1.서 론

매립지에서는 발생하는 매립가스(landfill gas, LFG) 는 유기성 폐기물이 분해되어 생성되는 가스로, 생활폐 기물(도시폐기물) 1톤당 135~375 m³의 LFG가 발생하 는 것으로 추정되고 있다(Humer and Lechner 1999; Murphy and McCarthy, 2005; Aye and Widjaya, 2006; Nikiema et al., 2007; Cho and Ryu, 2009). LFG의 배 출량과 성분은 매립된 폐기물의 조성과 입자크기 뿐 아니라, 매립층의 높이, 매립지의 내·외부 온도, 수분 함량, pH, 밀도 등에 영향을 받는다(Brosseau and Heitz, 1994; Reinhart and Al-Yousfi, 1996; Kettunen and Rintala, 1997; Kumar et al., 2004; Cho and Ryu, 2009). 일반적으로 폐기물 매립 3개월 이후부터 LFG 가 발생되기 시작하여, 20~50년 동안 폐기물 1톤당 연 간 0~11 m³이 배출되고(Kumar et al., 2004), 30~50년 이후에는 거의 배출되지 않는 것으로 알려져 있다 (Nikiema et al., 2007).

LFG는 미생물에 의해 유기성 폐기물이 호기 혹은 혐기 조건에서 생분해되어 생성된 가스이므로, 주요 성 분은 메탄(30~70%)과 이산화탄소(20~50%)이다. 또한, 매립지 악취의 원인이 되는 황화수소(0~0.2%), 메틸메 르캅탄(0~0.2%), 다이메틸설파이드(0~0.2%) 및 암모니 아(0.1~1%) 등과 같은 악취 가스 뿐 아니라, 헥산, 톨 루엔 및 자일렌 등과 같은 악취성 휘발성 유기화합물 (VOC)도LFG에 미량 포함되어 있다(Nikiema et al., 2007; Gebert et al., 2008).

매립지 악취에 대한 기여도가 가장 높은 가스 중 하 나인 황화수소의 배출량은 0.3~633.5 mg·m⁻²·h⁻¹ 정 도로 추정되고 있다(Parker et al, 2002; Muezzinoglu, 2003). Fang et al. (2012)은 중국 상하이에 위치한 매 립지에서 LFG를 채취하여 분석한 결과, 암모니아 (70,000 ppb), 황화수소(109 ppb), 메틸메르캅탄(79.2 ppb) 및 아세트산(2,250 ppb) 등이 주요 악취 유발 물 질이라고 보고하였다. 또한, Heaney et al. (2011)은 미 국 North Carolina의 Orange county에 위치한 매립지 에서 대표적인 악취 지표물질로써 황화수소가 0-2.30 ppb 농도로 대기 중에서 검출되었다고 보고하였다.

우리나라의 공공 매립시설은 222개소로, 연간 총 폐 기물 매립량은 8,116,562 톤으로 조사되었다(ME, 2013). 매립시설은 인근 지역 주민로부터 악취 민원이 지속적으로 발생하고 있으므로 각별히 악취관리를 해 야 할 환경기초시설이다. Jeon et al. (2014)는 전국에 분포한 매립지 중 매립규모(수도권, 광역도시, 소도시), 입지위치(내륙지역, 해안지역) 및 식생대 특성을 고려 하여 9개 매립지를 선정하여, 매립 복토층, 매립단면 배제공 및 침출수 처리 시설을 대상으로 악취 배출현 황을 조사하였다. 그 결과, 매립 복토층과 배제공에서 배출되는 복합악취는 공기희석배수로 각각 100~1,000 와 100~30,000배로 매립시설에 따라 편차가 매우 심했 다(Jeon et al., 2014). 매립지 침출수 처리시설의 복합 악취 배출농도는 공기희석배수로 10~10,000배로, 침출 수 처리시설이 매립지의 주요 악취 배출원이었다(Jeon et al., 2014). 악취 기여도 높은 화합물은 매립시설에 따라 다소 차이가 있으나, 공통적으로 황화수소는 가장 악취 기여도가 높은 화합물이었다(Jeon et al., 2014).

LFG의 주성분인 메탄은 이산화탄소 다음으로 지구 온난화에 대한 기여율이 높은 비이산화탄소계 온실가 스이다(Cho and Ryu, 2009). LFG로부터 메탄을 회수 하여 에너지로 자원화하고, 탄소세 부과 및 탄소배출권 거래 등과 같은 국내외 기후변화 관련 대응책 마련과 정책을 수립하기 위해서는 매립지의 메탄 배출현황에 대한 정보가 필요하다(Cho and Ryu, 2009; Park, 2012). 전지구적으로 매립지의 메탄 발생량은 연간 35~73 Tg (tera gram)으로 추정되고 있다(Houghton et al., 2001; Cho and Ryu, 2009). 또한, 매립지의 메탄 발생 flux 는 0.0002~4,000 g CH₄ m⁻² d⁻¹로 추정된다 (Bogner et al., 1997; Im et al., 2009). 우리나라 매립 지로부터 배출되는 메탄발생량은 약 10,304 Gg-CO₂- eq로 추정된다(Kim et al., 2012).

