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ISSN : 1229-3431(Print)
ISSN : 2287-3341(Online)
Journal of the Korean Society of Marine Environment and Safety Vol.24 No.1 pp.78-91
DOI : https://doi.org/10.7837/kosomes.2018.24.1.078

Distributions of Organic Matter and Heavy Metals in the Surface Sediment of Jaran Bay, Korea

Hyunjin Hwang*, Dong-Woon Hwang**, Garam Lee**, Hyung-Chul Kim**, Jung-No Kwon**
*Marine Environment Research Division, National Institute of Fisheries Science, Busan 46083, Republic of Korea, 051-720-2547

**Marine Environment Research Division, National Institute of Fisheries Science, Busan 46083, Republic of Korea
Corresponding Author : jungnok@korea.kr, 051-720-2540
December 20, 2017 February 13, 2018 February 26, 2018

Abstract


In order to understand the distributions of organic matter and heavy metal concentrations in the surface sediment of Jaran Bay, we measured the grain size, total organic carbon (TOC), total nitrogen (TN), and heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, and Zn) in surface sediments collected at 15 stations in this bay in November 2014. The sediment consisted of finer sediment such as mud and clay, with 8.6-9.8Ø (9.3±0.3Ø) of mean grain size. The concentrations of TOC and TN in the sediment ranged from 1.51-2.39 % (1.74±0.22 %) and 0.20-0.33 % (0.23±0.03 %), respectively, and did not show spatial difference. The carbon to nitrogen ratio (C/N ratio) ranged from 5-10, indicating that organic matter in the sediment originated from oceanic sources such as animal by-products from fish and shellfish farms. The concentrations of Cr, Fe, and Mn were much higher in the mouth of the bay than in the inner bay, and the concentrations of As, Cd, Cu, Hg, Pb, and Zn showed an opposite distribution pattern. Based on the results of the sediment quality guidelines (SQGs), enrichment factor (EF), geoaccumulation index (Igeo), pollutant load index (PLI), and ecological risk index (ERI), the surface sediment in Jaran Bay is not polluted or only slightly polluted with Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, and Zn, whereas it is moderately to strongly polluted with As. In particular, some regions in the bay were identified as having a considerable risk status, indicating that metal concentration in the sediment could impact benthic organisms. Thus, the systematic management for marine and land sources of organic matter and heavy metals around Jaran Bay is necessary in order to ensure seafood safety and maintain sustainable production on shellfish farms.



자란만 표층 퇴적물 중 유기물과 중금속 농도분포

황 현진*, 황 동운**, 이 가람**, 김 형철**, 권 정노**
*국립수산과학원 어장환경과, 051-720-2547

**국립수산과학원 어장환경과

초록


자란만 퇴적물 중 유기물과 중금속의 농도분포와 오염현황을 파악하기 위하여 2014년 11월 15개 정점에서 표층 퇴적물을 채취 하여 입도, 총유기탄소(TOC), 총질소(TN) 및 중금속(As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, Zn)을 분석하였다. 평균입도(Mz)는 8.6-9.8Ø(9.3±0.3Ø) 사 이였으며, 니(Mud)와 점토(Clay)의 세립한 퇴적물로 구성되어 있었다. TOC와 TN은 각각 1.51-2.39%(1.74±0.22%), 0.20-0.33%(0.23±0.03%)의 범위로 전반적으로 공간적인 농도차이를 보이지 않았다. 모든 퇴적물에서 C/N 비 값은 5-10 사이를 보여 자란만 표층 퇴적물 중 유기물은 주로 해역 내에서 발생한 해양기원성 유기물인 것으로 파악되었다. 중금속 중 Cr, Fe, Mn은 만의 입구 쪽에서 높고 그 외 중금속(As, Cd, Cu, Hg, Pb, Zn)은 자란만의 안쪽에서 높은 농도를 보였다. 한편, 퇴적물 기준(SQGs), 농축계수(EF), 농집지수(Igeo), 오염부하량지수(PLI), 생 태계위해도지수(ERI) 등 다양한 평가기법을 이용하여 자란만 표층 퇴적물의 중금속에 대한 오염정도를 살펴본 결과, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn은 오염되지 않은 상태이거나 일부해역에서 오염된 상태를 보였지만 As는 전 해역에서 높은 오염도를 보였다. 또한, 분석된 모든 중금 속 농도를 고려한 전체적인 오염도를 살펴본 결과, 모든 해역에서 중금속에 대하여 오염되었고 특히, 일부 해역에서는 저서생물에 위해성 을 줄 수 있는 상태인 것으로 파악되었다. 따라서, 자란만 내 양식 수산물의 안전성 확보와 지속적인 어장 생산성 유지를 위해서 자란만 퇴적물 내 유기물과 중금속의 오염원에 대한 체계적인 관리가 필요하다.



    National Fisheries Research and Development Institute
    R2018051

    1. 서 론

    전 세계적으로 연안환경에서 유기물 및 중금속에 의한 오염은 주요 해양환경 문제 중에 하나이다. 1960년대 이후 산업화와 도시화로 인해 해안가를 따라 대도시와 임해공업 단지가 조성되어 인간 활동이 증가하면서 하천, 강, 대기, 지 하수 등 다양한 경로를 통해 유기물과 중금속 등의 오염물 질이 지속적으로 연안으로 유입되고 있다(Woo et al., 2007; Hyun et al., 2007). 또한, 기후변화에 따른 해양환경 변화와 수산자원의 남획으로 인해 어획량이 크게 감소함에 따라 외 해보다 기초생산력이 높고 파랑, 폭풍, 해일 등의 영향이 적 은 연안의 반폐쇄적인 내만을 중심으로 다양한 어패류 양식 이 성행하면서 양식 시설물, 양식생물과 부착생물의 배설물, 폐사한 양식생물의 잔해 등에 의해 각종 유기물 및 중금속 들이 연안에 발생하고 있다(GNDI, 2012; Choi et al., 2017).

    이러한 유기물 및 중금속과 같은 오염물질은 조류나 해류 에 의해 외해로 이동하기도 하지만, 대부분 입자물질에 흡 착되는 특성을 지니고 있어 연안에 침강하여 퇴적물에 축적 된다(Fang and Hong, 1999; Ra et al., 2013a). 이후 퇴적물 내에 서 물리·화학적 환경변화(용존산소, 수소이온농도, 산화환원 전위 등)에 의하여 분해되거나 용출되어 해수와 공극수 중 으로 공급된다(Soares et al., 1999; Ra et al., 2013b). 이 과정에 서 퇴적물 중 유기물 분해시 산소소모로 인해 여름철 일부 내만에서는 빈산소수괴가 형성되고, 과잉의 영양염 및 중금 속의 공급으로 인해 적조가 발생하기도 하며, 특히, 해수 및 공극수 중으로 공급된 중금속은 수중생물이나 저서생물에 전이되어 먹이사슬을 통하여 높은 영양단계의 생물에 확대· 농축되면서 최종적으로는 이를 섭취하는 인간의 건강을 위 협하고 있다(Croteau et al., 2005; Lim et al., 2013).

    전 세계적 수산물 생산에 있어서 가장 중요한 어패류 중 에 하나는 굴이며, 대부분 양식을 통해 생산되고 있다. 우리 나라에서 굴은 1923년 경남 가덕도연안 간사지에서 바닥양 식을 시작하여 1960년대까지 투석식, 말목수하식 등 소규모 양식방법으로 생산이 이루어지다가 1969년 남해 통영연안을 중심으로 연승수하식 양식방법이 널리 보급되면서 생산량 이 크게 증가하여 2011년 기준으로 우리나라 양식 전체 생 산량의 약 19%(패류 전체 생산량의 약 72%)를 차지할 만큼 중요한 양식품종으로 자리 잡고 있다(NFRDI, 2012; Shim et al., 2014a).

