간까지 격납 및 격리할 수 있는 시설 또는 위치에서 폐기 하는 것이다[2].

일반적으로, 처분의 안전요건으로서 공학적 방벽과 천연 방벽을 모두 고려한 다중방벽 개념을 제시하고 있다. 이러한 방사성폐기물 처분 연구는 스웨덴, 핀란드, 미국, 일본 등에 서 활발히 수행되고 있으며, 지구과학적 분야도 약 30 년 동 안 꾸준히 진행되고 있다[3]. 특히, 방사성폐기물 처분에 따 른 다중방벽 시스템의 내구성 및 방사성 핵종의 거동을 평 가하기 위해서 처분 부지의 수리지구화학적 시스템의 규명 이 필수적이다[4, 5, 6]. 그 중에서 지하수 화학은 지하수 침 투, 방사성 핵종의 용해도, 이동 및 생태계로의 유출 등의 특 성에 일차적으로 영향을 미친다. 또한 현재 부지의 수리지구 화학적 조건 뿐만 아니라, 향후 안전성을 예측하기 위한 시 간 종속적 경계조건을 설정하기 위해 요구되는 심부 지하수 시스템의 과거 진화 특성을 규명하는데 기초 정보들을 제공 한다[5].

한편, 방사성폐기물 처분과 관련된 국내 연구들은 다수의 지질 환경 규명[7]와 지하수 유동 평가[8] 등이 있으며, 부분 적으로 지하수 화학 분석과 미생물 분석을 통한 수리지구화 학적 연구가 수행되었다[3, 4, 9, 10]. 그러나 지하수 화학을 통하여 심부 지하수 시스템의 진화 특성을 평가는 연구는 미 진한 실정이다. 따라서 본 논문은 결정질 기반암에 위치하 는 12개 시추공의 지하수 수질을 분석하여, 다변량 통계 분 석법을 활용하여 지하수 수질 진화 특성 및 성분 기원을 평 가하고자 한다.

2.연구지역

연구지역은 경상북도 경주시 양북면 일원으로서, 해발고 도는 300 m 이하, 경사도는 약 30% 미만의 완만한 지형을 형 성하고 서고동저형의 지형 경사로 인해서 동서방향의 산지 들이 발달해 있다(Fig. 1). 지질은 하부로부터 상부로 백악 기 퇴적암, 제3기 관입암류에 포함되는 섬록암, 화강섬록암, 흑운모화강암, 유문암, 반상질 조면암질 안산암과 이들 모두 를 피복하는 제4기 충적층이 분포한다[11]. 백악기 퇴적암은 연구지역의 서쪽과 남쪽으로 넓게 분포하고 있으며, 주로 녹 회색, 암회색 내지 담회색 사암과 녹회색 및 암회색 셰일이 교호하면서 발달되고 제3기 관입암류에 의해 접촉부 경계를 따라 혼펠스화 되어있다. 연구지역의 대부분을 차지하는 제 3기 관입암류의 섬록암과 화강섬록암은 남쪽에서 북쪽으로 갈수록 섬록암에서 화강섬록암으로 전이되며 입자의 크기도 세립질에서 조립질로 변화된다. 주구성광물은 사장석, 각섬 석, 흑운모, K-장석, 석영, 불투명광물(자철석과 티탄철석)로 구성되며, 녹리석이 관찰된다. 반상질 조면암질 안산암은 연 구지역의 중앙부에서 백악기 퇴적암을 관입한 형태로 소규 모로 분포되고 있다. 대부분 1~2 mm 크기의 사장석과 단사 휘석을 반정으로 함유하고 있으며, 부분적으로는 각섬석과 흑운모가 반정으로 일부가 관찰되기도 한다. 또한 국소 규모 의 5개(Z21, Z22, Z23, Z31, Z32)의 수직적인 단열대들이 발 달하고 있다[12]. 국소 단열대에 존재하는 충진광물은 몬모 리리로나이트, 녹리석, 일라이트, 황철석이 분포한다[4]. 한 편, 연평균 강우량은 약 1,281 mm이고 약 66%가 6월에서 9 월 사이에 집중강우 형태로 발생되어 계절적으로 우기와 건 기로 뚜렷하게 구분된다[13].

