교통량 밀집지역의 자동차 대기오염 영향연구_최종보고서.hwp

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3 발 간 등 록 번 호 NIER NO. SP 교통량 밀집지역의 자동차 대기오염 영향연구 - 최종보고서 -

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5 제 출 문 국립환경과학원장 귀하 본 보고서를 교통량 밀집지역의 자동차 대기오염 영향연구 사업의 최종보고서 로 제출합니다. 2012년 12월 연구기관 : 건국대학교 산학협력단 연구수행기간 : ~ 연구책임자 연구원 : 선 우 영 (건국대학교) : 마 영 일 (건국대학교) 정 혜 선 (자동차환경센터) 강 병 근 (건국대학교) NGUYEN THI HUYNH TRAH (건국대학교) CHU THI PHUONG THAO (건국대학교) 손 영 금 (강원대학교) 김 예 슬 (강원대학교)

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7 요 약 문 본 연구는 교통량이 많고, 거주 또는 통행하는 사람들이 많은 도로 이동오염원의 중요성이 매우 큰 지역인 교통량 밀집지역 의 대기질 에 미치는 자동차의 중요성을 판단하기 위한 기초자료를 마련하는 것은 물론, 해당지역의 대기환경 개선을 위해 필요한 사항에 대한 조사를 진행한 연구임. 본 연구의 주요 연구내용은 도로변 및 도시대기측정소 데이터 비 교 분석을 통한 자동차 오염기여도 평가, 교통량 밀집지역의 배출량 산정 및 농도 예측, 교통량 밀집지역에서 자동차 오염물질의 고유 한 배출 특성 관련 자료조사, 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염 물질 노출 영향 관련 자료 조사, 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소를 위한 관리방안 조사 이며 주요 결과는 아래에 서술된 바와 같음. 도로변 및 도시대기측정소 데이터 비교 분석을 통한 자동차 오염기 여도 평가 - 단일측정망만의 분석으로는 교통량 밀집지역 의 대기오염에 대한 자동차의 기 여도를 파악하는데 한계가 있으므로, 도로변대기측정소-도시대기측정소 사이 의 오염물질 농도 차이를 통한 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 대기오염 기여도 평가( 짝 측정소 분석)를 수행함. - 서울소재 7개 도로변대기측정소 및 해당 측정소와 인접한 도시대기측정소 사 이의 PM 10 및 NO 2 농도를 분석하였으며 분석 대상기간은 2001년~2010년임. 연구결과의 신뢰성 평가는 짝 측정소 를 구성하고 있는 도로변대기측정소와 도 시대기측정소 자료 사이의 상관성 분석을 통해 진행함. - 짝 측정소 를 구성하고 있는 측정소 사의의 풍향과 도시대기측정소의 오염물 질의 농도가 도로변대기측정소의 오염물질 농도에 비해 높은 경우를 제외하고

8 분석한 결과, PM 10 의 경우, 대상지역으로 선정한 7개 지점 모두에서 시간의 흐 름에 따라 농도차가 감소하는 것을 확인할 수 있었음. 짝 측정소 의 농도차는 교통량 밀집지역 의 대기질에 대한 자동차의 기여도라고 판단할 수 있음. 수도 권 대기환경관리 기본계획 의 본격적인 시행시점인 2007년 이후 이러한 경향이 더욱 두드러지게 나타나는 것을 확인함. - PM 10 의 경우 짝 측정소 를 구성하고 있는 도시대기측정소 자료와 도로변대기 측정소 자료 사이의 상관성이 대부분 0.9이상(2007년 이후는 모든 측정소에서 0.9이상)으로 나타나 짝 측정소 를 구성하고 있는 도로변대기측정소와 도시대 기측정소가 동일한 공기괴의 영향 아래에 있다는 것을 확인할 수 있었음. 이는 본 연구에서 도시대기측정소의 오염물질 농도는 도로변대기측정소에 영향을 미 치는 배경농도이며, 도로변대기측정소의 오염물질 농도는 이러한 배경농도에 자 동차에서 배출된 오염물질의 농도가 가중된 것이라는 가정이 타당했음을 의미. 따라서 본 연구에서 도출된 결과들이 신뢰도 측면에서 충분히 타당하다는 것을 확인함. - 이러한 경향은 수도권 대기환경관리 기본계획 에서 제시된 각종 도로이동오염 원 관련 대책들의 효과가 지속적으로 나타나고 있는 가능성을 시사하는 것으로 사료됨. - NO 2 의 경우 PM 10 과 유사한 경향이 나타나고 있으나, 그 정도가 PM 10 에 비해 매우 낮은 것으로 나타남. NO 2 와 관련하여 이런 결과가 나타나는 것은 대기 중 에서 급격하게 일어나는 복잡 다양한 NOx의 광화학 반응에 기인되는 것으로 판단됨. 교통량 밀집지역의 배출량 산정 및 농도 예측 - 서울역 주변의 도로변대기측정소의 오염물질 농도자료와 회현역 주변의 교통 량조사지점 교통량자료를 활용하여 교통량 변화에 따른 오염물질의 농도 사이 의 관계를 파악함. - PM 10 과 NO 2 모두 교통량의 증가에 따라 대기 중 농도가 증가하는 현상을 확 인할 수 있었음. 특히 조사기간(7일)의 시간대별 평균 교통량과 시간대별 평균 오염물질 농도 사이의 상관계수가 PM 10 의 경우에는 0.874, NO 2 의 경우 로 나타나 두 인자 사이에 선형적인 상관성이 있는 것으로 나타남.