    남동해안에 위치한 자란만은 우리나라의 대표적인 굴 양 식해역 중 하나로, 북동·북서 방향으로 경상남도 고성군 하 일면과 삼산면으로 둘러싸여 있고 남쪽으로는 외해로 크게 열려있는 직사각형 모양의 반폐쇄적인 만이다. 만의 전체면 적은 약 3.0 × 107 m2이고, 평균 수심은 약 7 m이다. 만의 입구 쪽을 제외한 대부분의 만 내 수심이 약 10 m 이내로 얕고, 만의 앞쪽에 사량도가 위치하고 있어 외해로부터의 폭풍이 나 해일 등의 영향을 적게 받는다. 자란만은 만의 북쪽에 위 치한 5개의 하천을 통해 월평균 약 3.6 × 104 m3/day의 담수가 지속적으로 유입되고 있으며, 이를 통해 영양염류가 만 내 로 공급되면서 양식생물의 먹이원이 풍부하여 다양한 어패 류 양식이 성행하고 있다. 특히, 1984년에는 자란만 내 일부 해역이 수출용 굴 생산을 위한 “수출용 패류생산 지정해역” 으로 지정되면서 대량으로 굴 생산이 이루어지고 있다(Shim et al., 2009).

    하지만, 자란만도 남해안의 다른 폐쇄성 만들과 같이 부 영양화, 빈산소, 적조와 같은 연안 환경문제가 빈번히 발생 하고 있으며, 특히 양식을 위한 해면의 지속적인 이용, 과밀 양식 등으로 인해 어장생산성이 크게 악화되고 있다(Oh et al., 2015). 특히, 양식생물과 부착생물에서 배출된 분(Faeces) 과 의분(Pseudofaeces)이 저층 퇴적물의 화학적 조성뿐만 아 니라 대형저서동물의 군집변화에 큰 영향을 줄 수 있으며, 이들로부터 유래한 유기물 및 중금속은 저서환경 오염의 중 요한 원인으로 작용할 수 있다(Cranford et al., 2009; Jung et al., 2014; Choi et al., 2017). 이에 따라 수출용 양식 굴의 안전 성 확보 및 생산해역의 위생관리를 위해 매년 굴 양식장 주 변의 해수 수질과 생산·채취하는 패류 등에 대한 환경 및 위 생조사 뿐만 아니라 패류양식장에 대한 위생학적 안전성 평 가 및 환경평가 기준 설정 등에 관한 연구가 꾸준히 진행되 어져 왔다(Choi et al., 1998; Shim et al., 2009). 그러나, 오랜 기 간의 양식 활동에도 불구하고 양식장 주변 퇴적환경에 대한 조사결과는 부족하며, 양식 굴의 식품안전성과 밀접한 관련 이 있는 퇴적물 내 중금속의 분포 및 오염현황에 대한 연구 보고는 거의 없다.

    따라서 이 연구의 목적은 굴 양식장이 밀집하고 있는 자 란만 퇴적물의 퇴적환경 특성 및 유기물과 중금속의 농도분 포를 이해하고, 여러 가지 중금속에 대한 오염평가기법을 이용하여 중금속 오염현황을 파악하여 자란만의 어장환경 개선을 위한 기초자료를 제공하는데 있다.

    2. 재료 및 방법

    2.1 시료 채취 및 분석

    자란만 퇴적물의 퇴적환경 특성 및 중금속 오염현황을 파악하기 위해 2014년 11월 선박을 이용하여 자란만 내 총 15개 지점에서 채니기(Van veen grab sampler)로 표층 퇴적 물(0~2 cm)을 채취하였다(Fig. 1). 채취한 퇴적물은 현장에서 일회용 스푼으로 미리 산세척한 고밀도폴리에틸렌병(High density polyethylene bottle)에 옮겨 담아 냉동 상태로 실험실로 운반한 후 Hwang et al.(2006)이 제시한 분석 방법을 수정한 다음의 방법으로 입도, 유기물 함량 특성을 나타내는 총유 기탄소(Total organic carbon, TOC)와 총질소(Total nitrogen, TN), 그리고 중금속(As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, Zn)을 분석하 였다.

    입도는 채취한 퇴적물 시료 약 100 g을 비이커에 담아 과 산화수소와 염산을 넣어 유기물과 탄산염을 제거한 뒤 4Ø(63μm) 체로 습식 체질하여 조립질과 세립질 퇴적물로 구 분하였다. 이후 4Ø보다 큰 조립질 입자는 70℃ 에서 건조 후 건식 체질하였고 4Ø보다 작은 세립질 입자는 자동입도분석 기(Micromeritics, Sedigraph 5120)로 분석하였다. 분석결과는 1Ø 간격으로 입자의 크기별 무게 백분율을 구한 후 자갈 (Gravel), 모래(Sand), 실트(Silt), 점토(Clay)의 함량을 산정하였 으며, Folk and Ward(1957)와 Folk(1968)의 방법에 따라 퇴적물 의 평균입도(Mean grain size, Mz)와 퇴적물 유형(Sedimentary type)을 각각 구하였다.

    TOC와 TN은 퇴적물 약 20 g을 –80℃ 에서 동결건조 후 상 온에서 막자사발로 미세하게 분쇄한 다음 균질화하였다. 이 후 분쇄한 시료 약 0.5 g을 유리 vial에 넣은 후 염산을 첨가 하여 탄산염을 제거한 뒤, 70℃ 에서 수분과 잔류염소를 휘발 시켰다. 전 처리 된 시료는 105℃ 에서 2시간 건조시킨 후 상 온이 될 때까지 방치하였으며, 이후 주석박막으로 3~5 mg의 시료를 말아 CHN 원소분석기(Element analyzer, Perkin Elmer, US/2400)로 측정하였다.

    중금속은 퇴적물 약 200g을 –80℃ 에서 동결건조 한 후 상온에서 막자사발로 미세하게 분쇄하여 균질화한 다음 플 라스틱 재질의 4Ø 체로 체질하여 세립한 퇴적물만을 이용하 였다. 중금속 중 Hg은 동결건조한 세립질 퇴적물을 전처리 과 정 없이 자동수은분석기(Automatic mercury analyzer, Milestone, DMA-80)로 분석하였고, 이 외 중금속(As, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Pb, Zn)은 혼합산(HNO3:HF:HClO4=2:2:1)을 이용한 산분해법으 로 시료를 완전히 녹인 후 유도결합플라즈마 질량분석기 (ICP-MS, Perkin Elmer, ELAN DRC-e)로 측정하였다. 중금속 분석 결과의 정확도를 검증하기 위하여 캐나다 국가연구위 원회의 산하연구소(National research council Canada, NRCC)에 서 제작한 인증표준물질(Certified reference material, CRM)인 MESS-3와 PACS-2(Marine sediment)를 시료와 같은 방법으로 분 석하여 측정하였고, 각 원소별 회수율은 As 105%, Cd 100%, Cr 94 %, Cu 95 %, Fe 77 %, Hg 104 %, Mn 81 %, Pb 98 %, Zn 103 % 였다.