매립지는 대표적인 악취 배출원이자 온실가스(메탄) 배출원으로, 악취와 온실가스의 통합관리가 필요하다 (Cho and Ryu, 2009; Park, 2012). 이를 위해서는 매립 지로부터 악취 및 메탄의 발생현황에 대한 많은 정보 의 축적이 필요하다. 특히, 특정 매립지를 대상으로 악 취 및 메탄의 발생 농도 및 flux를 장기간에 걸쳐 모니 터링하여 계절적 변화에 따라 악취 및 메탄 발생현황 을 파악할 필요가 있다. 이러한 악취 및 메탄 배출 자 료는 매립지로부터 악취 및 메탄의 발생량 예측, 관리 전략 및 정책을 수립하는데 유용하게 활용 가능할 것 이다. 또한, 매립지의 악취 및 메탄 저감 기술을 도입 함에 있어 이러한 정보는 중요한 설계인자이다.

본 연구에서는 현재 운영되고 있는 중소규모의 생활 폐기물 매립지의 복토층에서 배출되는 악취 및 메탄의 배출량과 발생특성을 17개월 동안 모니터링하여, 악취 와 메탄의 계절적인 배출특성을 분석하였다.

2.재료 및 방법

2.1.조사 대상 매립지

조사 대상 매립지는 K시 위생처리사업장에 위치하 고 있는 생활쓰레기 매립지로, 총매립지 면적 133,100 m², 총매립 용량 3,145,291 m³, 기매립량 792,864 m³, 잔여매립 가능량 2,352,427 m³이다. 매립시설에 반입되 는 폐기물은 생활폐기물이 78%, 기타 22%로 연간 매 립량은 172,425 톤/년이다(현재 10단 매립 중). 9단계 매립이 종료된(2014년~2015년 동안 매립이 진행됨) 중 간복토층의 3 지점에서 악취와 메탄 배출농도 및 악취 flux를 측정하였다. 측정장소 1은 2016년 2월부터 11월 까지 9회, 측정장소 2와 3은 2016년 12월부터 2017년 7월까지 각 7회씩 측정하였다(총 23회 측정). 메탄 flux 는 9단계 매립이 종료된 복토층의 15 지점에서 2017년 5월부터 7월까지 2달 동안 측정하였다.

2.2.가스 시료 채취 및 농도 분석법

악취물질 시료채취 및 분석은 환경부 악취 공정시험 방법에 따라 수행하였으며(ME, 2005), 각 항목별 분석 방법은 다음과 같다(Jeon et al., 2014).

복합악취와 황화합물의 채취는 진공형 간접채취 (lung sampling) 방법으로 고순도 질소(99.999%)로 3회 이상 세척한 5 L tedlar bag (Tokyo Co., Japan)를 이용 하여 1 L/min의 속도로 5~10분간 시료를 채취하였다. 복합악취 분석을 위해, 무취공기제조장치를 이용하여 조제된 무취공기에 원취시료를 단계적으로 주입하여 희석시료를 제조한 후 악취공정시험법의 공기희석관능 법으로 공기희석배수를 산정하였다. 황화합물 분석을 위해, GC/FPD (17A, Shimadzu, Japan; Column CP-SIL 5 CB, Agilent, USA)에 펠티어 트랩을 사용한 전자식 저온농축장치(SPIS-TD 3000, Shimadzu, Japan)를 부 착하여 시료를 분석하였다. 저온농축시 수분 제거를 위 해 시료 유입구에 전자식 수분제어장치(Model-100, Donam instrument, Korea)를 설치하여 수분을 약 95% 이상 제거한 후 시료를 분석하였다.

암모니아 분석을 위해, 2개의 임핀저에 0.5% 붕산용 액 50 mL를 나누어 담고 직렬로 연결 한 후, 유입부에 먼지 제거용 필터를 설치하여 10 L/min 유량으로 5분 동안 50 L의 시료를 채취하였다. 암모니아 분석은 인도 페놀법으로 발색시킨 후, UV (160A, Shimadzu, Japan) 를 이용하여 640 nm 파장에서 흡광도를 측정하였다.