9 - 대표적인 교통량 밀집지역 중의 하나인 건대입구역 사거리(상습 정체구간, 분 당과 서울 도심을 이어주는 교통 요충지, 많은 수의 통행 인구 및 환경 민감시 설 밀집지역)을 대상으로 소형영상기록장치를 활용하여 차종별 교통량 측정 및 도로이동오염원의 배출량 산정(대상기간 2012년 10월 25일(목)~27일(금))함. - 교통량 조사 결과 시간별 교통량의 변화는 출 퇴근 시간에 높아지는 전형적인 분포를 확인. 반면 차종별 교통량 비율과 광진구 차종별 등록대수 비율에는 차 이가 있는 것을 확인함. - 차종별 교통량 조사결과에 기반하여 CAPSS에서 적용하고 있는 배출량 산정방 법론을 적용하여 배출량을 산정한 결과 조사기간인 3일에 대한 PM 10 배출량은 7.5kg, NOx 배출량은 832.5kg으로 산정됨. - 이를 CAPSS에서 산정된 광진구 도로이동오염원 배출량을 광진구 도로면적과 본 연구에서 배출량을 산정하는데 활용된 도로면적 사이의 비율 및 각종 시간 할당 계수를 활용하여 배출량을 할당한 결과, PM 10 의 경우 본 연구에서 산정된 배출량이 CAPSS 배출량의 약 37.7%~39.5%의 수준인 것으로 나타났으며, NOx의 경우 본 연구에서 산정된 배출량이 CAPSS 배출량의 약 138.6%~145.3%의 수준인 것으로 나타남을 확인. - 본 연구결과는 단기간에 걸친 교통량 조사를 기초로 산정된 배출량이기 때문 에 자료의 대표성을 확보하는데 한계가 있으나, 조사대상지역의 특성은 반영하 고 있다고 판단됨. 따라서 본 연구에서 확인한 것과 같은 특정지역에 대한 교통 량 조사를 통한 bottom-up 배출량 산정방법을 적용한 배출량과 CAPSS자료를 활용하여 배출량을 할당하는 top-down방법을 적용한 배출량 사이의 차이를 고 려했을 때, 추후 미세규모의 교통 밀집지역 에 대한 대책을 수립 및 이행하는 과정에서 본 연구에서 적용한 방법과 같은 실제 차종별 교통량 조사를 통한 배 출량 산정과 같은 과정을 반영할 경우 보다 효과적일 수 있다는 것을 판단할 수 있음. - 교통량 밀집지역 에서 자동차 배출 대기오염물질이 주변지역 대기질에 미치는 영향, 즉 도로로부터의 이격거리별 오염물질의 농도를 측정을 통해 판단하는 것 은 다양한 배출원의 혼재, 밀집된 도로망, 외부지역으로부터의 영향 등으로 인 해 매우 어려움. 이러한 문제의 극복을 위해서는 대기질 모델링 연구가 필요함. - 본 연구에서는 교통량 밀집지역 에서 순수하게 자동차 배출 대기오염물질이