    2.2 중금속의 오염 평가

    퇴적물 중 중금속 오염을 평가하는데 있어서 다양한 평가 방법이 있다. 먼저, 각 중금속 원소별 오염을 평가하는 데 있어서 가장 쉽고 편리하게 중금속 오염을 파악할 수 있는 방법은 퇴적물 기준(Sediment quality guidelines, SQGs)이다. 이 방법은 중금속 원소별 분석결과와 기준농도와의 비교를 통 하여 신속하게 오염을 평가할 수 있는 장점이 있지만, 기준농 도의 범위가 매우 넓어 오염정도 및 인위적인 오염여부를 파 악하는데 어려움이 있다. 이러한 퇴적물 내 중금속의 오염정 도 및 인위적인 오염여부를 파악하는데 적합한 평가방법으로 는 농축계수(Enrichment factor, EF)와 농집지수(Geoaccumulation index, Igeo)가 있다. 이 방법은 각 중금속의 원소별 분석결과 와 배경농도와 관계를 이용하여 중금속 오염도를 파악할 수 있다. 하지만, 이상의 3가지 평가 방법은 각 중금속 원소별 오염 평가는 가능하지만, 실제 퇴적물 내에는 다양한 중금 속이 존재하고 있고 이들 중금속들의 농도가 복합적으로 작 용하여 오염 영향을 미친다. 따라서, 퇴적물 내 존재하는 모 든 중금속을 고려한 전체적인 오염도를 평가할 필요가 있으 며, 이러한 평가를 위한 대표적인 방법으로 오염부하량지수 (Pollution load index, PLI)가 있다. 또한, 각 중금속 마다 독성 의 세기가 달라 이들 중금속이 생물에 미치는 영향 또한 다 르기 때문에 이들 중금속이 생물에 미치는 영향을 살펴볼 필요가 있으며, 이러한 평가를 위한 대표적인 방법으로 생 태계위해도지수(Ecological risk index, ERI)가 있다(Sun et al., 2014; Hwang et al., 2015a). 따라서, 이 연구에서는 최근에 국 내·외 여러 연구자들에 의해 널리 사용되어 오고 있는 이들 5가지 대표적인 평가방법을 이용하여 자란만 퇴적물 중 중 금속 오염도를 평가하였다.

    먼저, 미국, 캐나다, 중국, 호주 등 여러 나라에서는 각국 의 환경특성과 중금속 농도에 따른 생물의 영향을 고려하여 SQGs를 설정해 놓고 있다(Choi et al., 2015a). 이 연구에서는 자란만 퇴적물 중 중금속 오염을 평가하기 위해 전 세계적으 로 널리 사용되고 있는 미국 해양대기청(National Oceanic and Atmospheric Administration, NOAA)에서 권고하는 ERL(Effect range low) 농도와 비교하였다. ERL은 저서생물에 유해한 영 향을 줄 수 있는 9개의 미량금속(As, Ag, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn)에 대한 하위 기준 값이다(Buchman, 2008).

    EF는 퇴적물 내 광물의 구성 비율을 고려하여 보정 원소 (예, Al, Fe 등)에 대한 금속의 농도비 값을 이용하여 지각에 비해 퇴적물 중의 중금속이 어느 정도 농축되어있는지 알아 보는 방법이다(Hwang et al., 2011; 2015a). 이 연구에서는 Fe을 이용하여 다음의 식(1)으로부터 EF 값을 계산하였다.

    EF= ( Me/Fe ) sample ( Me/Fe ) crust
    (1)

    여기서 (Me/Fe)sample는 연구해역 내 퇴적물 중 Fe에 대한 각 중금속의 농도비이며, (Me/Fe)crust는 지각 중 Fe에 대한 각 중금속의 농도비를 나타낸다.

    Igeo는 퇴적물 중 중금속 농도를 오염되지 않은 자연상태 의 중금속 배경농도를 이용하여 환산함으로서 오염도를 정 량화하는 방법으로 다음의 식(2)로부터 계산하였다(Müller, 1979).

    I geo = log 2 = C metal B metal × 1.5
    (2)

    여기서 Cmetal은 연구해역 내 퇴적물 중 중금속 농도, Bmetal은 각 중금속의 배경농도이며, 1.5는 서로 다른 지각에 존재하는 중금속의 배경농도(Background 또는 reference concentration)를 보정하기 위한 지수이다(Ghani et al., 2013; Choi et al., 2015a). PLI는 퇴적물 내 모든 중금속에 의한 전체적인 오염도를 평가하는 방법으로 다음의 식(3)으로부터 계산하였다(Tomlinson et al., 1980).

    PLI= ( CF 1 × CF 2 × CF 3 × × CF n ) a
    (3)

    여기서 CF (=Cmetal/Bmetal)는 각 중금속의 배경농도(Bmetal)에 대한 연구해역 내 퇴적물 중 중금속의 농도(Cmetal)비, n은 분 석된 중금속의 총 개수이며, 이 연구에서는 지각에 풍부하 게 존재하며 보존적 성질을 지니는 Fe을 제외한 8개 중금속 에 대하여 오염도를 평가하였다.

    ERI는 퇴적물 내 각 중금속에 대한 독성계수(Toxic coefficient of heavy metal)를 이용하여 퇴적물 내 모든 중금속 농도에 따 른 저서생물의 위해도를 평가하는 방법으로 다음의 식(4), (5)를 이용하여 계산하였다(Hakanson, 1980).

    E i = T metal × CF
    (4)

    ERI= i = 1 n E i
    (5)

    여기서 CF는 식(3)의 CF와 동일하며, Tmetal은 각 중금속의 독성계수, n은 분석된 중금속의 개수이다. 이 연구에서는 분 석된 중금속 중 생태독성계수가 알려져 있는 7종의 중금속 (As=10, Cd=30, Cr=2, Cu=5, Hg=40, Pb=5, Zn=1, Lim et al., 2013; Sheykhi and Moore, 2013)에 대하여 ERI를 계산하였다.

    한편, 이 연구에서 EF, Igeo, PLI, ERI 기법을 이용한 자란만 퇴적물 중 중금속 오염평가 시 필요한 지각 중 Fe에 대한 각 중금속의 농도비와 각 중금속의 배경농도(Bmetal)는 지금까지 국내외 많은 연구자들이 널리 사용되어져 온 Taylor(1964)와 Taylor and McLennan(1995)의 전 세계 연안 대륙붕지역의 퇴 적물 내 중금속의 평균농도(As 1.5 mg/kg, Cd 0.098 mg/kg, Cr 35 mg/kg, Cu 25 mg/kg, Fe 3.5 %, Hg 0.08 mg/kg, Mn 600 mg/kg, Pb 20 mg/kg, Zn 71 mg/kg)를 이용하였다.

    3. 결과 및 고찰

    3.1 퇴적물의 입도조성

    표층 퇴적물의 입도는 현재의 수리·역학적 퇴적환경 특성 을 반영하는 중요한 요인 중 하나이며, 퇴적물의 공급원, 파 도, 조류 등과 같은 다양한 요인의 변동에 의해 그 구성이 달 라진다(Gao and Collins, 1992; Lee et al., 2004). 자란만 표층 퇴 적물의 입도분석 결과, 점토의 함량이 58.0~78.9%(평균 66.5%) 로 가장 높고 그 다음으로 실트와 모래가 각각 18.9~39.8 % (평균 32.5%)와 0.2~2.2%(평균 1.0%)의 함량을 나타내었으 며 자갈은 모든 정점에서 나타나지 않았다.