트라이메틸아민(TMA) 분석을 위해 시료를 10 L/ min으로 5분간 총 50 L를 채취하여 SPME (Solid phase microextraction, 65 μm, Supelco, USA)으로 농 축시킨 후, GC/NPD (2010Plus, Shimadzu, Japan; Column Stabilwax-DB, Restec, USA)를 사용하여 분석하 였다.

알데하이드류 분석을 위해 시료를 DNPH cartridge (2,4-dinitrophenylhydrazine, S10, Supelco, USA)를 이 용하여 personal air sampler (Gilian, USA)로 2 L/min 으로 10분간 총 20 L를 채취하였다. 시료 채취 시 오존 의 영향을 제거하기 위하여 2,4-DNPH cartridge 전단 부에 KI가 채워져 있는 오존 스크러버(Waters, USA) 를 설치하여 채취하였다. 알데하이드류 분석은 UV 검 출기를 장착한 HPLC (Acme, Younglin, Korea)를 이 용하여 360 nm에서 분석하였다.

악취성 휘발성유기화합물(VOCs, 톨루엔, 자일렌, 메 틸에틸케톤, 메틸아이소뷰티르케톤, 뷰티르아세테이트, 스타이렌, i-뷰티르알코올 등) 분석을 위한 시료는 황화 합물 분석용 시료채취와 동일한 방법으로 채취하였다. VOCs 분석을 위해 Tenax-TA (Supelco, USA) 흡착튜 브를 이용하여 personal air sampler로 100 mL/min으로 10분간 시료를 흡착시켰다. VOCs 농도는 GC/MSD (HP6890/5973N; Column DB-1, Agilent USA)를 이용 하여 분석하였다. 운반기체의 유량은 1.2 mL/min이고, 오븐 온도는 40°C에서 5분간 유지하였다가, 70°C, 150°C, 200°C 및 220°C까지 상승시켰으며 매 온도마 다 5분간 등온조건을 유지하였다.

유기산(프로피온산, n-뷰티르산, n-발레르산, i-발레 르산 등) 분석을 위해, 직경 47 mm (구멍크기 0.3 μm) 의 유리 재질 필터에 0.5 N 수산화칼륨용액을 1 mL 가 하여 함침시킨 뒤, 필터를 제습기능을 갖춘 데시케이터 에서 5시간 이상, 진공오븐에서 80°C로 2시간 이상 건 조시켰다. 건조시킨 필터를 필터홀더에 장착한 상태에 서 1 L/min으로 5 분 이내에 시료를 채취한 후, 페트리 디쉬에 담아 밀봉하여 보관하였다. 시료를 채취한 필터 의 1/4 조각을 20 ml 증류수에 넣고 추출한 다음, 추출 액 5 mL를 15 mL vial에 넣고 NaCl 4.6 g과 H₂SO₄ 1mL를 첨가하고 잘 밀봉한 후, 600 rpm으로 10분간 교반하였다. 이 vial을 headspace auto-sampler incubator와 sampling line에서 80°C에서 10분간 노출시키고, transfer line의 온도는 150°C로 유지하였다. 가스샘플 은 headspace sampler를 거쳐 가열된 DB-FFZP column (30m × 0.53mm × 0.5 μm)이 장착된 GC/FID (17A, Shimadzu, Japan)에 주입시켰다. GC 유입구와 검출기 온 도는 모두 200°C이고, 컬럼 온도는 50°C에서 4분간 유 지, 100°C에서 5분 유지하였다가 200°C까지 상승시켜 5분간 유지하였는데, 컬럼 온도는 1분당 5°C씩 상승시 켰다.

메탄분석은 휴대용 측정기기(Biogas check analyzer, UK)를 이용하여 현장에서 2~3회 반복 측정하였고, 정 밀 분석을 위해 tedlar bag에 가스를 채취 후 GC/FID (17A, Shimadzu, Japan; Column MS-5A, Agilent USA) 를 이용하여 분석하였다. 메탄 분석을 위한 GC 조건은 유입구, 오븐 및 검출기 온도가 각각 250°C, 250°C, 60°C이고, 컬럼 온도는 40°C에서 2분간 유지한 뒤 80°C에서 10분 유지하였다가 200°C까지 상승시켜 5분 간 유지하였는데, 컬럼 온도는 1분당 5°C씩 상승시켰 다. 헬륨을 운반기체로 사용하였고 유량은 40 mL/min 로 설정하였다.