3.연구방법

3.1.화학분석 방법

연구지역의 12개 지하수공(KB-1, KB-2, KB-3, KB-5, KB-6, KB-7, KB-10, KB-11, KB-13, KB-14, KB-15, KB-16-2) 에서 지하수 시료를 채취하여 분석을 수행하였다(Fig. 1). 지 하수 시료 채취시기는 연구지역의 건기와 우기 특성을 반영 하기 위해서 2006년 5월(봄), 8월(여름), 10월(가을), 12월 (겨울)에 걸쳐서 총 4회를 수행하였다. 시료채취 지점은 평균적으로 지표하 45 m이며, 더블패커를 설치한 후 지하수 를 충분히 양수하여 화학적으로 안정된 후에 지하수 시료를 채취하였다.

시료 채취 동안에 쉽게 변화되는 온도, pH, 산화-환원전 위(Eh), 전기전도도(EC), 용존산소(DO), 알칼리도는 현장에 서 시료채취와 동시에 측정되었다. 현장 측정 항목들을 측정 하는데 Orion사의 Multi-parameter(Model No. 1230)을 이 용하였으며, pH는 모델 No. 9107WP 전극, Eh는 모델 No. 9678BN 전극, 전기전도도는 모델 No. 013010 전극, 용존 산소는 모델 No. 083010 전극을 각각 사용하였다. 알칼리 도는 100 mL의 시료를 채취하여 0.05 M HCl을 이용하여 산중화적정법을 이용하여 측정하였다. 지하수 시료의 무기 양이온 분석은 한국기초과학지원연구원에 수행하였으며, 무 기물 중에서 K⁺, Fe²⁺는 원자흡광분광분석기(Unicam model 989 Flame AAS and Flameless AAS)를 이용하여 분석하였고 Na⁺, Ca²⁺, Mg²⁺, SiO₂는 유도결합쌍 플라즈마 원자방출분광 분석기(Shimadzu 모델 ICPS-1000 III, ICP-AES)로 분석하였 다. 무기 음이온 성분인 SO₄^2-, Cl^-, NO₃^-, F^-는 이온크로마토그 래피(IC, Dionex 320i)을 장비를 사용하여 대전대학교에서 분석하였다. HCO₃^- 및 CO3 2-은 현장에서 측정된 알칼리도와 pH를 이용하여 환산하여 계산하였다. 지하수 성분들의 이온 평형도를 구한 결과 모든 시료에 대해서 ±5% 내외의 값을 나 타내어 분석치의 신뢰도를 확인할 수 있다.

3.2.다변량 분석

연구지역의 공간적인 지하수 수질 진화 특성을 규명하 기 위해서 다변량 분석 중에서 요인분석(factor analysis)을 수행하였다. 요인분석은 대규모 자료집단을 단순화하고 체 계화하여 일반화시킴으로서 자료의 의미를 고찰하는 기법으 로서, 상관성이 큰 최초 변수들로 집단화할 수 있다[14]. 요 인 추출 모델은 보통 PCA(Principal Component analysis) 기 법으로 도출되며 1 이상의 고유값(eigenvalue)을 선택하고, 각 요인들에 대한 요인적재의 분산을 최대화하도록 베리맥 스(Varimax) 직각회전 방식을 이용하여 요인들에 대해 직 교변환 절차를 수행한다[15]. 요인분석을 통하여 지하 매질 차이에 따른 지하수 화학 조성의 해석 및 인위적인 오염의 영향 여부 등의 평가가 가능하다[16]. 요인분석을 수행하기 위해서 SAS ver. 9.1.3 통계 프로그램을 이용하였다[17]. 분 석한계치 이하(ND) 값을 가지는 성분들에 대해서는 분석한 계치(0.01mg/L)×0.5를 농도값(0.005mg/L)으로 변환하여 적용하였다[18]. 또한 성분들 간의 상대적인 비교와 자료의 측정 규모 편향을 방지하기 위해서 화학성분값에 대해서 표 준화를 수행한 후 통계분석을 실시하였다[19].