    입도분석 결과를 기초로 Folk(1968)의 분류법에 따라 자란 만 표층 퇴적물의 유형을 살펴본 결과, 니(Mud, M)와 점토 (Clay, C)의 2개의 단순한 퇴적물 유형으로 구분되었다. 공간 적으로 만 안쪽 해역 중 정점 1, 2, 4와 만 입구 쪽인 정점 10, 정점 13~15에서는 M 퇴적물이었고, 그 외 지역에서 C 퇴 적물이었다(Fig. 2). Mz는 8.6~9.8Ø(평균 9.3±0.3Ø) 범위로 모든 정점에서 비슷한Mz를 보이며 세립실트(Fine silt)보다 세립한 퇴적물로 이루어져 있었다. 따라서, 자란만 표층 퇴 적물은 서로 비슷한 퇴적물 공급원과 수리·역학적 에너지의 영향을 받고 있으며, 모든 해역에서 세립질 퇴적물이 넓게 분포하고 있어 유기물 및 중금속이 축적되기 쉬운 퇴적환 경인 것으로 판단된다. 일반적으로 퇴적물은 세립한 입자로 구성될수록 표면적이 커져 유기물 및 중금속의 흡착능력이 뛰어난 것으로 알려져 있다(Horowitz, 1991; Hwang et al., 2010).

    3.2 유기물 함량 특성

    퇴적물 중 유기물 함량 및 오염의 지표로는 강열감량 (Ignition loss), 화학적산소요구량(Chemical oxygen demand), 산 휘발성황화물(Acid volatile sulfate), 총유기탄소(TOC), 총질소 (TN) 등이 있으며, 이 연구에서는 TOC와 TN을 분석하여 자란 만 퇴적물의 유기물 함량 및 분포특성을 살펴보았다. 퇴적물 중 TOC와 TN의 농도는 각각 1.51~2.39%(평균 1.74±0.22%), 0.20~0.33%(평균 0.23±0.03%)의 범위였다(Fig. 3). TOC와 TN 모두 정점 7에서 가장 높고, TOC는 정점 11, TN은 정점 4, 정점 5, 정점 11에서 낮았으며, 자란도 주변의 일부 정점(정 점 2, 3, 7, 8)을 제외하면 TOC, TN 모두 공간적으로 큰 농도 차이를 보이지 않았다. 이러한 자란만의 퇴적물 중 TOC와 TN의 평균농도는 최근 같은 연구 해역에서 Cho et al.(2013) 이 분석한 결과 보다는 약간 높고, 우리나라의 대표적인 굴 생산해역 중에 하나인 가막만(Noh et al., 2006)과 우리나라 연안 전체(Kang et al., 1993)에서 보고된 결과에 비해 높은 농 도였다(Table 1).

    자란만의 퇴적물 중 TOC와 TN의 농도가 우리나라의 다 른 해역에 비해 높다는 것은 유기물의 공급이 다른 해역에 비해 상대적으로 많다는 것을 의미한다. 따라서, TOC에 대 한 TN의 비(C/N ratio)를 이용하여 자란만 표층 퇴적물 내 유 기물의 기원을 알아보았다. 일반적으로 퇴적물의 C/N ratio는 퇴적물 내에 보존되어 있는 유기물의 특성과 기원을 규명하 는 지시자로 사용되어 왔으며(Stein, 1990; Shim et al., 2014b), 공급되는 유기물질의 특성이나 기원에 따라 값을 달리한다 (Meyers, 1994; Meyers et al., 1996). C/N ratio가 10 이상인 경우 에는 인근 육상으로부터 도시하수나 산업폐수의 유입에 따 른 육상기인 유기물이고, C/N ratio가 5~10 사이의 값을 가질 경우에는 해역 자체의 생물체에 의해 생성된 해양기원성 유 기물임을 의미한다(Hyun et al., 2003, 2004; Hwang et al., 2006). 자란만 표층 퇴적물 내 C/N ratio를 살펴보면(Fig. 4), 모든 정점에서 10 이하(7.2~8.2)로 나타났다. 따라서, 자란만 표층 퇴적물 내 유기물은 해역 내의 생물에 의해 생성된 해 양기원성 유기물이며, 전반적으로 자란만 퇴적물 중 TOC와 TN의 공간적 차이가 크지 않고 자란만 전체에 걸쳐 어패류 양식장이 넓게 산재해 있다는 사실을 고려할 때, 이들 유기 물은 양식생물 및 부착생물의 배설물 혹은 사체 등 과 같은 양식장에서 발생한 유기물인 것으로 판단된다.

    3.3 중금속의 농도 및 분포

    자란만 표층 퇴적물 중 중금속 농도는 As 7.1~14.9 mg/kg (평균 9.8±1.9 mg/kg), Cd 0.06~0.35 mg/kg(평균 0.15±0.08 mg/kg), Cr 62.9~88.9 mg/kg(평균 77.6±8.5 mg/kg), Cu 7.4~13.4 mg/kg(평 균 9.0±1.8 mg/kg), Fe 3.5~4.2%(평균 4.0±0.2%), Hg 0.023~0.036 mg/kg(평균 0.028±0.004mg/kg), Mn 504~992 mg/kg(평균 673±134 mg/kg), Pb 33.6~63.0(평균 40.0±7.4 mg/kg), Zn 131~170 mg/kg(평 균 146±10 mg/kg)의 범위였다(Fig. 5). 이들 분석된 중금속들 은 공간적으로 큰 농도 차이를 보였으며, 크게 3가지 분포패 턴을 나타내었다. As, Cd, Hg은 만 내 북서쪽의 학림천과 수 양천 앞쪽 정점들에서 높았고 만의 바깥쪽으로 갈수록 낮아 지는 경향을 보였다. 또한, Cu, Pb, Zn은 만 내 북동쪽의 장 치천·삼봉천과 미룡천 앞쪽 정점들에서 높고 만의 입구 쪽 에 낮은 농도를 보였으며, 그 외 Cr, Fe, Mn은 만의 안쪽에서 낮고 만의 입구 쪽 정점들에서 높은 농도를 보였다.

    지화학적 특성 및 거동이 유사한 중금속들은 비슷한 농도 분포를 보이고 높은 상관관계를 나타내므로 각 중금속들 간, 그리고 환경인자와의 상관관계를 분석하는 것은 이들의 농도분포를 조절하는 요인을 파악하는데 유용하다(Harman, 1967; Summerhayes, 1972). 일반적으로 연안역에서 퇴적물 중 중금속의 농도분포는 입도와 유기물 함량과 밀접한 관련이 있고, 일부 공업단지 및 대도시 인근 해역에서는 주변의 인 위적인 오염원이 중금속의 분포에 큰 영향을 미치는 것으로 알려져 있다(Kim et al, 2012; Hwang et al., 2015b). 그러므로, 자란만 표층 퇴적물의 평균입도, 유기물(TOC와 TN) 그리고 중금속(As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, Zn) 간에 어떠한 상관 관계가 있는지 상관분석(Pearson’s correlation coefficients)을 실 시하였다(Table 2). 그 결과, 자란만 표층 퇴적물은 모든 중금 속이 입도에 대하여 상관성을 보이지 않았고, 유기물에 있 어서도 Cd 만이 TOC와 TN에 대해 높은 양의 상관성을 나타 낼 뿐 그 외 나머지 중금속은 상관성을 보이지 않았다. 그러 므로 자란만 표층 퇴적물 중 Cd을 제외한 모든 중금속은 입 도와 유기물 분포와 관련이 없다. 이러한 자란만 퇴적물 중 중금속의 농도분포는 앞서 퇴적물 중 유기물(TOC와 TN)과 는 다른 분포양상을 나타내어, 유기물과 달리 자란만 전체 에 걸쳐 산재하고 있는 어패류 양식장의 분포 및 밀집정도 와는 큰 관련성이 없는 것으로 보인다. 따라서, 자란만 주변 육상으로부터 인위적인 유입, 퇴적물 내 산화·환원 환경에 따른 속성작용(Diagenesis), 생물교란(Bioturbation) 등의 이차적 인 요인들이 복합적으로 작용하여 중금속 원소별 각기 다른 분포양상을 보이는 것으로 생각된다. 특히, 앞서 중금속의 공간적 분포 설명에서 언급한 As-Hg, Cu-Pb-Zn, Cr-Fe-Mn은 서로 간에 유의한 양의 상관관계를 나타내었는데, 이는 이 들 중금속들이 서로 같은 요인의 영향을 크게 받고 있는 것 으로 생각된다.