악취는 발생하는 여러 물질들이 복합적으로 작용하 여 나타나고 각 악취물질의 최소감지농도가 다르기 때 문에 측정된 개별농도만으로는 물질간의 악취 영향정 도를 비교하기에는 한계점이 있다. 따라서 각 물질의 악취기여도는 총악취농도지수(개별 악취물질의 악취농 도지수의 합, SOQ (Sum of Odor Quotient))으로 환산 하여 평가하였다. 개별 악취물질의 악취농도지수(OQ, Odor Quotient)는 개별 악취물질 검출농도를 각 악취물 질의 최소감지농도로 나눈 값으로 계산하였다(Kim and Park, 2008; Jeon et al., 2014). 최소감지농도는 환 경부에서 제시한 자료를 이용하였다(ME, 2005)

2.3.배출량 산정을 위한 시료채취 및 산정방법

본 연구에서는 면오염원의 악취배출량 산정에 많이 이용되고 있는 열린챔버(Dynamic Flux Chamber 이하 DFC) 방법을 적용하였다(Klenbusch, 1986; Jeon et al., 2014). Flux 측정을 위한 챔버의 크기는 내경 40 cm, 높이 33 cm이며, 몸통은 원통형, 상부는 반구형이고, 챔버 내벽은 테프론(Polytetrafluoroethylene)으로 표면 처리를 하였다. Flux 산출을 위해 유입되는 질소가스의 유량은 6 L/min이었고, 메탄과 악취물질의 농도분석을 위한 가스 시료는 질소 가스 주입 30분 이후부터 5 L/ min로 채취하였다. 악취와 메탄 flux는 아래식을 이용 하여 계산하였다(Jeon et al., 2014).

E i = C i ⋅ R A c ⋅ 273 T + 273 ⋅ A E

여기에서,

3.결과 및 고찰

3.1.대상 매립지의 악취 배출 농도

측정장소 1~3에서 악취 농도를 봄(3월~5월), 여름(6 월~8월), 가을(9월~11월) 및 겨울(12월~2월)의 4계절 로 구분하여 악취 농도를 정리한 결과를 Table 1와 Table 2에 나타내었다. 봄철(Table 1) 동안 복합악취는 공기희석배수로 5,663 ± 4,033배 이었으며, 암모니아는 434.48 ± 260.41 ppb이었고, 황화수소와 메틸메르캅탄 농 도가 각각 4,198.58 ± 4,225.73 ppb와 577.03 ± 1,320.22 ppb로 다른 악취 화합물에 비해 상대적으로 농도가 높 았다. 알데하이드류 중에서는 아세톤과 2-부타논의 농 도가 각각 841.04 ± 1,361.41 ppb와 659.92 ± 1,000.02 ppb이었다. 악취성 VOC 중에서는 톨루엔과 자일렌 농 도는 각각 1,396.42 ± 2,460.06 ppb와 830.95 ± 1,115.02 ppb로 높았다.

여름동안 암모니아를 제외한 전반적인 악취 농도가 봄철에 비하여 낮은 농도로 검출되었다(Table 1). 복합 악취는 공기희석배수로 1,698 ± 3,676배 이었으며, 암 모니아는 1,060.32 ± 927.44 ppb이었다. 황화계 악취물 질 중 황화수소의 농도는 171.71 ± 222.39 ppb이었다. 알데하이드류 중에서는 아세트알데하이드과 아세톤의 농도가 각각 11.93 ± 13.38 ppb와 29.95 ± 50.13 ppb이 었다. 악취성 VOC 중에서는 톨루엔과 자일렌의 농도 가 각각 204.45 ± 488.29 ppb와 219.67 ± 437.39 ppb이 었다.

가을철(Table 2)에는 황화수소 농도가 3,870.97 ± 5,471.64 ppb로 높았고, 복합악취는 공기희석배수로 1,761 ± 451배 이었다. 질소계 악취물질 중 암모니아 농도는 160.16 ± 43.29 ppb이었고, 알데하이드류 중에 서는 아세톤과 2-부타논의 농도가 각각 101.55 ± 90.79 ppb와 148.93 ± 186.26 ppb이었다. 악취성 VOC 중에서 는 톨루엔, 자일렌 및 메틸에틸케톤이 각각 501.55 ± 575.75 ppb, 395.85 ± 276.30 ppb와 605.02 ± 835.44 ppb 농도로 검출되었다.

겨울철에 거의 모든 악취 농도가 높은 수치를 나타 내었다(Table 2). 복합악취는 공기희석배수로 6,056 ± 8,372배 이었으며, 암모니아 농도는 1,897.20 ± 1,865.10 ppb, 황화수소와 메틸메르캅탄 농도가 각각 10,028.99 ± 22,344.23 ppb와 1,114.81 ± 1,606.75 ppb로 매우 높았 다. 다이메틸설파이드와 다이메틸다이설파이드 농도는 각각 630.04 ± 771.98 ppb와 384.54 ± 322.21 ppb이었 다. 알데하이드류 중에서는 아세톤과 2-부타논의 농도 가 각각 944.35 ± 1,391.91 ppb 및 416.66 ± 430.87 ppb이 었다. 악취성 VOC 중에서는 톨루엔과 자일렌 및 메틸 에틸케톤이 각각 744.79 ± 755.12 ppb, 571.29 ± 451.73 ppb 및 622.24 ± 1,071.23 ppb이었다.