4.연구결과

4.1.수질유형

연구지역의 지하수 수질 유형을 파악하기 위해서 총 4 회 조사의 모든 수질 자료를 Piper diagram에 도시한 결과 [20], 주로 Ca-HCO₃형과 Na-HCO3형이 도시되며 Na-HCO3 형이 더 우세하게 나타난다(Fig. 2). 부분적으로 음이온 중에 서 SO₄^2- 농도가 높은 시추공도 나타난다. 그러나 지하수 수 질 유형이 거의 동일한 영역 내에 도시되어 계절적인 영향은 거의 나타나지 않는다. 이는 연구지역의 지하수 수질이 외 부 영향을 거의 받지 않는 안정된 심부 지하수 시스템을 형 성함을 반영한다.

Ca-HCO₃형에 속하는 KB-14, KB-15, KB-16-2는 인위적 인 오염의 영향을 덜 받은 일반적인 천부 지하수 수질을 반영 하며, Na(Ca)-HCO₃형(KB-1, KB-2, KB-4, KB-5, KB-6, KB-7, KB-10, KB-11)과 Na-HCO3(KB-13)형에 속하는 지하수공들 의 수질은 Ca-HCO₃형이 진화하여 되었거나, 물-암석 반응 의 영향으로 해석된다[21, 22]. 양이온 이온교환 반응 특성을 규명하기 위해 Expanded Durov diagram[23]로 도시한 결과 (Fig. 3), 양이온은 Na⁺, 음이온은 HCO₃^-가 우세하며, 사각형 diagram의 1사분면에 거의 도시되고 있다. 따라서, 연구지 역의 지하수 수질은 물-암석 반응에 의한 Ca²⁺와 Na⁺의 직접 적인 무기 양이온 교환 작용을 지시한다[24].

일반적으로 화강암 및 화강편마암의 지하수의 수질 진화 과정은 진화초기에 중성~약산성의 Ca-HCO₃형에서 진화가 진행되면 Na(Ca)HCO3의 유형을 거처 진화의 마지막 단계에 는 고알카리성의 Na-HCO3형으로 전이된다[25]. 연구지역의 pH 조건(범위 : 5.36~8.61, 평균값 : 6.88)과 수질 유형에 기 초한 수리지구화학적 진화 특성은 초기 내지 중간 단계에 진 입하는 것으로 판단된다[26].

4.2.무기 화학성분 특성

EC는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조사에서 각각 103~448 μS/cm, 169~393 μS/cm, 143~402 μS/cm, 125~393 μS/cm의 범위를 보이며, 중앙값은 195 μS/cm, 212 μS/cm, 229 μS/cm, 214 μS/cm이다(Table 1). 그리고 평균값은 224 μS/cm, 242 μS/cm, 248 μS/cm, 231 μS/cm로서, 연구 지역 은 인위적인 오염의 영향이 적고 해수의 영향이 없는 담수 지 하수(<500 μS/cm) 영역에 포함된다[27].

Na⁺이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 12.4~31.1 mg/L, 14.7~33.3 mg/L, 15.3~33.3 mg/L, 15.0~32.4 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 16.0 mg/L, 19.7 mg/L, 18.2 mg/L, 18.4 mg/L이다(Table 1). 그 리고 평균값은 17.9 mg/L, 21.5 mg/L, 21.3 mg/L, 20.8 mg/ L이다. 자연 상태에서 Na⁺이온은 비조화용해(incongruent dissolution)에 의해서 조장석(albite)이 고령석(kaolinite)로 변질되면서 형성된다[28]. 규산의 활동도가 높고 pH가 비교 적 높을 때는 조장석의 비조화용해에 의해서 몬모릴로나이 트(montmorillonite)가 형성될 수 있다. 인위적인 요인으로 는 겨울철에 도로에 뿌리는 제설제에 의해서 Na⁺이온 농도 가 증가할 수 있다[29]. 총 4차례의 평균값을 이용하여 Na⁺ 이온과 다른 화학성분간의 상관성을 살펴보면, Cl^-와의 상관 계수가 0.89이고 NO₃^-과도 0.71의 상관도를 나타난다. 또한 KB-2, KB-3, KB-15를 제외한 모든 시추공에서 조장석에 대 해서 불포화 상태에 있다(Table 2). 따라서 Na⁺이온은 주로 자연적인 염무와 인위적인 오염원으로부터 유래되고, 부분 적으로 규산염광물의 용해로부터 기인됨을 의미한다.