    한편, 자란만 표층 퇴적물의 중금속(As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn)의 평균농도는 남해 중부에 위치한 패류 양식해역인 가 막만(Kim et al., 2012)과 여자만(Choi et al., 2015b) 퇴적물 중 중금속 농도보다는 비슷하거나 다소 높았지만, 우리나라 전 체 연안 퇴적물 중 중금속 평균농도(Ra et al., 2013a)에 비해 서 As, Cr, Pb, Zn은 높고, Cd, Cu, Hg은 낮았다(Table 1). 또한, 연구해역 인근에 위치한 진해만(Choi et al., 2015a) 퇴적물 중 Cr, 강진만(Choi et al., 2015b)과 거제만(Hwang et al., 2015b) 퇴 적물 중 Cd과 Pb에 비해서는 다소 높았지만, 그 외 중금속 농도는 비슷하거나 낮았다(Table 1).

    3.4 중금속 오염도 평가

    퇴적물 내 중금속은 연안해역의 생지화학적 환경변화를 잘 반영하며, 오염의 역사를 장기간 보존하는 특성을 가지 므로 그 해역의 오염현황을 파악하기 위한 좋은 지표로 사 용된다(Lee et al., 2004; Choi et al., 2015b). 특히, 퇴적물 중 중 금속의 오염도를 평가하는 것은 해역 내 중금속이 해양 생 태계에 미치는 영향을 예측하는데 매우 유용한 방법으로 알 려져 있다(Yuan et al., 2012; Ra et al., 2013a; Hwang et al., 2015a). 따라서, 이 연구에서는 앞서 2.2절에서 설명한 SQGs, EF, Igeo, PLI, ERI를 이용하여 자란만 표층 퇴적물 중 중금속 의 오염도를 살펴보았다.

    먼저, NOAA에서 사용하는 퇴적물 오염기준 중 하위기준 인 ERL 값과 자란만의 각 정점별 중금속 농도를 Fig. 6에 나 타내었다. 일반적으로, ERL 값 이하의 중금속 농도는 저서 생물에 부정적인 영향이 없음을 의미한다(Buchman, 2008; Hwang et al., 2015a). 자란만 표층 퇴적물의 경우 중금속 중 Cd과 Hg은 모든 정점에서 ERL 값보다 낮았지만, Cu, Pb, Zn 은 만의 북동쪽에 위치한 각각 2개(정점 4~5), 4개(정점 2~5), 5개(정점 2~5, 정점 10) 정점에서 ERL을 초과하였고, Cr은 만 의 입구 쪽의 6개 정점(정점 8~10, 정점 12~14)에서 ERL을 초 과한 것으로 나타났다. 특히 As는 입구 쪽인 정점 11과 정점 12를 제외한 모든 정점에서 ERL 기준을 초과하였다.

    EF는 퇴적물 중 중금속의 인위적인 농축 경향을 파악하기 위한 평가방법으로 일반적으로, EF 값이 1.5보다 클 경우 외 부의 인위적인 요인에 의한 오염으로 평가해 왔다(Zhang and Liu, 2002; Hyun et al., 2007). 최근 Birth(2003)는 이 EF 값을 7 단계로 세분화하여 평가하였으며, 이 연구에서는 이 세분화 된 평가기준을 적용하여 자란만 퇴적물에 대한 EF 계산결과 를 Table 3에 나타내었다. Hg은 EF 값이 0.2~0.4(평균 0.3)의 범위로 모든 정점에서 < 1.0 의 값을 보여 오염되지 않은 상 태(No enrichment)에 해당하였다. Mn은 EF 값이 0.8~1.4(평균 1.0)의 범위로 자란만의 안쪽 지역인 정점 1~10은 < 1.0 의 값으로 오염되지 않은 상태(No enrichment)를 나타낸 반면 자 란만의 입구 쪽에 위치한 정점 11~15은 1.0~1.4 사이의 값을 보여 약간 오염된 상태(Minor enrichment)를 나타냈다. 유사하 게, Cu는 EF 값이 0.8~1.7(평균 1.1)의 범위로 중앙부의 정점 6, 정점 9~10, 그리고 입구 쪽의 정점 11~14에서는 < 1.0의 값 을 보여 오염되지 않은 상태(No enrichment)를 나타냈지만, 그 외 정점에서는 1.0~1.7 사이의 값을 보여 약간 오염된 상 태(Minor enrichment)를 보였다. Cr, Pb, 그리고 Zn의 EF 값은 각각 1.6~2.1(평균 1.9), 1.5~2.8(평균 1.8), 1.6~2.2(평균 1.8)의 범위로 모든 정점에서 1.0~3.0 사이의 값을 보여 약간 오염 된 상태(Minor enrichment)를 보였다. 반면, Cd은 EF 값이 0.5~3.3(평균 1.3)의 범위로 중앙부인 정점 9와 입구 지역인 정점 11~15에서는 < 1.0의 값을 보여 오염되지 않은 상태(No enrichment)인 반면 자란도 인근의 정점 7에서는 3.3의 값을 보여 중간 오염 상태(Moderate enrichment), 그 외 정점에서는 1.0~3.0 사이의 값을 보여 약간 오염된 상태(Minor enrichment) 인 것으로 나타났다. 특히, As는 EF 값이 4.1~9.1(평균 5.8)의 범위로 다른 중금속에 비해 높은 오염도를 나타내었으며, 입구 쪽의 정점 11~14에서는 4.1~5.0 사이의 값을 보여 중간 오염 상태(Moderate enrichment)인 반면 그 외 정점에서는 5.0~9.1 사이의 값을 보여 조금 심한 오염 상태(Moderately severe enrichment)를 나타내었다.

    Igeo 또한 EF와 마찬가지로 Müller(1981)에 의해 총 7단계로 세분화하여 평가되어 왔으며, 자란만 퇴적물의 Igeo 계산결과를 Table 4에 나타내었다. EF 결과와 유사하게 Hg은 2.4~ 1.7 (평균 2.1)의 범위로 모든 정점에서 < 0의 값을 나타내 Igeo class 0에 해당하여 오염되지 않은 수준(Practically unpolluted) 으로 나타났다. Cu와 Mn은 각각 0.7~0.3(평균 0.3), 0.8~0.1 (평균 –0.4)의 범위로, Cu는 만의 안쪽인 정점 3~5, Mn은 만 의 입구 쪽인 정점 15에서 0.0~1.0 사이로 Igeo class 1에 해당 하여 거의 오염되지 않은 수준(Practically unpolluted/moderately polluted)로 나타났으며, 그 외 정점에서는 < 0의 값을 보여 Igeo class 0에 해당하여 오염되지 않은 수준(Practically unpolluted) 으로 나타났다. Cr, Pb, Zn은 각각 0.3~0.8(평균 0.6), 0.2~1.1(평균 0.4), 0.3~0.7(평균 0.5)의 범위였으며, Cr과 Zn은 모든 정점에서 0.0~1.0 사이로 Igeo class 1에 해당하여 거의 오염되지 않은 수준 (Practically unpolluted/moderately polluted)이었고, Pb은 만의 북동 쪽의 정점 5에서 1.1로서 Igeo class 2에 해당하여 약간 오염된 수준(Moderately polluted)이었지만 그 외 정점에서는 0.0~1.0 사이로 Igeo class 1에 해당하여 거의 오염되지 않은 수준 (Practically unpolluted/moderately polluted)으로 나타났다. Cd은 –1.2~1.3(평균 0.2)의 범위로 자란도 인근의 정점 7은 1.3으로 Igeo class 2에 해당하여 약간 오염된 수준(Moderately polluted) 이었고, 만 안쪽인 정점 1~4와 중앙부인 정점 6, 정점 8은 0.0~1.0 사이로 Igeo class 1에 해당하여 거의 오염되지 않은 수 준(Practically unpolluted/moderately polluted), 그리고 그 외 정점 에서는 < 0의 값을 나타내 Igeo class 0에 해당하여 오염되지 않은 수준(Practically unpolluted)이었다. 반면, As는 1.7~2.7(평균 2.1)의 범위로 자란도 인근의 정점 7과 만의 입구 쪽인 정점 11~14는 1.7~2.0 사이로 Igeo class 2에 해당하여 약간 오염된 수 준(Moderately polluted)이었고, 그 외 정점에서는 2.0~2.7 사이로 Igeo class 3에 해당하여 약간 오염된 수준과 심한 오염 수준의 중간 단계(Moderately/strongly polluted)인 것으로 나타났다.