생활쓰레기 매립이 진행중인 매립지에서 17개월 동 안 복토층에서 배출되는 악취 농도를 분석한 결과 (Table 3), 복합악취는 공기희석배수로 7~20,800배로 변이가 컸고, 중간값과 평균값은 각각 2,080배와 4,203 배이었다. 이러한 결과는 Jeon et al. (2014)이 국내 9 개의 매립지에서 측정한 복토층과 배제공의 복합악취 강도가 각각 100~1,000와 100~30,000배로 변이가 매 우 큰 결과와 유사하다. 일반적으로 매립지 복합악취 강도는폐기물의 조성과 입자크기, 매립층의 높이, 매립 지의 내외부 온도, 수분함량, pH 및 밀도 등 다양한 인 자의 영향을 받는 것으로 알려져 있다(Brosseau and Heitz, 1994; Reinhart and Al-Yousfi, 1996; Kettunen and Rintala, 1997; Kumar et al., 2004; Cho and Ryu, 2009). 본 연구에서는 동일한 측정지점에서 계절 변화 에 따라 복합악취 강도를 측정하였다. 측정장소 1, 2, 3 에서 시간에 따라 복합악취는 공기희석배수로 각각 300~20,801배, 7~10,000배, 및 30~10,000배로 변이가 매우 큼을 알 수 있었다.

조사 대상 매립지에서 17개월 동안 측정한 질소계 악취화합물 중 암모니아 농도는 129.55~4,985.48 ppb (중간값과 평균값은 각각 495.10와 919.08 ppb)이었으 나, 트라이메틸아민 농도는 0~4.91 ppb로 암모니아에 비해 농도가 매우 낮았다(Table 3). 본 조사 대상 매립 지와 총매립지 면적이 유사한 국내 매립지에서 측정한 암모니아 농도는 227~7,169 ppb이었다(Son et al., 2007). 국내 9개 매립지에서 측정한 암모니아와 트라이 메틸아민 농도 범위는 각각 5.0~55,178.4 ppb와 0~330 ppb로, 본 연구 결과와 동일하게 암모니아 농도가 트라 이메틸아민 농도보다 휠씬 높았다(Jeon et al., 2014).

조사 대상 매립지 복토층으로부터 배출된 황화계 악 취화합물은 4종(황화수소, 메틸메르캅탄, 다이메틸설파 이드 및 다이메틸다이설파이드) 모두 높은 농도이었다 (Table 3). 본 연구에서 측정한 황화수소 농도 수준 (1.55~49,999.52 ppb)은, 본 조사 대상 매립지와 총매립 면적이 유사한 국내 매립지에서 측정한 황화수소 농도 (0~54,005 ppb)와 거의 유사하였다(Son et al., 2007). 17개월 동안 측정한 황화수소, 메틸메르캅탄, 다이메틸 설파이드 및 다이메틸다이설파이드의 평균값은 각각 4,212.00 ppb, 502.09 ppb, 248.94 ppb 및 172.28 ppb로, 황화수소 농도가 가장 높았다. 국내 매립지에서 측정한 황화계 악취화합물 중 황화수소의 농도가 가장 높고, 그 다음 메틸메르캅탄이 높은 경향은 보이는데(Son et al, 2007; Jeon et al., 2014), 본 연구에서도 동일한 경 향을 보였다.

본 연구에서 측정한 알데하이드계 화합물 중(Table 3), 악취방지법에 의해 규제 대상인 알데하이드 화합물 은 아세트알데하이드, 프로피온알데하이드, 뷰틸알데 하이드, i-발레르알데하이드 및 n-발레르알데하이드이 다(ME, 2005). 이 중에서 아세트알데하이드가 매립 복 토층에서 가장 높은 농도로 배출되었고(1.06~965.32 ppb, 중간값 8.54 ppb, 평균값 88.37 ppb), 뷰틸알데하 이드(0~250.33 ppb, 중간값 0.65 ppb, 평균값 23.58 ppb) 와 프로피온알데하이드(0~242.71 ppb, 중간값 0.42 ppb, 평균값 21.05 ppb)가 그 다음으로 많이 배출되는 경향을 보였다. 국내 타 매립지에서도 알데하이드 화합 물 중에서 아세트알데하이드가 가장 고농도로 배출되 고 그 다음 뷰틸알데하이드와 프로피온알데히이드 순 으로, 본 연구 결과와 동일한 경향을 보였다(Jeon et al., 2014).