10 주변지역 대기질에 미치는 영향, 즉 도로로부터의 이격거리별 오염물질의 농도 를 평가하기 위하여 본 연구 대상지역인 건대입구역 사거리 주변지역을 대상 으로 본 연구에서 산정된 도로이동오염원 배출량만을 적용(점 면오염원 배출량 미입력)하여 모델링을 수행함. - 대기질 모델링을 수행 결과 최고농도가 나타난 도로변에서 이격거리가 100m 인 지점에서 오염물질의 농도가 약 절반정도의 수준으로 감소하는 것을 확인할 수 있었으며, 그보다 이격거리가 멀어질수록 오염물질의 농도가 급격히 감소하 는 것을 확인할 수 있었음. - 교통량의 증가는 배출량의 증가로 이어지며, 이는 다시 주변지역의 대기 중 오 염물질 농도의 증가로 이어지는 것을 대기질 모델링을 통해 확인함. - 적용된 대기질 모델 자체의 한계점, 점 면오염원 배출량의 미입력으로 인해 본 연구결과가 대기질 자체를 정확히 모사하는 것은 한계가 있음. 본 연구결과는 도로를 중심으로 이격거리별 자동차에서 배출되는 오염물질만의 농도분포를 확 인하는 것임. 따라서 모델링 결과를 해석하는데 있어 주의가 요구됨. 교통량 밀집지역에서 자동차 오염물질의 고유한 배출 특성 관련 자 료조사 - 도로변 및 터널에서 수행된 다양한 국내 외 연구사례를 조사함. - 대기 중 오염물질의 계절별, 시간별 농도 변화, 해당 지역에서 측정되는 오염 물질의 종류 및 농도 특성과 관련된 다양한 연구결과를 확보. - 이러한 연구결과들 중 국내 도로변 및 터널 연구를 대상으로 진행된 일부 연 구결과들에서 제시된 시간별 교통량과 오염물질의 농도자료가 본 연구에서 조 사된 교통량, 배출량과 유사한 경향을 나타내고 있음을 확인. 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염물질 노출 영향 관련 자료 조 사 - 자동차 배출 오염물질로 인한 각종 위해성에 대한 다양한 국내 외 연구사례에 대한 조사 수행. - 오염물질별, 각 질환별 위해성과 관련된 다양한 연구결과 확보. - 자동차에서 배출되는 오염물질은 인체의 호흡기, 순환기계통 등에 영향을 미치

11 는 것으로 조사됨. 아울러 발암성과도 영향이 있는 것으로 조사됨. - 향후 도로이동오염원의 체계적이고, 신뢰도 높은 위해성 평가를 도출하기 위해 관련 역학 조사 연구, 자동차 배출 오염물질의 화학종 구성비와 같은 자료의 확 보 등에 대한 연구가 필요한 것으로 조사됨. 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소를 위 한 관리방안 조사 - 현재 폭넓게 적용되고 있는 도로이동오염원 대기오염 방지대책 역시 교통량 밀집지역 의 자동차로 인한 대기오염을 개선시킬 수 있기 때문에, 이 부분에 대 한 연구는 교통량 밀집지역 이라는 항목으로 제한을 두지 않고, 활용이 가능한 방안을 모두 조사함. 아울러 수도권 대기환경관리 기본계획 을 통해 추진되고 있는 도로변 물청소에 대한 효과를 정리하고 효과를 높일 수 있는 방법들 역시 조사를 진행함. - 자동차에서 배출되는 오염물질의 영향을 줄일 수 있는 방안으로, 하이브리드 자동차, 전기자동차, 연료전지 자동차와 같은 저공해 자동차와 배출저감장치 부 착, 교통수요 관리 등과 같은 기술적 및 비기술적 내용에 대한 국내 외 현황을 정리함. - 도로변 물청소의 효과와 방법에 대한 조사 결과 현재 국내에서 진행되고 있는 도로변 물청소에 대한 대기오염 저감효과는 긍정적인 분석과 부정적인 분석이 혼재되어 존재하는 것을 확인할 수 있었으며, 물청소의 효과를 높이기 위해서 상황에 따른 물청소 및 진공청소의 적절한 활용 또는 복합사용이 필요한 것을 확인할 수 있었으며, 물청소 주기, 살수차량 운행시기, 청소방법, 청소영역별 경 제적/효율적 차량수요 결정, 물청소방법의 고도화 및 개선, 청소현장 및 급수원 거리를 고려한 효율적 수원 공급 등과 같은 항목에 대해 표준화된 방안의 필요 성을 확인함.