    각 정점별 퇴적물 내 모든 중금속에 의한 전체적인 오염 도 및 저서생물의 위해도를 평가하기 위한 PLI와 ERI 계산 결과를 Fig. 7에 나타내었다. PLI의 경우 PLI 값이 1.0 보다 클 경우 중금속에 대하여 오염된 상태(Polluted)를 의미한다. 자란만의 경우, 퇴적물 중 Fe을 제외한 8종의 중금속에 의한 PLI는 1.3~1.8(평균 1.6)의 범위로 전 정점에서 1.0을 초과한 것으로 나타나 오염된 상태(Polluted)를 보였으며, 특히, 자란 만 안쪽 해역이 입구 쪽 해역보다 오염도가 높은 것으로 나 타났다.

    ERI는 값의 범위에 따라 총 5개의 오염도로 평가되며, ERI < 100 인 경우 저서생물에 위해성을 줄 가능성이 낮은 상태 (Low risk), 100< ERI <150 인 경우 저서생물에 어느 정도 위해 성을 줄 수 있는 상태(Moderate risk), 150< ERI <200 인 경우 저서생물에 상당한 위해성을 줄 수 있는 상태(Considerable risk), 200< ERI <300 인 경우 저서생물에 매우 심한 위해성을 줄 수 있는 상태(Very high risk), 300< ERI 인 경우 저서생물 에 극심한 위해성을 줄 수 있는 상태(Disastrous risk)임을 나 타낸다. 자란만 표층 퇴적물의 경우, ERI는 101~202(평균 146)의 범위였으며, 만의 중앙부와 만의 입구 쪽에 위치한 정점 9~15는 100~150 사이로 저서생물에 어느 정도 위해성 을 줄 수 있는 상태(Moderate risk)였고 비교적 높은 PLI 값을 보였던 만의 안쪽해역과 중앙부에 위치한 정점 1~6과 정점 8은 150~200 사이로 저서생물에 상당한 위해성을 줄 수 있는 상태 (Considerable risk)였다. 특히, 자란도 인근에 위치한 정점 7에서는 ERI 값이 200을 초과한 것으로 나타나 저서생물에 매우 높은 위해성을 줄 수 있는 상태(Very high risk)인 것으 로 파악되었다.

    이상의 5가지 평가방법을 이용한 자란만 퇴적물 중 Fe과 Mn을 제외한 7종의 중금속에 대한 오염도 평가결과를 종합 해 보면, 연구해역 내 퇴적물 중 Cd과 Hg은 모든 해역에서 오염되지 않은 상태를 보였다. 또한, Cr, Cu, Pb, Zn은 일부 해역에서 약간 오염된 수준을 보였으나 만 전체적으로는 오 염되지 않은 상태인 것으로 파악되었다. 하지만, As는 다른 중금속과 달리 거의 모든 해역에서 오염된 상태를 나타내었 다. 일반적으로 As는 지각물질에 풍부한 원소 중 하나로 암 석의 침식 및 풍화, 화산활동 등에 의해 자연적으로 공급되 는 것으로 알려져 있으며, 한국 연안 퇴적물 중 높은 As 농 도는 지층을 구성하는 기반암 자체 내 As의 배경농도가 높 기 때문인 것으로 알려져 있다((Hwang and Kim, 2011; Ra et al., 2013a). 그러나, 최근에는 화석연료의 연소, 살충제 및 제 초제의 사용 등 인간활동에 의해 인위적으로 공급되기도 하 며, 산업단지 및 대도시 부근의 일부 해역에서는 자연적인 영향보다는 인위적인 오염의 영향을 더 크게 받을 가능성이 높다. 한편, 이러한 연구해역 내 퇴적물 중 높은 As 농도는 퇴적물 내 모든 중금속에 의한 전체적인 오염도 평가인 PLI 와 ERI 결과에 각각 약 18%와 46 %를 차지함으로서 자란만 퇴적물 중 중금속 오염도에 큰 영향을 미치고 있는 것으로 파악되었다.

    4. 결 론

    굴 양식 활동이 활발하고 수출용 패류생산 지정해역인 자 란만은 실트와 점토의 함량이 95% 이상이고 평균입도가 8.6~9.8Ø 사이인 세립질의 니(Mud)와 점토(Clay) 퇴적물로 구 성되어 있었다. 유기물의 경우, TOC와 TN은 만 안쪽의 일부 정점을 제외하면 공간적으로 큰 농도차이를 보이지 않았으 며, C/N 비 값을 고려하였을 때 이들 유기물은 해역 내 생물 에 의해 생성된 해양기원성 유기물인 것으로 파악되었다. 중금속은 공간적으로 큰 농도차이를 보였는데, Cr, Fe, Mn은 만의 입구 쪽에서 높은 농도를 보였고 그 외 대부분의 중금 속들은 만의 안쪽에서 높은 농도를 보였다. 다양한 평가방 법으로 자란만 표층 퇴적물의 중금속 오염현황을 살펴본 결 과, Cd과 Hg은 모든 해역에서 오염되지 않은 상태였고, Cr, Cu, Pb, Zn는 일부 해역에서 오염된 상태를 보이지만 만 전 체적으로는 오염되지 않은 상태였다. 하지만, As는 다른 중 금속에 비해 전 해역에서 높은 오염도를 보였다. 또한, 모든 중금속 농도를 고려하였을 때 자란만 퇴적물은 전 해역에서 중금속에 대해 오염된 상태였으며, 일부 해역의 경우 저서 생물에 위해성을 줄 만큼 심한 오염 상태인 것으로 파악되 었다. 그러므로, 안전한 양식 수산물의 공급과 지속적인 어 장 생산성 유지를 위해서 자란만 주변 퇴적물 내 유기물과 중금속 오염원에 대한 추가적인 조사를 통해 주 오염원을 찾아 관리할 필요가 있다. 아울러 현재 자란만 퇴적물 내 유 기물 및 중금속을 포함한 오염물질의 저감 및 퇴적환경 개 선을 위한 근본적인 대책이 요구된다.

    사 사

    이 논문은 2018년도 국립수산과학원 수산과학연구사업 어장환경모니터링(R2018051)의 지원으로 수행된 연구입니 다. 이 논문의 완성을 위하여 심사해 주신 익명의 심사위원 님들께 감사드립니다.

    Figure

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    A map showing the sampling locations for analyzing the grain size, organic matter, and heavy metals in surface sediment of Jaran Bay.