본 연구 대상 매립지 복토층에서 배출되는 악취성 VOCs 중 스타이렌 농도는 4.52~447.89 ppb로(Table 3), 본 대상지와 규모가 유사한 국내 매립지에서 배출 되는 스타이렌 농도(0.29~428 ppb)와 거의 유사한 수 준이었다(Son et al., 2007). 톨루엔은 측정 대상 악취 성 VOCs 중에서 가장 농도가 높았는데, 17개월 동안 측정한 톨루엔 농도 범위는 8.92~5,738.18 ppb로 변이 가 매우 컸다(중간값 142.58 ppb, 평균값 814.17 ppb). 그런데, 국내 매립지에서 측정한 톨루엔 농도 범위도 2.71에서 11,464 ppb로(Son et al., 2007), 본 연구와 유 사하게 톨루엔 배출 농도의 편차가 매우 큼을 알 수 있 다. 톨루엔 함께 방향족 화합물인 자일렌의 복토층 배 출 농도는 10.59~3,089.72 ppb 범위이었다. 메틸에틸케 톤과 메틸아이소뷰틸케톤의 복토층 배출 농도는 각각 0~3,085.96 ppb와 0~931.27 ppb 범위이었으나, 평균값 은 각각 323.90 ppb 및 83.63 ppb로 최소감지농도 이하 이었다.

본 연구에서 측정한 유기산화합물 중에서(Table 3), 악취방지법에 의해 규제대상인 유기산화합물은 프로피 온산, n-뷰틸산, i-발레르산 및 n-발레르산이다. 17개월 동안 측정한 이들 유기산화합물의 농도를 평균값 기준 으로 비교해보면, n-뷰틸산의 농도가 가장 높았고, n- 발레르산과 i-발레르산의 농도가 거의 유사한 수준이었 고, 프로피온산의 농도가 상대적으로 낮았다.

3.2.총악취농도지수에 대한 악취물질의 기여도 평가

조사 대상 매립지 중간복토층에서 배출되는 주요 악 취원인물질을 파악하기 위해, 17개월 동안 측정한 각 악취화합물의 중간값과 평균값 자료를 이용하여 OQ를 계산하였다. 계절별로 측정한 각 악취물질의 중간값을 기준으로 계산한 SOQ에 대한 각 악취물질의 상대적인 기여율을 Fig. 1a에 도시하였다. 봄부터 가을까지는 황 화수소의 SOQ 기여율이 50.9~79.5%로 가장 높았고, 그 다음 메틸메르캅탄의 기여율(12.8~27.0%)이 높았다. 그러나, 겨울에는 다이메틸설파이드의 SOQ 기여율이 55.9%로 가장 높았고, 그 다음으로 메틸메르캅탄의 기 여율(20.2%)이 높았다. 4계절을 종합하여 분석한 결과, 황화수소의 기여율이 50.7%로 가장 높았고, 그 다음으 로 메틸메르캅탄과 다이메틸설파이드의 기여율이 각각 19.2%와 17.5%이었다.

각 악취물질의 평균값을 기준으로 SOQ를 계산하여 각 악취물질의 상대 기여율을 분석한 결과(Fig. 4b), 봄 철에는 황화수소와 메틸메르캅탄의 기여율이 각각 47.6%와 32.7%로 높았으나, 여름철에는 메틸메르캅탄 과 다이메틸설파이드의 기여율이 각각 32.5%와 30.3% 이었고, 그 다음으로는 황화수소의 기여율이 15.5% 이 었다. 가을철에는 황화수소의 기여율이 71.3%로 매우 높았고, 겨울철에는 황화수소의 기여율이 49.9%로 가 장 높았고 메틸메르캅탄과 다이메틸설파이드의 기여율 이 각각 26.4%와 16.8% 이었다. 각 악취물질의 평균 농도값을 기준으로 4계절의 SOQ을 종합 분석한 결과, 매립지 악취강도에 대한 황화수소의 기여율이 46.1% 로 가장 높았고 그 다음으로 메틸메르캅탄과 다이메틸 설파이드의 기여율이 각각 26.4%와 16.8%이었다. 국 내 매립지 9곳을 대상으로 각 악취물질의 SOQ에 대한 기여율을 평가한 조사에서도 공통적으로 기여율이 높 은 악취물질은 황화수소이었다(Jeon et al., 2014). 또한, 해외의 매립지에서도 주요 악취물질은 황화수소로 보 고되고 있다(Parker et al, 2002; Muezzinoglu, 2003; Heaney et al., 2011; Fang et al., 2012).