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13 목 차 목 차 ⅰ 표 목 차 ⅲ 그림목차 ⅴ 제 1 장. 서론 1 1. 연구의 배경 및 필요성 1 2. 연구 목표 및 내용 7 3. 연구방법 도로변 및 도시대기 측정소 자료 비교분석을 통한 자동차 오염기여도 평가 교통량 밀집지역 배출량 산정 및 농도 예측 교통량 밀집지역 내 자동차 배출의 특성, 거주자에 대한 오염물질 노출, 노출저감 방안 자료조사 19 제 2 장. 연구수행내용 및 결과 도로변 및 도시대기측정소 데이터 비교분석을 통한 자동차 오염기여도 평 가 도시대기측정소-도로변대기측정소 데이터 특성 비교분석을 위한 짝(Pair) 측정소 선정 도시대기측정소-도로변대기측정소간 짝(Pair) 측정소 결과 비교분석 행정구역 및 거리 기준 짝 측정소 결과 비교분석 풍향을 고려한 짝 측정소 결과 비교분석 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 결과 비교분 석 교통량 밀집지역 배출량 산정 및 농도 예측 교통밀집지역 자동차 통행량 증감에 따른 농도 변화 평가 교통량 밀집지역의 차종별 연료별 통행량 조사 및 이동오염원 배출량 50 - i -

14 2.2.1 영상촬영 교통량 조사 결과 교통량 조사 결과를 활용한 도로이동오염원의 오염물질 배출량 산정 모델링을 통한 도로 이격거리별 농도분포 및 악조건에 대한 대기질 변화 도로 이격거리별 농도분포 악조건에 대한 대기질 변화 교통량 밀집지역내 자동차 배출 오염물질의 고유한 배출특성 관련 조사 국내 도로변 및 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 국내 도로변에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 국내 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 국외 도로변 및 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염물질 노출영향 관련 자료 조사 주요 자동차 배출 대기오염물질 및 인체에 미치는 영향 오염물질별 인체 유해성 질환별 자동차 배출 오염물질의 위해성 위해성 평가 위해성 평가방법 자동차 배출 대기오염물질의 위해성 평가 자동차 배출 대기오염물질의 발암 위해성 향후 도로이동오염원 위해성 평가를 위한 필요 사항 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소를 위한 관리 방안 조사 국내 도로변 및 터널에서의 거주자에 대한 노출감소를 위한 정책 국내 자동차 배출가스 저감대책 도로변 물청소에 의한 영향 조사 및 효과를 높일 수 있는 방법 국내외 도로변 물청소에 의한 영향 조사 도로변 물청소 효과를 높일 수 있는 방법 조사 123 제 3장 요약 및 결론 129 참고문헌 ii -

15 표 목 차 <표 1-1-1> 디젤기관 배출물질의 주요 구성성분과 대기 중에서의 반응생성물 2 <표 1-3-1> 서울 소재 도시대기측정망 정보 11 <표 1-3-2> 서울 소재 도로변대기측정망 정보 (2010년 기준) 12 <표 1-3-3> 서울시내 교통량 조사 지점 및 방법 13 <표 1-3-4> 본 연구의 CALPUFF 모델링 조건 18 <표 1-3-5> 본 연구의 CALMET 수행을 위한 지상 기상자료 측정지점 18 <표 1-3-6> 악조건 시나리오 18 <표 2-1-1> 선정된 도로변대기측정소-도시대기측정소 사이의 짝 측정소 21 <표 2-1-2> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) 23 <표 2-1-3> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) 26 <표 2-1-4> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 동시에 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) 30 <표 2-1-5> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) 32 <표 2-1-6> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서 의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) 34 <표 2-1-7> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서 의 측정소간 PM 10 농도 상관관계 (2001~2010년) 37 <표 2-1-8> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에서 의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) 38 <표 2-1-9> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서 의 측정소간 NO 2 농도 상관관계 (2001~2010년) 41 <표 2-2-1> 서울역 지점에서의 요일별 교통량 및 PM 10, NO 2 평균 농도 42 <표 2-2-2> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 PM 10, NO 2 평균 농도 47 <표 2-2-3> 건대입구역 사거리 차종별 통행량 조사 결과 및 광진구 차종별 등록대수 51 <표 2-2-4> 건대입구역 사거리 주변 지역에 대한 배출량 비교 (CAPSS vs 본연구) 56 <표 2-2-5> 악조건 시나리오별 연구 대상지역 도로이동오염원 대기오염물질 배출량 59 <표 2-3-1> 측정기간 시간별 오염물질별 평균농도, 교통량, 풍속 및 온도 76 <표 2-4-1> 미국의 자동차 배출물질에 의한 발암 위해성 90 <표 2-4-2> 자동차 배출가스의 유해물질 위해도 91 <표 2-5-1> 차종별 제작차 배출허용기준 94 <표 2-5-2> 차기 자동차 배출허용기준 도입시기 비교 95 <표 2-5-3> 연도별 수도권 운행경유차 저공해화 조치 현황 97 <표 2-5-4> 천연가스버스 및 충전소 보급 실적( 10) 및 계획 ( 11~ 14) iii -