    KOSOMES-24-78_F2.gif

    Spatial distribution of the sedimentary types in Jaran Bay (Abbreviations: M - mud, C - clay). The values below sedimentary facies represent the mean grain sizes of sediment in the study region.

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    The concentrations of total organic carbon (TOC) and total nitrogen (TN) in surface sedimet of Jaran Bay.

    KOSOMES-24-78_F4.gif

    Plot of total nitrogen (TN) versus total organic carbon (TOC) of surface sediment in Jaran Bay.

    KOSOMES-24-78_F5.gif

    The spatial distributions of heavy metal (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, and Zn) concentrations in surface sediment of Jaran Bay.

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    The concentrations of heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, and Zn) with each station in surface sediments of Jaran Bay. The dash lines indicate the effect range level (ERL) proposed by National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) as sediment quality guideline.

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    The horizontal distributions of pollution load index (PLI) and ecological risk index (ERI) calculated by using background concentration and toxic coefficient of each heavy metal and metal concentrations in surface sediment of Jaran Bay.

    Table

    Comparison of the average of organic matter (total organic carbon, TOC and totlal nitrogen, TN) contents and heavy metal (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, and Zn) concentrations between this study area and other coastal area in Korea

    Pearson’s correlation coefficients between mean grain size (Mz), total organic carbon (TOC), total nitrogen (TN) and heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb, and Zn)

    *: <i>p</i> <0.05,
    **: <i>p</i> <0.01 (two tails)

    Classification of enrichment factor (EF) and the number of EF for the heavy metal (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Pb, and Zn) concentrations in surface sediments of Jaran Bay

    Classification of geoaccumulation index (Igeo) and the number of Igeo for the heavy metal (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Pb, and Zn) concentrations in surface sediments of Jaran Bay