Ca²⁺이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 6.60~28.9 mg/L, 6.39~32.8 mg/L, 8.97~33.3 mg/L, 7.45~36.3 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 14.3 mg/L, 15.6 mg/L, 14.6 mg/L, 12.7 mg/L이다(Table 1). 그리고 평균값은 15.2 mg/L, 17.4 mg/L, 17.4 mg/L, 16.7 mg/L이다. 자연 상태에서 Ca²⁺이온은 Ca를 포함한 규산염 광물(회장석(anorthite))과 탄산을 함유하는 유체와 반응하 여 방해석(Calcite)을 형성된다[30]. 한편 오염원에서 유래 하는 Ca²⁺이온은 생활하수나 제설제로 뿌려지는 CaCl2에서 유래한다[29]. 총 4차례의 지하수 분석 자료의 평균값을 이 용하여 Ca²⁺이온과 다른 화학성 분간의 상관성을 살펴보면, HCO₃^-(0.71), Mg²⁺(0.70), SO₄^2-(0.69)이온과 상관성이 높게 나타나는 반면에 Cl^-(0.13)과 NO₃^-(-0.26)과는 상관성이 매우 낮다. 또한 방해석, 백운석(dolomite), 회장석, 경석고(anhydrite), 석고(gypsum)과의 포화도를 구한 결과, 일부 KB- 2, KB-5를 제외한 모든 시추공에서 불포화 상태로 나타났다 (Table 2). 위의 증거들로 볼 때, Ca²⁺이온은 주로 탄산염광물 과 규산염광물의 물-암석 반응으로부터 유래되며, 해무와 인 위적인 오염원으로부터 기인은 없음을 지시한다.

Mg²⁺이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조사 에서 각각 1.60~11.8 mg/L, 1.71~12.8 mg/L, 1.78~12.8 mg/L, 1.94~12.0 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 3.40 mg/L, 5.20 mg/L, 5.58 mg/L, 4.19 mg/L이다(Table 1). 그리고 평균값 은 4.40 mg/L, 5.44 mg/L, 5.79 mg/L, 5.28 mg/L이다. 자연 상태에서 Mg²⁺이온은 백운석, Mg를 포함한 방해석, 흑운모 (biotite), 각섬석(amphibole), 휘석(pyroxene), 감람석(olivine), 녹니석(chlorite), 사문석(serpentine)의 용해로부터 유 래한다[31]. 지하수내 Mg²⁺이온은 중간 심도의 지하수까지는 다소 증가하다가 심부지하수에서는 급격히 감소하는 경향성 나타낸다[32, 33]. 4차례의 분석 자료의 평균값을 이용하여 Mg²⁺이온과 다른 화학성분간의 상관성을 살펴보면, HCO₃^-, Ca²⁺와의 상관계수가 각각 0.78, 0.70의 상관도를 나타내고, K⁺(0.68), SO₄^2-(0.68), Cl^-(0.50)과도 양의 상관성을 지시한 다. 한편, KB-5, KB-16-2을 제외한 모든 지하수공에서 백운 석, 활석(talc)에 대해서 불포화상태를 지시한다(Table 2). 따라서, Mg²⁺이온은 주로 탄산염광물의 용해로부터 유래되 며, 농업용 카리비료와 생활하수 등의 인위적인 오염원으로 부터도 상당히 유래됨을 의미한다.

