1. 서 론
2. 연구 방법
2.1 재배 실험
2.2 갯버들의 생육특성 분석
2.3 갯버들의 광합성 반응 특성 분석
2.4 갯버들의 중금속 측정 및 축적능 분석
3. 결과 및 고찰
3.1 납, 비소 및 카드뮴 처리구에서 갯버들의 생장 특성
3.2 갯버들의 광합성 반응 특성
3.3 갯버들의 중금속 농도 및 축적능 분석
4. 결 론
1. 서 론
광산 및 산업활동에 따른 비소, 납, 카드뮴 등의 독성 중금속 혼합물질들의 배출은 토양을 오염시켜 수계로 유실 및 대기로 비산 이동하여 주변의 자연생태계 및 농경지는 물론 인간의 건강에 심각한 위험성을 증가시키고 있다(Dary et al. 2010, Jung et al. 2001, Alloway 2013, Rahman et al. 2014, Sanchez-Lopez et al. 2015). 특히, 광산지역의 광미장 및 폐석장 등에 쌓인 잔여물 및 가공 부산물들은 심각한 토양오염을 초래하는 중금속의 혼합물들로써, 유해한 독성을 지닌 발암 물질이며 자연생태계에서는 생분해가 되지 않는 특징을 나타내는 다양하고 복합적인 원소들로 이루어져 있다(Kabata-Pendias and Pendias 2001, Lim et al. 2008, Bolan et al. 2014). 또한 중금속의 토양오염 농도 증가에 의한 토양 미생물의 활성 저해는 토양이 지닌 고유의 자연 자정능력을 감소시키며, 이를 개선하기 위한 물리적 덮기 및 고형화와 같은 처리 또는 화학물질을 첨가 등 인위적인 생태계 정화 및 자연복원에는 많은 효율적 처리비용 및 시간의 노력이 요구된다(Khan and Jones 2009, Tordoff et al. 2000, Guerinot and Salt 2001, Park and Seo 2005).
최근에 전 세계적으로 광산 잔여물은 연간 약 100억톤을 초과하여 배출하고 있으며, 118000개가 넘는 광산을 보유한 중국의 경우에 광산의 잔여물은 2009년 이래로 약 100억톤의 총 누적량을 넘어 큰 환경오염 사고 및 그 피해를 우려하고 있다(Pan et al. 2014, Adiansyah et al. 2015, Wang et al. 2017). 한편, 국내에서는 전국적으로 394개의 폐광지가 존재하며 이들 가운데 강원도 지방의 38개소가 중금속 토양오염을 발생시키는 납의 농도는 토양오염우려 기준치인 200 mg/kg 대비 약 4.5배를 초과하였고 비소는 기준치인 25 mg/kg 대비 12.5배를 넘어선 심각한 토양오염수준을 나타내었다(MOE 2010, Kwon et al. 2019, Yang 2021).
여러 연구를 통하여 생물학적 시스템에서 일부 중금속은 세포 소기관 및 구성 요소에 효소와 같은 영향을 미치며 DNA 손상 및 세포주기 조절 등에 상호 작용하는 것으로 보고되었다(Wang et al. 2001, Beyersmann et al. 2008, Ali et al. 2013). 이처럼 구리, 니켈, 망간, 아연, 철과 같은 성분들은 생물학적 시스템의 기능을 유지하기 위한 미량의 필수 중금속입니다. 그러나 납, 비소, 수은, 카드뮴, 크롬 등의 미량의 중금속은 생물체의 생리적 및 생화학적 기능을 위해 필요치 않는 비필수 성분들이며, 특히 이들은 해로운 활성산소종 생산과 산화스트레스 독성과 발암성을 유발시킨다(Yedjou et al. 2006, Yedjou et al. 2007, Chang et al. 2024). Tchounwou et al. (2004)와 Tchounwou et al. (2012)에 따르면 납, 비소, 카드뮴은 낮은 농도에 노출시에도 높은 수준의 독성을 나타내며 인체의 장기를 손상시키는 전신 독성물질이며 발암물질로 분류하고 있다.