본 매립지 악취 강도에 대해 기여율이 높은 악취물 질은 황화계 화합물이지만, 이 외에 암모니아, 아세트 알데하이드, i-발레르알데하이드, n-뷰틸산, i-발레르산 및 n-발레르산이 주요 악취물질이었다(Fig. 1). 국내 타 매립지의 경우에서 황화계 악취물질 이외에, 뷰틸알데 하이드, i-발레르알데하이드, 트라이메틸아민 등이 주 요 악취물질로 보고되고 있다(Jeon et al., 2014). 중국 상하이의 매립지의 경우, 주요 악취물질은 암모니아, 황화수소, 메틸메르캅탄 및 아세트산 등이었다(Fang et al., 2012).

3.3.대상 매립지의 악취 flux

측정장소 1, 측정장소 2와 측정장소 3에서 측정한 악취 flux를 4계절로 구분하여 정리한 결과를 Fig. 2와 Fig. 3에 정리하였다. 여름철과 가을철에 비해 봄철과 겨울철의 복합악취 flux가 높았고, 특히, 봄철에는 0.2~70.4 OU·m⁻²·min⁻¹ 범위로 flux 값의 변이가 크 게 나타났다(Fig. 2a). 외부 기온이 낮은 겨울철에도 매 립지 폐기물층 내부온도는 폐기물이 분해되면서 발생 하는 분해열에 의해 높은 온도가 유지될 수 있다. 따라 서, 겨울철에도 폐기물층 내부에서 폐기물의 분해에 의 해 발생되는 악취 flux는 여름에 비해 크게 감소하지 않으나, 지표면에 노출되어 있는 토양 복토층은 낮은 기온의 영향으로 온도가 낮아지고, 이로 인해 토양 미 생물의 활성이 낮아져 악취 분해능이 떨어진다. 이러한 이유로 여름과 가을철에 비해 겨울과 봄철의 악취 flux 가 높은 것으로 예측되나, 향후 이에 대한 자세한 연구 가 필요하다. 측정을 수행한 17개월 동안 복합악취 flux는 0.17~70.36 OU·m⁻²·min⁻¹ (중간값 0.47, 평균 값 5.40)이었다. Jeon et al. (2014)이 국내 9곳의 매립 지 복토층과 배제공에서 측정한 복합악취 flux는 0.0039~0.6981OU·m⁻²·s⁻¹ (0.23~41.89OU·m⁻²·min⁻¹) 로, 본 연구에서 측정한 복합악취 flux 값도 이 범위 수 준에 있음을 알 수 있다.

암모니아 flux는 봄철부터 가을철까지는 3~18.9 μg· m⁻²·min⁻¹ 범위 이었으나, 겨울철에는 7.9~137.2 μg· m⁻²·min⁻¹ 범위로 변이가 클 뿐 아니라 배출량도 상대 적으로 컸다(Fig. 2b). 황화수소 flux는 0~114.70 μg· m⁻²·min⁻¹ (중간값 0.13, 평균값 5.91) 이었고(Fig. 2d), 메틸메르캅탄, 다이메틸설파이드 및 다이메틸다이설파 이드의 중간 flux 값과 평균flux 값(평균값은 괄호안의 숫자임)은 각각 0.10(1.29), 0.06(1.01) 및 0.23(1.17) μg·m⁻²·min⁻¹이었다(Fig. 2e~2g). Muezzinoglu (2003) 는 매립지에서 황화수소 flux는 0.3~633.5mg·m⁻²·h⁻¹ (5~10,558 μg·m⁻²·min⁻¹)로 추정하였는데, 본 조사 대 상 매립지에서 황화수소 flux는 이보다 작은 값임을 알 수 있다. 아세트알데하이드 flux는 봄부터 겨울까지 4 계절 동안 0~0.68 μg·m⁻²·min⁻¹ (중간값 0.16, 평균값 0.22)이었고, i-발레르알데하이드 flux는 0~0.15 μg·m⁻²· min⁻¹ (중간값 0.00, 평균값 0.01) 이었다(Fig. 2h & 2k). 스타일렌, 톨루엔, 자일렌의 flux는 봄철이 다른 계절에 비해 높았고(Fig. 3a~3c), 케톤계 악취 flux는 가을철에 높았다(Fig. 3d, 3e). n-뷰틸산, i-발레르산, n-발레르산 의 flux는 각각 0~6.61, 0~10.19 및 0~22.78 μg·m⁻²· min⁻¹이었다(Fig. 3i~3k).