K⁺이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 1.10~7.00 mg/L, 1.08~5.90 mg/L, 1.45~5.91 mg/L, 1.22~5.02 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 2.30 mg/L, 2.64 mg/L, 2.98 mg/L, 2.96 mg/L이다(Table 1). 그 리고 평균값은 2.84 mg/L, 2.95 mg/L, 3.03 mg/L, 2.92 mg/L 이다. 자연 상태에서 K⁺이온은 비조화용해에 의해서 정장석 (orthoclase)나 미사장석(microcline)이 고령석으로 변질되 면서 형성된다. 또한 흑운모가 질석으로 변질되면서 형성되 기도 한다[25]. K⁺는 화성암에서는 Na⁺보다 함량비가 약간 낮 으나, 퇴적암에서는 Na⁺보다 풍부하다. 인위적으로는 농업 용 카리비료(KCl 또는 K₂SO₄)와 생활하수로부터 기인될 수 있다[31]. 4차례의 지하수 분석 자료의 평균값을 이용하여 K⁺ 이온과 다른 화학성분간의 상관성을 살펴보면, Mg²⁺(0.68), HCO₃^-(0.59), SO₄^2-(0.56), Ca²⁺(0.53), Cl^-(0.46)와 양의 상관 도를 나타낸다. 따라서, K⁺이온은 토양의 유기물의 분해 및 K-사장적 용해 등의 자연적인 기원과 카리비료, 생활하수 등 의 인위적인 영향을 함께 받고 있음을 의미한다.

Fe²⁺이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4 차 조사에서 각각 0.002~2.458 mg/L, 0.014~20.8 mg/L,0.005~21.8 mg/L, N.D.~2.501 mg/L의 범위를 보이며, 중 앙값은 0.542 mg/L, 0.511 mg/L, 1.243 mg/L, 0.0003 mg/L 이다(Table 1). 그리고 평균값은 0.742 mg/L, 2.561 mg/L, 3.315 mg/L, 0.214 mg/L이다. Fe²⁺이온은 자연적으로는 열 수의 이동이 활발한 화산지대나 온천 지대에서 농도가 높 으며, 자연적인 지하수 시스템에서는 순환하는 지하수와 암 석내의 황철석과 반영하여 유래되기도 한다[31]. 이때에는 SO₄^2-의 이온도 증가되게 된다[3]. 한편, 인위적인 요인으로 는 공장폐수, 광산폐수 등이 해당된다[16]. Fe²⁺이온과 다른 화학성분간의 상관성은 거의 나타나지 않는다. 다만 Na⁺과 는 0.43의 상관도를 가지며, 비정질의 철수산화물이 과포화 상태를 지시하여, 기반암에 포함된 황철석과 회장석의 용해 로부터 기인되는 것으로 판단된다.

중탄산(HCO₃^-)이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조사에서 각각 29.4~115 mg/L, 66.7~145 mg/L, 62.8~147 mg/L, 59.1~160 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값 은 72.7 mg/L, 96.3 mg/L, 100 mg/L, 92.8 mg/L이다(Table 1). 그리고 평균값은 72.8 mg/L, 99.6 mg/L, 102 mg/L, 103 mg/L이다. HCO₃^-이온의 경우, 자연상태에서는 탄산염광물 의 용해나 대기 및 토양 CO₂ 가스의 용해로 인해서 형성될 수 있다[31]. 한편 인위적으로는 도시지역에서 유기오염물 질로부터 유래하는 CO₂ 가스에 의해서도 HCO₃^-이온이 발생 할 수 있다[35]. 1차, 2차, 3차, 4차 조사 자료의 평균값을 이 용하여 HCO₃^-이온과 다른 화학성분간의 상관성을 살펴보면, Mg²⁺(0.78), Ca²⁺(0.71), K⁺(0.59)와는 양의 상관성을 보인다. 또한 방해석, 백운석(dolomite), 회장석과의 포화도를 구한 결과, 일부 KB-2, KB-5를 제외한 모든 시추공에서 불포화 상 태로 나타났다(Table 2). 이는 연구지역에서 HCO₃^-이온은 탄 산염광물, 대기 및 토양 CO₂ 가스 또는 유기물 기원의 CO₂ 가 스에 의해서 형성되는 것을 의미한다.