중금속의 오염토양에 대한 정화 및 복원 기술방법 가운데 식물정화법은 대표적인 친환경 유형의 정화기술로서 점차 주목을 받고 있으며, 식물을 활용한 생물학적 처리과정은 기존의 물리·화학적인 처리방법 보다 저비용, 친환경, 다수의 넓은 오염지역에 적용 가능한 유용한 기술이다(Salt et al. 1995, Kumino et al. 2001, Marques et al. 2009, Ali et al. 2013, Wang et al. 2017). 이 식물 정화법은 주로 중금속 오염토양으로부터 중금속을 뿌리 흡수 및 지상부로 이동시켜 식물체의 내부에 축적하여 제거하는 식물추출방법이 있다(Baker and Brooks 1989, Chaney et al. 1997, Zhou and Qiu 2005). 이에 이용되는 식물종들은 우선적으로 특정 중금속 원소를 체내에 다량 축적할 수 있는 과축적종로 선정되어지고 고농도의 중금속 축적에 대한 강한 내성이 필수적이다(Krishnaraj et al. 2000, Zhang et al. 2014, Egendorf et al. 2020). 또한 해당 생태계에서의 높은 성장율과 생체량 증가에 따른 각 개체당 중금속의 많은 제거 양을 요구한다(Ali and Khan 2019). 그러므로 특정 과축적종의 분포 및 중금속 흡수능력은 기후 및 토양 등의 환경조건에 따라 크게 변할 수 있으므로 어떤 광산 및 폐광지역의 중금속의 토양오염을 정화 및 복원을 위해서는 해당 지역에 장기적으로 생육 가능, 빠른 성장율과 생체량 증가 그리고 높은 번식력과 중금속 흡수능을 지닌 유전적으로 우수한 식물종을 발굴하는 것은 매우 중요하다(Zhao et al. 2003, Park and Park 2002, Marques et al. 2009, Zhang et al. 2014). 더욱이 자연생태계에 교란을 일으키지 않는 자생 자연수종으로 탐색하고 보급하는 것은 가장 적절할 것이다(Wei et al. 2008). 그러나 동북아시아 한반도에 위치한 우리나라의 경우, 자생식물 중에 중금속 내성을 지닌 식물종의 식별 및 고농도의 축척종을 발굴하는 연구는 매우 미흡하게 진행되어지고 있는 실정이다(Yang 2021, Yang 2022).
본 연구의 목적은 우리나라의 강원도 정선군 폐광지역에 중금속으로 오염된 토양에 우점 자생하는 식물종들을 탐색하고 최종적으로 선발된 갯버들을 삽목시킨 후, 야외 온실실험에서 대표적 비필수 중금속인 납, 비소, 카드뮴의 각 농도구배에 따른 생육과정을 통하여 생체량의 변화 및 그 특성과 중금속 흡수능력을 정량적으로 분석하여 식물정화기술(Phytoremediation)에 대한 기초자료를 제공하고자 한다.
2. 연구 방법
2.1 재배 실험
온실 제작: 오염물질의 2차 오염 방지 및 재배 조건의 동일성을 위하여 가로 7 m × 세로 10 m의 양문 개폐형 비닐하우스를 설치하였다.
중금속 구배 실험 오염토양의 제조: 비오염토양인 모래를 3 mm 체로 통과시켜 모래와 원예용 상토를 약 2 : 1의 부피 비율로 혼합하여 기본 토양으로 제조하였다. 인공오염 토양 제조에 사용된 표준 시약은 납(Pb(NO3)2), 비소(Na2HAsO4·7H2O), 카드뮴(CdCl2·2.5H2O)을 사용하여 재배 토양의 납 농도구배는 400, 800, 1600, 3200 mg/kg로, 비소 토양은 25, 50, 100, 200 mg/kg로, 카드뮴 토양은 20, 40, 80, 160 mg/kg의 농도 구배를 주어 인공의 오염 토양을 제조하였다. 모든 처리는 중금속이 토양에 균일하게 오염되도록 약 10일 동안 안정화시켰다.