16 <표 2-5-5> 미국의 전기차 지원 정책 107 <표 2-5-6> 일본의 차세대자동차 육성 6대 전략 109 <표 2-5-7> 캘리포나아주의 Smog Check Program 종류 111 <표 2-5-8> 한국과 일본의 경차 지원제도 비교 114 <표 2-5-9> 물청소에 따른 온도변화 및 지속시간 118 <표 > 물청소 전후의 광학적 먼지입자 농도변화 118 <표 > 물청소 유출수의 성분분석 결과 120 <표 > 물청소에 의해 제거되는 10um이하의 도로먼지 122 <표 > 국내의 물청소 사례 (박상현, 2011) 123 <표 > 국외의 물청소 사례 iv -

17 그 림 목 차 <그림 1-1-1> 연도별 전국 및 수도권 지역 자동차 총 등록대수 1 <그림 1-1-2> 지역별 PM 10 및 NO 2 연평균 농도 변화 3 <그림 1-1-3> OECD 국가중 주요 도시의 PM 10 및 NO 2 농도 (2007~2008) 3 <그림 1-1-4> 서울의 PM 10 및 NOx의 대분류 배출원별 배출 기여도 4 <그림 1-1-5> 서울시 도로이동오염원 PM 10 및 NOx의 연도별 배출량 추이 4 <그림 1-3-1> 자동측정망 자료 분석을 통한 자동차 오염 기여도 평가 과정 9 <그림 1-3-2> 도시대기측정망 및 도로변대기측정망 위치 정보 10 <그림 1-3-3> 서울시 자동기상측정기(AWS)의 위치 정보 10 <그림 1-3-4> 도로변 대기측정소와 교통량 조사지점 위치 14 <그림 1-3-5> 교통량 측정지점 및 영상기록장치 설치위치 15 <그림 1-3-6> 도로이동오염원 배출량 시간 할당 분율 16 <그림 1-3-7> CALPUFF 모델링 시스템의 구성요소 17 <그림 2-1-1> 분석대상 측정소별 PM 10 연평균 농도 추세 (2001년~2010년) 22 <그림 2-1-2> 분석대상 측정소별 NO 2 연평균 농도 추세 (2001년~2010년) 22 <그림 2-1-3> 분석대상 전체 측정소에 대한 PM 10 및 NO 2 연평균 농도 추세 (2001 년~2010년) 22 <그림 2-1-4> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 상 세결과 (2001년~2010년) 25 <그림 2-1-5> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 상 세결과 (2001년~2010년) 27 <그림 2-1-6> 서울시 행정구역내 이격거리 및 풍향을 동시에 고려한 짝 측정소 29 <그림 2-1-7> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농 도차 상세결과 (2001년~2010년) 31 <그림 2-1-8> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도 차 상세결과 (2001년~2010년) 33 <그림 2-1-9> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에 서의 연평균 PM 10 농도차 상세결과 (2001년~2010년) 35 <그림 > 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에 서의 시간평균 PM 10 농도차 분포 (2001년~2010년) 36 <그림 > 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에 서의 연평균 NO 2 농도차 상세결과 (2001년~2010년) 39 <그림 > 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에 서의 시간평균 NO 2 농도차 분포 (2001년~2010년) 40 <그림 2-2-1> 서울역 지점에서의 요일별 교통량 및 일평균 PM 10 농도 43 <그림 2-2-2> 서울역 지점에서의 요일별 교통량, 일평균 NO 2 농도 43 - v -