    Reference

    1. G. Birth , C.D. Woodcoffe , R.A. Fumess (2003) Proceedings of Coastal GIS 2003., Wollongong University Papers in Center for Maritime Policy, ; pp.14
    2. M.F. Buchman (2008) NOAA screening quick reference tables, NOAA OR&R Report 08-1, Office odf response and restoration division, National Oceanic and Atmospheric Administration, ; pp.34
    3. Y.S. Cho , W.C. Lee , J.B. Kim , S.J. Hong , H.C. Kim , C.S. Kim (2013) Establishment of environmental assessment using sediment total organic carbon and macrobenthic polychaete community in shellfish farms., Journal of the Korean Society of Marine Environment & Safety, Vol.19 (5) ; pp.430-438
    4. J.D. Choi , W.G. Jeong , P.H. Kim (1998) Bacteriological study of sea water and oyster in Charan Bay, Korea., Hangug Susan Haghoi Ji, Vol.31 (3) ; pp.429-436
    5. M. Choi , I.S. Lee , D.W. Hwang , H.C. Kim , S.P. Yoon , S. Yun , C.S. Kim , I.S. Seo (2017) Organic enrichment and pollution in surface sediments from Jinhae and Geoje-Hansan Bays with dense oyster farms., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.50 (6) ; pp.777-787
    6. M. Choi , I.S. Lee , H.C. Kim , D.W. Hwang (2015) Distribution and contamination status of trace metals in surface sediments of shellfish farming areas in Yeoja and Gangjin Bays, Korea., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.48 (5) ; pp.789-797b
    7. T.J. Choi , J.N. Kwon , G. Lee , H. Hwang , Y. Kim , J.H. Lim (2015) Distribution and pollution assessment of trace metals in the surface sediments around farming area of Jinhae Bay., Journal of the Korean Society of Marine Environment & Safety, Vol.21 (4) ; pp.347-360a
    8. P.J. Cranford , B.T. Hargrave , L.I. Doucette (2009) Benthic organic enrichment from suspended mussel (Mytilus edulis) culture in Prince Edward Island, Canada., Aquaculture, Vol.292 ; pp.189-196
    9. M. Croteau , S. N. Louma , A. R. Stewart (2005) Trophic transfer of metals along freshwater food webs: evidence of cadmium biomagnifications in nature., Limnology and Oceanography, Vol.50 (5) ; pp.1511-1519
    10. T.H. Fang , E. Hong (1999) Mechanisms influencing the spatial distribution of trace metals in surficial sediments off the south-western Taiwan., Mar. Pollut. Bull., Vol.38 (11) ; pp.1026-1037
    11. R.L. Folk (1968) Petrology of sedimentary rock, Hemphill ?(tm)s, Drawer M., University Station, ; pp.170
    12. R.L. Folk , W.C. Ward (1957) Brazos river bar: A study in the significance of grain size parameters., J. Sediment. Res., Vol.27 (1) ; pp.3-26
    13. S. Gao , M. Collins (1992) Net sediment transport patterns inferred from grain-size trends, based upon definition of transport vectors., Sediment. Geol., Vol.81 (1-2) ; pp.47-60
    14. S.A. Ghani , G.E. Zokm , A. Shobier , T. Othman , M. Shreadah (2013) Metal pollution in surface sediments of Abu-Qir Bay and eastern Harbour of Alexandria, Egypt., Egyptian Journal of Aquatic Research, Vol.39 (1) ; pp.1-12
    15. GNDI (2012) Strategy for enhancement of shellfish farming in Gyungnam province. Gyung Nam Development Institute., GNDI, ; pp.1-8
    16. L. Hakanson (1980) An ecological risk index for aquatic pollution control: a sedimentological approach., Water Res., Vol.14 (8) ; pp.975-1001
    17. H.N. Harman (1967) Modern factor analysis., University of Chicago Press, ; pp.469
    18. A.J. Horowitz (1991) A primer on sediment-trace element chemistry., Lewis Publishers Inc., ; pp.136
    19. D.W. Hwang , H.G. Jin , S.S. Kim , J.D. Kim , J.S. Park , S.G. Kim (2006) Distribution of organic matters and metallic elements in the surface sediments of Masan Harbor, Korea., Hangug Susan Haghoi Ji, Vol.39 (2) ; pp.106-117
    20. D.W. Hwang , S.G. Kim (2011) Evaluation of heavy metal contamination in intertidal surface sediments of coastal islands in the western part of Jeollanam Province using geochemical assessment techniques., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.44 (6) ; pp.772-784
    21. D.W. Hwang , I.S. Lee , M. Choi , J.H. Shim (2015) Distribution of organic matter and trace metal concentrations in surface sediments around the Hansan-Geoje Bay., Journal of Korean Society for Environment Analysis, Vol.18 (3) ; pp.131-143b
    22. D.W. Hwang , I.S. Lee , M. Choi , C.S. Kim , H.C. Kim (2015) Evaluation of pollution level for organic matter and trace metals in sediments around Taehwa River estuary, Ulsan., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.48 (4) ; pp.542-554a
    23. D.W. Hwang , S.E. Park , P.J. Kim , B.S. Koh , H.G. Choi (2011) Assessment of the pollution levels of organic matter and metallic elements in the intertidal surface sediments of Aphae Island., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.44 (6) ; pp.759-771
    24. D.W. Hwang , S.O. Ryu , S.G. Kim , O.I. Choi , S.S. Kim , B.S. Koh (2010) Geochemical characteristics of intertidal surface sediments along the southwestern coast of Korea., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.43 (2) ; pp.146-158
    25. S. Hyun , C.H. Lee , T. Lee , J.W. Choi (2007) Anthropogenic contributions to heavy metal distributions in the surface sediments of Masan Bay, Korea., Mar. Pollut. Bull., Vol.54 (7) ; pp.1059-1068
    26. S. Hyun , T. Lee , J.S. Choi , D.L. Choi , H.J. Woo (2003) Geochemical characteristics and heavy metal pollutions in the surface sediments of Gwangyang and Yeosu Bay, south coast of Korea., Journal of the Korean Society of Oceanography, Vol.8 (4) ; pp.380-391
    27. S. Hyun , W.H. Paeng , T. Lee (2004) Characteristics of surficial sediment and benthic environments based on geochemical data in Gwangyang Bay, Korea., Korean Journal of Environmental Biology, Vol.22 ; pp.93-102
    28. R.H. Jung , I.S. Seo , M. Choi , S.R. Park , B.M. Choi , M.H. Kim , Y.J. Kim , J.S. Yun (2014) Community structure and health assessment of macrobenthic assemblages during spring and summer in the shellfish farming ground ofWonmun Bay, on the southern coast of Korea., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.47 (6) ; pp.908-926
    29. C.K. Kang , P.Y. Lee , J.S. Park , P.J. Kim (1993) On the distribution of organic matter in the nearshore surface sediment of Korea., Hangug Susan Haghoi Ji, Vol.26 (6) ; pp.557-566
    30. P.J. Kim , S.G. Shon , S.Y. Park , S.S. Kim , S.J. Jang , S.B. Jeon , J.S. Ju (2012) Biogeochemistry of metal and nonmetal elements in the surface sediment of the Gamak Bay., Journal of the Korean Society of Marine Environment & Safety, Vol.18 (2) ; pp.67-83
    31. M.K. Lee , W. Bae , I.K. Um , H.S. Jung (2004) Characteristics of heavy metal distribution in sediments of Youngil Bay, Korea., Journal of Korean Society of Environmental Engineers, Vol.26 (5) ; pp.543-551
    32. D.I. Lim , J.W. Choi , H.H. Shin , D.H. Jeong , H.S. Jung (2013) Toxicological impact assessment of heavy metal contamination on macrobenthic communities in southern coastal sediments of Korea., Mar. Pollut. Bull., Vol.73 (1) ; pp.362-368
    33. P.A. Meyers (1994) Preservation of elemental and isotopic source identification of sedimentary organic matter., Chem. Geol., Vol.114 (3-4) ; pp.289-302
    34. P.A. Meyers , J.E. Silliman , T.J. Shaw (1996) Effects of turbidity flows on organic matter accumulation, sulfate reduction, and methane generation in deep-sea sediments on the Iberia Abyssal Plain., Org. Geochem., Vol.25 (1-2) ; pp.69-78
    35. G. MA1/4ller (1979) Schwermetalle in den sedimenten des Rheins-Veränderungen Seit 1971., Umschau, Vol.79 ; pp.778-783
    36. G. Müller (1981) Die schwermetallbelastung der sedimente des Neckars und seiner Nebenflüsse Eine Bestandasufnahme., Chemiker Zeitung, Vol.105 (6) ; pp.157-164
    37. NFRDI (2012) Standard manual of Pacific oyster hanging culture, National Fisheries Research and Development Institute (NFRDI), ; pp.203
    38. I. H. Noh , Y. H. Yoon , D. I. Kim , J. S. Park (2006) The spatio-temporal distribution of organic matter on the surface sediment and its origin in Gamak Bay, Korea., Journal of the Korean Society for Marine Environmental Engineering, Vol.9 (1) ; pp.1-13
    39. S.J. Oh , H.J. Kim , H.K. Kwon , H.S. Yang , S.Y. Kim (2015) Effect of Nutrients on competition among the harmful dinoflagellates Cochlodinium polykrikoides and the diatom Skeletonema sp. in Jaran Bay using a mathematicalmodel., Journal of the Korean Society of Oceanography, Vol.20 (2) ; pp.92-101
    40. K. Ra , E.S. Kim , J.K. Kim , K.T. Kim , J.M. Lee , E.Y. Kim (2013) Distribution and pollution assessment of trace metals in core sediments from the artificial lake Shihwa, Korea., Ocean Polar Res., Vol.35 (2) ; pp.69-83b
    41. K. Ra , E. S. Kim , K. T. Kim , J. K. Kim , J. M. Lee , J. Y. Choi (2013) Assessment of heavy metal contamination and its ecological risk in the surface sediments along the coast of Korea., Journal of Coastal Research., ; pp.105-110a
    42. V. Sheykhi , F. Moore (2013) Evaluation of potentially toxic metals pollution in the sediments of the Kor River, southwest Iran., Environ. Monit. Assess., Vol.185 (4) ; pp.3219-3232
    43. J. Shim , M. Ye , J.H. Lim , J.N. Kwon (2014) Evaluation of simple CO2 budget with environmental monitoring at an oyster Crassostrea gigas farm in Goseong Bay, south coast of Korea in November 2011., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.47 (6) ; pp.1026-1036a
    44. E.H. Shim , H.S. Yun , Y.J. Lee , S.Y. Han (2014) The characteristic and origin of organic matter in the ODP leg 204 site 1249C and site 1251B., Econ. Environ. Geol., Vol.47 (1) ; pp.71-85b
    45. K.B. Shim , K.S. Ha , H.D. Yoo , J.H. Kim , T.S. Lee (2009) Evaluation of the bacteriological safety for the shellfish growing area in JaranmanA Saryangdo area, Korea., Korean Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, Vol.42 (5) ; pp.442-448
    46. H.M.V.M. Soares , R.A.R. Boaventura , A.A.S.C. Machado , J.C.G. Esteves da Silva (1999) Sediment as monitors of heavy metal contamination in Ave River basin(Portugal): multivariate analysis of data., Environ. Pollut., Vol.105 (3) ; pp.311-323
    47. R. Stein (1990) Organic carbon content/sedimentation rate relationship and its paleoenvironmental significance for marine sediments., Geo-Mar. Lett., Vol.10 (1) ; pp.37-44
    48. C.P. Summerhayes (1972) Geochemistry of continental margin sediments from northwest Africa., Chem. Geol., Vol.10 (2) ; pp.137-156
    49. C.I. Sun , Y.J. Lee , J.H. An , Y.W. Lee (2014) Speciation and ecological risk assessment of trace metals in surface sediments of the Masan Bay., Journal of the KoreanSociety of Oceanography, Vol.19 (2) ; pp.155-163
    50. S.R. Taylor (1964) Abundance of chemical elements in the continental crust: A new table., Geochim. Cosmochim. Acta, Vol.28 (8) ; pp.1273-1285
    51. S.R. Taylor , S.M. McLennan (1995) The geochemical evolution of the continental crust., Rev. Geophys., Vol.33 (2) ; pp.241-265
    52. D.L. Tomlinson , J.G. Wilson , C.R. Harris , D.W. Jeffrey (1980) Problems in the assessment of heavy-metal levels in estuaries and the formation of a pollution index., Helgol. Meeresunters., Vol.33 ; pp.566-575
    53. H.J. Woo , J.H. Cho , J.U. Choi (2007) Characteristics of heavy metals and benthic foraminifera on surface sediments in Masan Bay and Gadeog Channel, Korea., Ocean Polar Res., Vol.29 (3) ; pp.233-244
    54. H. Yuan , J. Song , X. Li , N. Li , L. Duan (2012) Distribution and contamination of heavy metals in surface sediments of the South Yellow Sea., Mar. Pollut. Bull., Vol.64 (10) ; pp.2151-2159
    55. J. Zhang , C.L. Liu (2002) Riverine composition and estuarine geochemistry of particulate metals in China-weathering features, anthropogenic impact and chemicalfluxes., Estuar. Coast. Shelf Sci., Vol.54 (6) ; pp.1051-1070