식물종 식재: 온실 재배실험에 사용된 화분은 높이 200 mm, 지름 190 mm 크기의 플라스틱 재질의 화분이며 각 화분 당 중금속이 처리된 토양을 2.0 kg씩 정량 분배하였다. 식물은 육묘재배용 포트에서 생육시킨 후 뿌리 부분에 묻어 있는 상토를 물로 씻어 제거하여 각 화분에 식재 하였다. 모든 처리는 1 중금속, 1 구배 당 3개의 화분을 배치하였다. 관수는 토양의 포화수분량을 산정하여 식재 직후에는 300 ml를, 그 후 2일에 한번씩 100 ml의 일반 수돗물을 관수하였다. 2024년 6월 12일에 갯버들을 식재하였고, 10월 14일에 수확하여 생장특성을 분석하였다.
2.2 갯버들의 생육특성 분석
납, 비소 및 카드뮴 중금속 처리 토양에서 성장한 갯버들은 매월 생존율, 지상부의 길이를 측정하고 10월 14일 수확 후 세척하고 지상부 및 지하부 길이 및 건중량 등을 측정하였다. 건중량은 식물체를 60°C 건조기에 넣어 항량으로 될 때까지 건조 시킨 후 측정하였다. 또한 지하부/지상부 비율(Root/Shoot ratio) 및 중금속 무처리구 대비 처리구의 건중량의 상대생장률(Relative growth ratio) 지수를 산출하였다.
2.3 갯버들의 광합성 반응 특성 분석
중금속(Pb, Cd, As) 토양 처리구 및 대조구에서 광도변화에 대한 광합성 반응 속도(photosynthetic response rate)를 측정하기 위하여 휴대용 Model LI-6800 (LI-COR Inc. NE, USA) 광합성 측정시스템의 LED 인공 광원(Small Light Source: LI-6800-02, LI-COR Inc. NE, USA)을 사용하였다. 갯버들 개체당 4개의 당해년생 잎을 대상으로 각 야외실험 해당일은 맑은 날을 선정하여 2024년 9월 7일에서 10일 기간 동안의 총 4일에 걸쳐, 9:00시부터 16:00시 사이에 휴대용 광합성 측정시스템인 LI-6800 (LI-COR Inc. NE, USA)의 LED 인공 광원(LI-6800-02, LI-COR Inc. NE, USA)을 이용하여 0, 20, 50, 100, 200, 400, 600, 800, 1000, 1200, 1500, 1800, 2000 μmol/m2/s의 13 개의 광량자속밀도(PPFD, Photosynthetic Photon Flux Density) 차이를 두고 광합성 반응 속도를 측정하였다. 또한 휴대용 광합성 측정기(LI-6800)의 소형 잎챔버(LI-6800-02)에 유입되는 공기의 유량을 500 μmol/s로 설정하였고 외부의 환경변화로 인한 영향이 없도록 챔버 내부의 온도를 25°C로 균일하게 조절하였다. 그리고 본 재배 실험의 측정을 위한 휴대용 광합성 측정시스템(LI-6800)의 초기 설정에서 CO2 농도를 400 μmol/mol 범위 내에서 안정된 상태를 유지하도록 소형 표준가스 CO2 실린더(8시간 지속 사용가능)를 어댑터 키트에 넣고 CO2 농도 인젝터와 연결시켜 실험현장에서 측정하였다.
2.4 갯버들의 중금속 측정 및 축적능 분석
식물체 시료는 지상부와 지하부로 나누어 60°C에서 건조 후 분쇄하여 Microwave-digestion법(Model: MARS-6)으로 전처리 하였다(USEPA 1990). 전처리가 완료된 식물의 중금속 함량은 유도결합플라스마–원자발광분광법(ICP-OES)을 사용하여 식물은 비소(As), 납(Pb) 및 카드뮴(Cd)를 분석하였다. 식물체의 내성평가는 지하부 중금속 농도에 대한 지상부 중금속농도를 통해 이동계수(Translocation factor, TF)를 분석하고 또한 재배토양의 중금속 농도 대비 식물 지상부의 농도로 생축적지수(Bioaccumulation factor, BCF)를 구해 평가하였다. 중금속의 개체당 축적량은 축적농도[mg(중금속)/g(생체량)] × 개체당 생체량[g(생체량)/개체]으로 결정된다.