18 <그림 2-2-3> 시간별 교통량 및 PM 10 농도 변화 45 <그림 2-2-4> 시간별 교통량 및 NO 2 농도 변화 46 <그림 2-2-5> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 시간평균 PM 10 농도 48 <그림 2-2-6> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 시간평균 NO 2 농도 48 <그림 2-2-7> 서울역 지점에서의 일일 교통량과 일평균 PM 10 농도의 상관관계 49 <그림 2-2-8> 서울역 지점에서의 일일 교통량과 일평균 NO 2 농도의 상관관계 49 <그림 2-2-9> 2012년 10월 25일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량 50 <그림 > 2012년 10월 26일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량 50 <그림 > 2012년 10월 27일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량 51 <그림 > 건대입구역 사거리 교통량 차종별 기여도 및 광진구 차종별 등록 비율 52 <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 25일 차 종별 배출량 53 <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 26일 차 종별 배출량 53 <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 27일 차 종별 배출량 53 <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 차종별 PM 10 배출 기여 도 54 <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 차종별 NOx 배출 기여 도 54 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 10km 10km에 대한 PM 10 24시간 평균농도 분포 57 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 10km 10km에 대한 NO 2 24시간 평균농도 분포 57 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 PM 10 24시간 평균농도 분포58 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 NO 2 24시간 평균농도 분포 58 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 시나리오별 PM 10 24시간 평균 농도 분포 60 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 시나리오별 NO 2 24시간 평균 농도 분포 61 <그림 2-3-1> 서울시 도로이동오염원 오염물질별 배출비율 분포 62 <그림 2-3-2> 청량리 도로변 측정 위치 63 <그림 2-3-3> 입자별 수 농도 및 오염물질별 1시간 평균농도 변화 64 <그림 2-3-4> 광화문 태평로에서의 오염물질별 주간 농도변화 64 <그림 2-3-5> 태평로 도로변 교통량, 상대습도, 온도 및 평균 입경 일변화 65 <그림 2-3-6> 태평로 도로변 측정지점의 바람장미 65 <그림 2-3-7> 극미세입자 수, BC 농도와 NOx 농도의 상관관계 66 <그림 2-3-8> PM 10, NOx 및 O 3 의 시간별 농도변화 67 <그림 2-3-9> PM 10, NOx 및 O 3의 수평 및 수직방향의 농도변화 67 <그림 > 계절별 PAHs 농도분포 68 <그림 > PAHs 농도분포 (2005년 9월, 11월) 69 - vi -

19 <그림 > 측정시기별 13개 입자상 PAHs 농도 분포 70 <그림 > 도로변과 터널의 입자상 PAHs 농도 비교평가 71 <그림 > 1시간 평균 BC 농도변화 및 교통량 일변화 72 <그림 > 차종별 교통량 변화 및 BC와 교통량사이의 상관성 분석 72 <그림 > 기체상 및 입자상 PAHs 농도 분포 73 <그림 > 도로변별 측정지점 74 <그림 > 지점별 미세입자 수 농도 75 <그림 > 연료별 자동차의 탄소비 (%, 농도) 76 <그림 > 시간별 평일 주일의 평균 BC농도와 교통량 77 <그림 > 일별 교통량별 입자별 수 농도 78 <그림 > Plabutsch tunnel의 측정지점 78 <그림 > 측정지점별 입경별 분포(75%, 평균, 25%) 79 <그림 > 시간별 측정지점별 평균 입자크기 분포 79 <그림 2-4-1> 극미세입자로 인한 호흡기계와 심혈관계통의 독성영향 (신동천, 2005) 82 <그림 2-5-1> 현행 및 차기 배출허용기준 비교 (언론보도자료, 2011) 94 <그림 2-5-2> 제작자동차 배출가스 인증 절차도 (한국환경공단, 2012) 96 <그림 2-5-3> 제작자동차 배출가스 인증시험 절차도 (한국환경공단, 2012) 97 <그림 2-5-4> 대형 엔진의 경유 후처리장치 부착전 후의 입자개수 98 <그림 2-5-5> 배기재순환과 연료분사시기 변경에 따른 입자상 물질의 배출특성 98 <그림 2-5-6> 자동차의 친환경 패러다임 변화 (조은애, 2011) 99 <그림 2-5-7> 하이브리드 자동차 구성 100 <그림 2-5-8> 하이브리드 자동차 구동 원리 ( 101 <그림 2-5-9> HEV와 PHEV의 구성 비교 (오토저널, 2009) 102 <그림 > 전기자동차 구성 (최전, 2010) 103 <그림 > 전기자동차 보급 핵심 요소 (최전, 2010) 104 <그림 > 국내 전기자동차 종류 (민경덕, 2011) 104 <그림 > 연료전지자동차의 구조 (원종필, 2009) 105 <그림 > 수소연료전지 기술개발 목표 (제3차신재생에너지기본계획(안), 2008) 105 <그림 > 물청소에 따른 온도변화 118 <그림 > 물청소 전후 도로먼지의 입자분포 119 <그림 > 인천시 구별 고압살수청소 강화도로구간 silt loading 측정결과 (여름 및 겨울 비교) 119 <그림 > 차도에서의 오염물질 유입, 유출 축적 모식도 120 <그림 > 물청소 유출수의 입도분포(부피비) 121 <그림 > 물청소 후 유출수의 입자 분포(갯수비) 121 <그림 > 물청소 차량 종류 (유기영, 2006) vii -