SO₄^2-이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 2.00~60.0 mg/L, 2.30~60.3 mg/L, 4.89~60.3 mg/L, N.D.~55.4 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 18.0 mg/L, 12.2 mg/L, 12.1 mg/L, 12.2 mg/L이다(Table 1). 그 리고 평균값은 20.3 mg/L, 17.9 mg/L, 18.5 mg/L, 16.4 mg/L 이다. 자연 상태에서 SO₄^2-이온은 석고, 경석고 등의 황산염 광물(sulphate)과 황철석, 자류철석, 황동석 등의 황화광물 (sulfide)의 산화작용에서도 기인된다[36]. 또한 유기물이 분 해되는 과정에서 생성되기도 한다. 인위적인 요인에 의해서 황산염은 대기 중에서 SO2로부터 유래한다[37]. 해수의 영향 을 받는 해안지역에서는 해수에서 유래하는 황산염이 담지 하수에 용해될 수 있다. 1, 2, 3, 4차 조사 자료의 평균값을 이용하여 SO₄^2-와 다른 성분들 간의 상관성을 살펴보면, Ca²⁺(0.69), Mg²⁺(0.68), K⁺(0.56), HCO₃^-(0.33) 이온과는 양 의 상관성을 가진다. 또한 SO₄^2-이온이 황산염광물의 용해에 의해서 생성되는지는 알기 위하여 석고와 경석고 포화도를 구한 결과, 모든 시료에서 불포화 상태로 나타났다 (Table 2). 따라서, SO₄^2-이온은 황산염광물, 황화광물의 용해와 유기물 의 분해 등으로 주로 기인되며, 부분적으로 화학비료 등의 인 위적인 영향을 받고 있음을 의미한다.

Cl^-이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 4.80~23.3 mg/L, 6.25~20.3 mg/L, 5.33~20.3 mg/L, 1.54~18.3 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 11.0 mg/L, 11.4 mg/L, 9.25 mg/L, 7.58 mg/L이다(Table 1). 그 리고 평균값은 11.7mg/L, 11.1 mg/L, 10.4 mg/L, 8.66 mg/ L이다. Cl^-이온은 염수 침입, 규산염 광물(흑운모 및 각섬석 등)의 수화반응, 유체포유물로부터의 유출 등에서 유래하며 [38], 지하수 심부에서 높게 나타난다. 인위적인 원인으로는 생활하수, 산업용 폐수, 축산폐수, 동물의 배설물, 제설제 등 다양한 오염원이 존재한다[34]. 1, 2, 3, 4차 조사 자료의 평 균값을 이용하여 Cl^-와 다른 성분들 간의 상관성을 살펴보 면, EC와는 상관계수 0.72이다. 또한 Na⁺(0.89), SO₄^2-(0.54), Mg²⁺(0.50)과도 높은 상관계수를 가진다. 따라서, Cl^-이온은 자연적인 염무의 영향과 생활하수, 축산폐수, 동물의 배설 물 등의 인위적인 오염의 영향을 동시에 받고 있는 것으로 판단된다.

NO₃^-이온의 농도는 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조 사에서 각각 N.D.~0.80 mg/L, N.D.~6.67 mg/L, N.D.~1.37 mg/L, N.D.~1.37 mg/L의 범위를 보이며, 평균값은 0.20 mg/L, 0.72 mg/L, 0.20 mg/L, 0.22 mg/L이다(Table 1). NO₃^- 이온은 초석(niter), 노사(sal ammoniac) 등의 희귀성 광물 등에서 극소량으로 존재하며 대부분 토양이나 생물학적 활 동에 의해서 자연적으로 기원된다[31]. 한편, 인위적인 기원 으로는 농경지역에 살포되는 비료, 퇴비와 주변 거주지에서 배출되는 인위적인 오염원들(분뇨, 축산폐수, 동물의 배설 물, 생활하수 등) 등으로 매우 다양하다[39]. 1, 2, 3, 4차 조사 자료의 평균값을 이용하여 NO₃^-와 다른 성분들 간의 상관성 을 살펴보면, Na⁺(0.71)과는 높은 상관성을 보이며 Cl^-(0.42) 과도 낮은 상관성을 나타낸다. 그러나 다른 성분들과는 상 관성이 거의 없다. NO₃^-은 주로 생활하수와 축산폐수, 분표 등의 복합적인 오염원으로부터 기원되고 있음을 지시하며, Na⁺의 기원에도 영향을 미치고 있다.