3. 결과 및 고찰
3.1 납, 비소 및 카드뮴 처리구에서 갯버들의 생장 특성
3.1.1 생존율
납, 비소 및 카드뮴 처리구의 최종 생존율은 Fig. 1과 같이 납, 비소, 카드뮴 모든 농도구배에서 생존하여 중금속 내성으로 보여주었으나, 비소의 경우 고농도 3-4구배에서 식재 후 시간이 지날수록 생존율이 감소하였으며 수확 시 67%의 생존율을 보였고 카드뮴 처리구에서 시간이 지날수록 생존율이 감소하였으며 수확 시 80 mg/kg 에서 33%의 생존율을 160 mg/kg 에서 67% 생존율을 보였다. 비소, 납, 카드뮴의 모든 처리구에서 고사하지 않고 생장을 유지한 한 갯버들은 3종의 중금속에 다내성(multi-tolerance)이 확인되었다.
3.1.2 식물 부위별 길이 성장 및 건중량 특성
납 토양처리구에서 지상부의 길이는 대조구에 비하여 낮았으며 지하부 길이는 납의 농도구배가 증가할수록 생장이 저하되는 양상을 보였고, 지상부의 건중량은 농도구배에 따라 증가하는 양상을 보였으나, 최고농도에선 감소하였다. 지하부의 건중량 또한 납의 농도구배가 증가할수록 증가하는 양상을 보였다. 이는 건중량의 R/S ratio에서도 확인할 수 있는데 농도 구배 증가에 따라 R/S ratio 또한 증가하는 양상을 보이며, 3200 mg/kg에선 대조구보다 높은 수치를 보였다(Fig. 2). 비소의 경우, 지상부와 지하부의 길이 및 건중량은 대체로 농도구배가 증가함에 따라 감소하였고, 특히 고농도의 비소 처리에 의해 생장에 저해를 받아 총건중량이 줄어드는 양상을 보였다. 카드뮴 처리구에서 지상부와 지하부 길이는 대부분의 농도에서 대조구에 비해 크게 저해된 것을 보여주었다. 또한, 카드뮴 농도구배가 증가함에 따라 20 mg/kg을 제외한 모든 농도구배에서 지상부와 지하부 모두 건중량이 감소하였으며, R/S ratio는 농도가 증가할수록 약간 증가하였으나 통계적으로 유의미한 결과는 아니었다.
3.1.3 건중량 상대생장율
Fig. 3은 무처리구 대비 납, 비소 및 카드뮴 처리구에서 건중량 상대생장율을 보여준다. 납처리구의 경우, 상대생장율이 40 mg/kg 농도구배를 제외한 모든 구배에서 대조구 보다 높은 성장률을 보였고, 비소는 농도 구배가 증가할수록 상대생장율이 감소하였고, 카드뮴은 저농도구배 20 mg/kg 처리구를 제외하고 대조구보다 낮은 생장율을 보였다.