3.4.대상 매립지의 메탄 배출 농도 및 flux

조사 대상 매립지 중간복토층에서 배출되는 메탄의 농도 측정 결과를 계절별로 정리하여 Fig. 4에 제시하 였다. 봄철 메탄 농도는 1~62.51%(중간값 32.97, 평균 값 21.08)로 4계절 중에서 가장 높은 농도를 보였다. 여름철과 가을철의 메탄 농도는 각각 0.20~44.20% 및 2.20~42.50%로 유사한 범위를 보였고, 평균 메탄 농도 도 각각 17.85%와 12.53%로 유사한 수준이었다. 겨울 철의 메탄 농도는 0.1~11.70%(중간값 2.30, 평균값 3.67)로 다른 계절에 비해 메탄 농도도 상대적으로 낮 고 편차도 심하지 않았다.

총 15곳에서 측정한 메탄 flux는 0.59~312.70 mg- CH₄·m⁻²·min⁻¹ 범위로, 중간값과 평균값은 각각 25.61 과 47.99 ± 78.78mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹이었다. Kim (2015) 이 국내 중소형 매립지(1991년도에 매립 시작, 호기 성 위생매립방법인 cell 공법으로 매립, 매립용량 2,259,000 m³)를 대상으로 메탄 배출 특성을 조사한 결 과, 메탄의 평균 flux는 6.1~45.3 mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹ 범위이었고, 평균값은 23.1 mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹ 이었 다. 본 연구에서 측정한 메탄 flux도 기존 연구의 결과 값과 유사한 수준으로(Kim, 2015), 매립지 규모가 거 의 유사하기 때문으로 사료된다. 본 연구에서 메탄 배 출 농도와 flux 값이 매우 큰 편차를 보였는데, 매립지 표면에서의 메탄 배출양은 매우 불균일하고, 측정 지점 의 약 10%는 메탄이 거의 배출되지 않는 것으로 보고 되고 있다(Kim, 2015). 또한, 메탄 배출량에 미치는 매 립시기의 영향을 조사하기 위해, 최종매립완료 시기가 다른 A(2011년 매립완료), B(2012년 매립완료), C (2013년 매립완료) 구역 간 평균 메탄 flux 차이를 통 계적으로 분석한 결과, 유의차가 없었다(Kim, 2015). 매립지는 대표적인 인위적인 메탄 발생원으로, 영국에 서 매립지의 메탄 발생량은 연간 1~2 Tg로, 영국 전역 에서 배출되는 인위적 메탄 발생량의 25~33%가 매립 지에서 배출되는 것으로 추정하고 있다(Berger et al., 2005). 캐나다와 미국의 경우도 매립지로부터 배출되는 메탄 발생량은 인위적 메탄 발생량의 각각 25%와 34% 정도 차지하는 것으로 추정된다(Nikiema et al., 2007). 매립지의 메탄 flux는 0.0002~4,000 g-CH₄·m⁻²· d⁻¹ (0.00014~2,778 mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹)로 추정되고 있다(Bogner et al., 1997; Im et al., 2009). 최근에 네 델란드 매립지에서 측정한 메탄 flux는 14~46 g-CH₄· m⁻²·d⁻¹ (9.72~31.94 mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹)이었다(Geck et al., 2016). 또한, 덴마크 매립지에서 측정한 메탄 flux는 13 g-CH₄·m⁻²·d⁻¹ (9.03mg-CH₄·m⁻²·min⁻¹) 이었다(Scheutz et al, 2017). 이러한 메탄 flux 값은 본 연 구에서 측정한 메탄 flux와 유사한 수준임을 알 수 있다.

4.결 론

본 연구에서는 생활폐기물을 매립하는 중규모의 위 생매립지(매립지 면적 133,100 m²)의 복토층에서 배출 되는 악취와 메탄 배출 현황을 17개월 동안 측정하여, 악취 및 메탄의 계절적 배출 특성을 분석하였다. 주요 결론은 다음과 같다.

본 연구를 통해 얻은 복토층의 악취 및 메탄 배출 현황 자료는 향후 매립지의 악취 및 온실가스 관리 정 책을 수립하고 저감기술을 적용하는데 유용하게 활용 가능하다. 그런데, 상기의 결론은 중소규모의 생활쓰레 기 매립지 한 곳을 대상으로 17개월 동안 측정한 결과 값(총 23회 분석 자료)를 이용하여 도출한 것으로, 특 정 매립지에서 한정된 기간 동안 분석한 결과만으로 국내 중소규모 생활쓰레기 위생매립지의 악취 및 메탄 의 계절적 배출 특성을 일반화하는 것은 한계가 있다. 매립지에서 악취 및 메탄 배출에 영향을 미치는 인자 가 매우 다양하고, 이들 인자들이 서로 직접 혹은 간접 적으로 연결되어 악취 및 메탄 생성과 거동에 영향을 주기 때문에, 보다 정확하고 신뢰성 높은 자료를 확보 하기 위해서는 다양한 매립지를 대상으로 악취 및 메 탄 배출 특성에 대한 연구가 지속적으로 필요하다.