F^-의 농도는 1차조사, 2차조사, 3차조사, 4차조사에서 각 각 N.D.~0.50 mg/L, N.D.~0.14 mg/L, N.D.~0.09 mg/L, N.D.~0.08 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 0.10 mg/L, 0.05 mg/l, 0.05 mg/L, 0.05 mg/L이다(Table 1). 그리고 평 균값은 0.13 mg/L, 0.05 mg/L, 0.05 mg/L, 0.04 mg/L이다. 지질학적으로 F^- 이온은 형석(gypsum), 인회석, 흑운모, 각섬 석에서 유래할 수 있다. 또한 F^-는 화산가스에서 흔히 수반된 다[31]. 인위적인 요인으로는 알루미늄 제조, 인산비료 제조, 유리, 연화, 타일 고업, 도자기 제조, 합성수지 제조, 냉매 제 조, 살충제 등의 농약 제조 등에서 유래한다[40]. 본 연구지 역에서는 모든 시료에서 F^-이온이 먹는물 기준치(1.5 mg/l이 하)보다 훨씬 낮은 농도를 나타낸다. 그러나 형석의 포화도 를 구한 결과, 모든 시료에서 불포화 상태로 나타났다(Table 2). 이는 본 연구지역의 F^-이온은 주로 물-형석 반응으로부터 유래함을 의미한다.

SiO₂ 1차 조사, 2차 조사, 3차 조사, 4차 조사에서 각 각 24.2~60.5 mg/L, 19.7~62.1 mg/L, 19.6~68.1 mg/L, 7.59~53.2 mg/L의 범위를 보이며, 중앙값은 40.5 mg/L, 45.2 mg/L, 51.2 mg/L, 26.4 mg/L이다(Table 1). 그리고 평 균값은 41.9 mg/L, 44.7 mg/L, 49.5 mg/L, 29.5 mg/L이다. 자연 상태에서 SiO₂는 규산염광물(사장석, 정장석 등)의 용 해에 의하여 주로 기인되며[41], SiO₂는 물속에서는 부유입 자, 콜로이드, 또는 중합체, 규산(H₄SiO₄) 또는 규산이온의 형태로 존재한다. 인위적인으로는 SiO₂는 콘크리트의 분해 로부터 생성될 수 있다[29]. SiO₂와 NO₃^-는 음의 낮은 상관성 (-0.03)을 나타내고 있으며, 비정질의 SiO₂도 불포화 상태를 지시한다. 따라서, 본 연구지역에서의 SiO₂는 콘크리트 등의 인위적인 요인보다는 주로 규산염광물의 용해로부터 기인됨 을 의미한다.

4.3.무기 화학성분의 영향인자 분석

무기 화학성분들의 기원을 정량적으로 평가하기 위해서 요인분석을 실시하였다. 연구지역의 지하수 수질은 계절적 인 변동이 없기 때문에 4회에 결쳐 분석된 화학 성분값의 평 균값을 사용하였다[16]. 요인분석 결과(Table 3), 요인에 의 한 전체 설명율은 91.14%이며, 요인 1의 설명율은 42.5%, 요인 2는 20.9%, 요인 3는 14.2%, 요인 4는 8.1%, 요인 5는 5.4%이다. 5개의 요인에 의해서 변수(화학성분)들의 분산도 를 설명할 수 있는 공통분산인자(communality)는 모든 성분 들에 대해서 0.5 이상의 값을 보인다. 변수별 요인부하량은 강함(0.75 이상), 중간(0.75~0.50), 약함(0.50~0.30)으로 분 류하였다[42].