3.2 갯버들의 광합성 반응 특성
납(Pb), 비소(As) 및 카드뮴(Cd)의 중금속 토양오염 처리 수준에 따른 재배 실험조건의 각 처리구 및 대조구에서 성장한 갯버들(S. gracilistyla) 어린 묘목 잎들의 광량자속밀도(PPFD)의 변화에 대한 순광합성 속도(net photosynthetic rate)의 광반응 곡선(light-response curve)을 나타내고 있다. 전체적으로 갯버들의 순광합성 속도는 암조건(0 μmol/m2/s)에서 출발하여 광량자속밀도(PPFD)가 점차 상승함에 따라 증가하였고 약 300 ~ 1000 μmol/m2/s의 사이에서 비교적 안정되었다(Fig. 4). 비중금속 토양오염 처리구인 대조구와 비교하여, 갯버들의 순광합성 속도는 각 중금속(Pb, As, Cd) 토양오염 처리구의 중금속 농도가 증가함에 따라 급격하게 감소하였다. 또한, 전체 중금속(Pb, As, Cd) 재배 실험의 처리구에서 가장 높은 농도 수준의 각 중금속 토양오염 조건 속에서는 광량자속밀도(PPFD)의 변화에 따른 순광합성의 반응이 거의 이루어지지 않았다. 특히, 비소(As)의 토양오염은 다른 중금속 처리 조건에서 보다 갯버들의 생리적 광합성 활성능력에 가장 높은 저해 영향을 끼쳤다. 이 결과들은 독성이 강한 고농도의 중금속 오염물질들이 식물의 뿌리의 성장을 억제하고 광합성 작용에 관련된 잎의 엽록소 형성과 결핍에 해로운 영향을 끼칠 수 있다는 사실을 주지시켰다(Ali et al. 2013, Cristaldi et al. 2017, Wang et al. 2017). 또한 갯버들 식물 종은 높은 수준의 납(Pb), 비소(As) 그리고 카드뮴(Cd)에 내성을 지니고 있으며, 비소(As)를 제외한 납(Pb)과 카드뮴(Cd)은 갯버들의 광합성 반응에 비교적 적은 영향을 미쳤다. 이러한 갯버들의 높은 과축적 능력과 생리적 활성은 오염된 토양으로부터 장기적으로 중금속을 제거하는데 매우 유용 할 것이다(Zhou and Qiu 2005).
Table 1은 납(Pb), 비소(As), 카드뮴(Cd)의 중금속 토양오염 처리 수준에 따른 재배 실험조건의 각 처리구 및 대조구에서 성장한 갯버들 어린 묘목 잎들의 광보상점, 광포화점 그리고 최대광합성속도 등의 광합성 인자들의 특성을 나타내고 있다. 갯버들의 광-광합성 반응 특성 인자들 가운데, 비중금속 토양오염처리구인 대조구에서 광보상점(light compensation point)은 약 8 μmol/m2/s이었고 납(Pb)의 중금속 토양오염 처리구를 제외한 카드뮴(Cd)의 경우 토양오염 농도가 증가함에 광보상점이 증가하는 경향을 보였다. 이는 카드뮴(Cd) 토양오염 처리구의 중금속 농도가 지속적으로 증가함에 따라서 약한 광도 조건하에서 광합성 작용을 통한 대기 중의 CO2 흡수 및 탄소동화율이 낮아지며 상대적으로 CO2를 대기 중으로 배출하는 유지호흡작용이 높아지는 결과를 반영하였다. 반면에 비소(As)의 모든 토양오염 처리구에서의 광보상점은 약 20-24 μmol/m2/s의 범위 내에서 대조구보다 약 2.5∼3배 매우 높게 나타났다. 갯버들의 최대광합성 속도(maximum assimilation rate)는 비중금속 토양오염처리구인 대조구에서 가장 높았고 납(Pb)와 카드뮴(Cd) 중금속 처리구에서는 토양오염농도가 증가함에 따라 급격하게 감소하였다. 그러나 비소(As) 처리구의 경우에는 전체적으로 낮은 값의 약 2.4-6.3 μmol CO2 m-2 s-1 사이에서 머물렀다. 이 결과는 납(Pb)과 카드뮴(Cd) 보다 비소(As)의 독성이 갯버들의 광합성 능력을 현저하게 낮추는 주요한 원인으로 제시되었다(Fig. 4, Table 1). 한편, 약한 광도 조건에서의 광합성 능력을 나타내는 순양자효율(apparent quantum efficiency)은 대조구에서 약 0.12 mol CO2 mol-1를 보였고 납(Pb)와 카드뮴(Cd) 처리구의 경우는 가장 높은 농도의 중금속 토양오염 조건 속에서 각각 가장 낮은 약 0.05와 0.02 mol CO2 mol-1의 값을 보였다. 그러나 비소(As) 처리구의 경우, 토양오염의 농도 처리에 따른 그 효과는 매우 불규칙적인 변화 양상을 나타내었다. 다양한 식물 종들의 중금속 내성 능력은 다르며, 중금속 오염 농도의 증가 수준에 따른 광합성 특성의 저하, 산화스트레스의 발생 증가, 기공의 폐쇄 및 엽록소 합성을 억제하며 광화학적 순양자효율을 감소시키는 결과로 이어진다(Zhou and Qiu 2005, Wang et al. 2017).
Table 1.
Estimated values of photosynthesis parameters for the S. gracilistyla saplings in the control and treatment (Pb, As and Cd) plots
3.3 갯버들의 중금속 농도 및 축적능 분석
3.3.1 납 처리구
갯버들 납의 농도 분석 결과는 Fig. 5와 같이 지상부 및 지하부에서 각각 1구배 400 mg/kg 처리구에서 19.7 mg/kg, 926.4 mg/kg, 800 mg/kg 처리구에서는 81.4 mg/kg, 3960.5 mg/kg, 1600 mg/kg 처리구에서는 144.9 mg/kg, 7870.1 mg/kg, 3200 mg/kg 처리구에서는 314.7 mg/kg, 14460.7 mg/kg 로 납 축적농도는 처리구의 농도가 증가할수록 증가하여 3200 mg/kg 처리구에서 최고치를 나타내는 양상을 보였다. TF (이동계수)는 모든 처리구에서 0.02이고 납의 R/S비는 46.0~54.3배로 지하부의 농도가 높아 대부분의 납 중금속이 지하부에 축적하는 것을 나타났다. 토양에서 식물체로의 생축적계수(BCF)는 0.05-0.10로 처리구별로 차이가 거의 없었다.
납 처리구에서 중금속 축적농도와 건중량을 토대로 식물체 내 납 축적량을 평가한 결과, 처리구의 농도가 증가할수록 지상부 및 지하부의 납 축적농도는 증가하였고 또한 건중량도 3구배인 1600 mg/kg 처리구에서 최고치 후 완만하게 감소하여 최고농도 처리구에서 가장 높은 축적량을 보였다. 납 처리 농도인 400 mg/kg 처리구에서 지상부와 지하부의 총 축적량은 각각 107.6 µg/plant, 2,169.9 µg/plant, 800 mg/kg 처리구에서 각각 513.4 µg/plant, 9504.0 µg/plant 를 축적하였다. 그리고 1600 mg/kg 처리구에서 1049.4 µg/plant, 24129.8 µg/plant, 3200 mg/kg 처리구에서 1906.9 µg/plant, 51754.7 µg/plant 로 최고치를 보였고 처리구별로 지하부가 지상부에 비해 각각 20.2배, 18.5배, 23.0배, 27.1배 높았다(Table 2). 건중량과 축적 농도의 곱으로 산정되는 개체당 총 축적량은 갯버들 한 개체당 최고 53.7 mg를 제거하였고 이는 참김의털(Festuca ovina var. coreana St. Yves)의 개체당 납 제거량 1.7 mg에 비하면(Yang 2022) 약 32배 이상 많은 제거량을 보였다. 이는 두 식물종의 축적농도가 비슷함에도 불구하고 갯버들의 성장속도가 빠르고 또한 높은 생체량에 기인한다고 판단된다.