요인 1에 양의 값으로 적재되는 화학성분들은 EC, Ca²⁺, Mg²⁺, K⁺, HCO₃^-, SO₄^2-이다. 이들 화학성분들의 요인부하량 이 HCO₃^-(0.70)를 제외하고는 0.75이상으로 강함을 지시하 고 있다. 또한 Fe²⁺, NO₃^-, F^-, SiO₂를 제외한 모든 화학성분에 대해 양의 증가 요인을 나타낸다. 이는 요인 1이 물-암석 반 응, 농경지 영향 모두 복합되어 나타나는 용존성분 총량에 의한 화학성분들의 증가를 지시한다[43]. 요인 2에 포함되는 화학성분들은 NO₃^-, Na⁺, Cl^-가 포함되며, 인위적인 오염원과 염무의 영향을 지시한다. 요인 3에 강한 요인부하량을 보이 는 화학성분은 F^-(0.89)로서, 물-형석 반응을 나타낸다. 요인 4에 포함되는 화학성분은 SiO₂(0.95)로서, Ca²⁺와 Na⁺ 모두 양의 부하량을 나타내어 Ca→Na의 양이온교환반응이 완벽 하게 진행되지 않는 단계임을 반영한다[44]. 이러한 통계결 과는 수질유형 분석결과와도 잘 일치한다. 한편, 요인 5에는 Fe²⁺(0.96)가 강한 요인부하량을 가지며 포함된다.

5.결론

본 연구는 결정질 기반암에 위치하는 12개 시추공의 지 하수 수질을 분석하여, 다변량 통계 분석법을 활용하여 지하 수 수질 진화 특성 및 성분 기원을 평가하고자 하였다. 총 4 회에 걸친 지하수 분석 결과, 지하수 수질의 뚜렷한 계절적 인 변화를 보이지 않는 안정된 심부 지하수 시스템을 형성하 는 것으로 판단된다. 지하수 수질 유형은 Na(Ca)-HCO₃형과 Ca-HCO₃형이 가장 우세하여, 물-암석 반응에 의한 직접적인 양이온 교환 반응을 지시한다. 현장 지하수 특성과 실내 지하 수 분석 결과에 기초한 연구지역의 지하수 수질 진화는 초기 내지 중간 정도의 단계를 지시하는 것으로 사료된다.

한편, 무기 화학성분들의 기원을 분석한 결과, 인위적인 기원인 NO₃^-와 다른 성분들 간의 상관성을 살펴보면, Na⁺, Cl^-와 양의 상관성을 나타난다. 염무의 기원인 Cl^-와는 Na⁺, SO₄^2-, Mg²⁺, K⁺와 양의 상관성을 나타낸다. 그리고 다른 성 분들(Ca²⁺, Fe²⁺, HCO₃^-, F^-, SiO₂)과는 상관성이 나타나지 않 는다. 그러나, Cl^- 농도가 일반적인 지하수 수질 범위에 포함 되고 NO₃^- 농도는 먹는물 수질기준치 이하로서 농도가 매우 낮다. 또한 대부분의 광물에 대해서 지하수 화학성분들은 불 포화상태를 지시한다.

지하수 화학성분들에 대한 영향인자를 규명하기 위해 요 인분석을 실시한 결과, 요인 1(EC, Ca²⁺, Mg²⁺, K⁺, HCO₃^-, SO₄^2-)은 지하수에 주로 용해되어 있는 화학성분의 농도를 결정하는 인자이고, 요인 3(F^-), 4(SiO₂), 5(Fe²⁺)는 다양한 광 물들과 지하수의 반응을 지시하는 인자들이다. 그러나, 요인 2(NO₃^-, Na⁺, Cl^-)는 인위적인 오염과 자연적인 해무의 영향 을 반영하는 인자이다. 따라서, 연구지역의 수질 성분들은 대부분 물-암석 반응을 통한 자연적인 기원을 반영하며 부분 적으로 자연적인 염무와 농업활동, 축산폐수 등의 인위적 오 염의 영향을 반영하는 것으로 판단된다.

본 연구를 통하여 도출된 지하수 수질의 진화 및 기원 분 석 결과는 결정질 암반의 심부 수리지구화학적 환경 특성의 규명과 향후 상세 3D 부지 특성화 모델 설계 및 구축시 기초 적인 해석 자료로 활용될 수 있을 것으로 기대된다. 그러나, 기반암 고유의 수질 성분들의 기원과 진화특성을 보다 정량 적으로 규명하기 위해서는 지질 심도별 수질 분석과 함께 다 양한 변수들(토지피복도, 수문자료, 단열대 특성, 지하수 방 향 등)을 고려한 종합적인 자료 해석이 요구된다.