3.3.2 비소 처리구
갯버들의 비소의 농도 분석 결과는 Fig. 5와 같이 지상부 및 지하부에서 각각 25 mg/kg 처리구에서 118.5 mg/kg, 666.7 mg/kg, 50 mg/kg 처리구에서는 100.5 mg/kg, 705.4 mg/kg, 100 mg/kg 처리구에서는 366.5 mg/kg, 1227.2 mg/kg, 200 mg/kg 처리구에서는 315.9 mg/kg, 1681.3 mg/kg 로 처리구의 농도가 증가할수록 축적농도는 대체로 증가하여 지하부는 100 mg/kg 처리구에서 지상부는 200 mg/kg 처리구에서는 최고치를 보였다. TF(이동계수)는 모든 처리구에서 0.14~0.30이고 비소의 R/S비는 3.3~7.0배로 지하부의 농도가 높았다. 1구배에서 4구배로의 생축적계수(BCF)은 1.58~4.74로 저농도 처리구에서 식물체로 많이 축적됨을 보여준다. 비소 처리구에서 식물체 내 비소 축적량을 분석한 결과, 처리구의 농도가 증가할수록 축적농도는 대부분 증가하였고 건중량은 감소하는 경향을 보여 3구배인 100 mg/kg 처리구에서 개체당 총 축적량이 3703.0 µg/plant로 최고치를 보였다. Bae and Kim (2024)에 의하면 개비름(Amaranthus blitum L.), 인동(Lonicera japonica Thunb.) 및 수크령(Pennisetum alopecuroides (L.) Spreng.)의 개체당 최고 제거량이 각각 94.8 ug, 33.8 ug 및 17.5 ug으로 갯버들이 약 39-312배 이상 많이 비소를 제거함을 보였다. 이것은 갯버들이 축적농도 및 건중량 모두에서 개비름, 인동 및 수크령에 비해 높은 수치를 보여 나타난 결과이다.
각 구배별 총축적량은 보면, 25 mg/kg 처리구에서 지상부와 지하부의 총 축적량은 각각 935.8 µg/plant, 1,626.3 µg/plant, 50 mg/kg 처리구에서 각각 689.3 µg/plant, 2147.6 µg/plant, 100 mg/kg 처리구에서 1280.5 µg/plant, 2422.5 µg/plant, 200 mg/kg 처리구에서 768.5 µg/plant, 1600.6 µg/plant를 축적하였으며 지하부가 지상부에 비해 각각 1.7배, 3.1배, 1.9배, 2.1배 높았다(Table 2).
3.3.3 카드뮴 처리구
카드뮴의 농도 분석 결과는 Fig. 5와 같이 지상부의 농도는 40-160 mg/kg 처리구에서 거의 비슷한 수치를 보인 반면, 지하부 농도는 처리구 농도가 증가함에 따라 증가하는 경향을 보였다. 지상부와 지하부의 농도는 각각 20 mg/kg 처리구에서 293.5 mg/kg, 532.0 mg/kg, 40 mg/kg 처리구에서는 514.2 mg/kg, 503.4 mg/kg, 80 mg/kg 처리구에서는 518.9 mg/kg, 1541.9 mg/kg, 160 mg/kg 처리구에서는 503.4 mg/kg, 1802.5 mg/kg로 지하부의 농도의 최고치를 보였다. 이런 결과는 고축적종(hyperaccumulator)에 대하여 최초로 니켈(Ni)을 비정상적으로 많이 흡수하는( >1000 mg/kg; d.w) 식물종에 적용되어 사용된(Jaffré et al. 1976) 이후, 다른 중금속 및 준금속에 적용되었는데, 통상 셀레늄(Se)과 카드뮴(Cd)은 >100 mg/kg, 구리(Cu), 코발트(Co), 크롬(Cr)은 >300 mg/kg, 니켈(Ni), 비소(As), 납(Pb)은 >1,000 mg/kg, 아연(Zn)은 >3,000 mg/kg, 망간(Mn)은 >10,00 mg/kg을 명목적인 최소 농도기준으로 한다는(Baker et al. 1994)에 기준에 의해 갯버들이 카드뮴에 있어 고축적종에 해당할 수 있다.
TF(이동계수)는 모든 처리구에서 0.28~0.55이고 카드뮴의 R/S비는 1.8~3.6배로 지하부의 농도가 높았다. 생축적계수(BCF)을 보면 20 mg/kg 처리구에서 14.7이고 160 mg/kg 처리구에서 3.2으로 저농도 처리구에서는 식물체로 많이 축적됨을 보여주었고, BCF 1이하인 납 및 비소와 달리 카드뮴은 3.2-14.7로 토양으로부터 최고 15배 이상 축적하는 경향을 보였다.
카드뮴 처리구에서 식물체 내 카드뮴 축적량을 분석한 결과, 처리구의 농도가 증가할수록 축적농도는 대부분 증가하였고 건중량은 1구배에서 대조구에 비해 119%로 증가하다 63% 감소하다 증가하는 경향을 보여 4구배 처리구에서 92%로 개체당 총 축적량이 6753.8 µg/plant로 최고치를 보였다. 각 구배별 총축적량은 보면, 20 mg/kg 처리구에서 지상부와 지하부의 총 축적량은 각각 1969.3 µg/plant, 1558.1㎍/plant, 40 mg/kg 처리구에서 각각 1410.1 µg/plant, 1297.8 µg/plant, 80 mg/kg 처리구에서 2034.7 ㎍/plant, 2422.3 µg/plant, 160 mg/kg 처리구에서 2561.7 µg/plant, 4192.1 µg/plant를 축적하였으며 지하부가 지상부에 비해 각각 0.8배, 0.9배, 1.2배, 1.6배 높았다(Table 2). 갯버들 한 개체당 최고 6753.8 ug를 제거하였고 이는 참김의털(Festuca ovina var. coreana St. Yves)의 개체당 카드뮴 제거량 44.3 ug에 비하면(Yang 2022) 약 1211배 이상 많은 제거량을 보였다. 이는 갯버들의 건중량에서는 지상부 62배, 지하부 22배 정도 높았고 축적농도에서도 지상부 5배, 지하부 2배 정도 높은 수치의 결과이다.
결론적으로 오염현장에 적용하기 위한 식물재배정화(phytoremediation)중 식물추출(phytoextraction)을 위한 식물종의 조건을 Ali et al. (2013)은 10가지를 제시했는데 납, 비소 및 카드뮴 처리구에서는 1)높은 성장속도, 2) 더 많은 지상부 생체량 생산, 3) 중금속 독성에 대한 내성, 4) 쉬운 재배와 수확 등의 공통된 결과를 보이면서 카드뮴의 경우 토양에서 식물로의 더 많은 축적(BCF)의 조건을 가지면서 다른 두 중금속 비해 조금 더 식물추출에 효과적일 것이라 판단된다.
Table 2.
Bioaccumulation factor and translocation factors and accumulation amounts of lead, arsenic and cadmium in S. gracilistyla according to heavy metal treatment
4. 결 론
납, 비소 및 카드뮴으로 오염된 토양을 제조하여 온실에서 16주 동안 자생식물인 갯버들에 대한 중금속의 내성과 축적을 조사하기 위해 화분 실험을 수행하여 식물복원에 사용할 수 있는 잠재력도 평가하였다. 토양에 400, 800, 1600, 3200 mg/kg 납, 25, 50, 100, 200 mg/kg 비소, 20, 40, 80, 160 mg/kg 카드뮴을 첨가하여 실험에 사용하였다.
실험 결과 갯버들(Salix gracilistyla)은 납, 비소, 카드뮴의 모든 처리구에서 생존하여 중금속에 대한 내성을 보였고 식물체의 중금속 농도는 토양의 납, 비소 및 카드뮴 농도가 증가함에 따라 증가하였다. 식물 개체당 납, 비소 및 카드뮴 총 축적량은 토양 납, 비소 및 카드뮴 농도가 증가함에 따라 증가하여 총 축적량은 각각 3200 mg/kg Pb, 100 mg/kg As 및 160 mg/kg Cd 처리구에서 53661.6, 3703.0 및 6753.8 µg/plant이었다. 따라서 갯버들은 납, 비소 및 카드뮴에서 모두 생존하여 3개 중금속에 대한 다내성(multi-tolerance)을 가지고 있으며 특히 납 오염토양에 대한 식물추출(phytoextraction)은 3200 mg/kg 고농도 납오염지까지 적용할 수 있는 식물종으로 검증되었다.