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21 제 1 장. 서론 1. 연구의 배경 및 필요성 최근 수도권을 비롯한 대도시의 인구집중과 이에 따른 오염 발생원의 집적, 그리고 교통량의 증가 등으로 인해 우리나라 대도시의 대기오염 문제는 심각해지고 있다. 기존의 대기오염원은 주로 발전소, 소각장, 공업시설과 같은 고정오염원(stationary source)이 주를 이루었으나, 1980년대 이후부터 자동차의 보급증가로 인해 점차 도 로이동오염원(on-road mobile source)으로 전환되고 있는 추세에 있으며, 아래 <그 림 1-1-1>과 같이 2010년대에도 전국 및 수도권 지역에서의 자동차 등록대수가 지속적으로 증가하고 있다. <그림 1-1-1> (a)에 제시된 바와 같이 전국의 자동차 등록대수는 2001년의 경우 12,914천대였으나 2010년에는 17,941천대로 약 39%나 증가하였으며, <그림 1-1-1> (b)와 같이 수도권 지역에서도 크게 증가하는 추이 를 나타내었다. (출처 : 환경부, 2011) (출처 : 국토해양부, 2011) (a) (b) <그림 1-1-1> 연도별 전국 및 수도권 지역 자동차 총 등록대수 이와 같은 자동차의 급격한 증가는 국민경제가 발전하고 국민생활이 윤택해졌음을 반영하고 있으나 사회적인 영향도 크게 나타나고 있다. 우선 도로건설과 같은 사회 간접시설투자가 자동차의 증가추세를 따라가지 못하여 전국적으로 자동차의 정체로 인한 연료소비량의 증가증가하고 있다. 우리나라의 승용차 일일주행거리는 미국과 비슷하고 일본의 2배, 독일, 영국, 프랑스 및 이탈리아와 같은 유럽국가들의 약 1.5 배로서 자동차의 이용률이 높아 자동차 보유대수에 비하여 총주행거리가 길고 오염 물질 배출량도 많다. 자동차 배출가스에 의한 대기오염물질 배출량의 증가는 도시 대기질을 크게 악화시 켜 수도권지역을 포함한 대도시지역에서 광화학 스모그가 발생하여 오존농도가 대 기환경기준치를 초과하여 오존주의보 발령횟수가 매년 증가하고 있는 시정이 악화 - 1 -

22 되고 있다. 자동차로부터 배출되는 주요 오염물질은 일산화탄소(CO; Carbon Monoxide), 탄화 수소(HC; Hydrocarbon), 질소산화물(NOx; Nitrogen Oxides), 매연(Smoke) 및 입 자상 물질 등이 포함되어 있다. 자동차에서 배출되는 오염물질은 사용연료 및 주행 상태에 따라 크게 다르다. 가솔린과 디젤연료 사용차량에서 배출되는 오염물질 중 대기오염도에 크게 기여하는 오염물질로는 일반적으로 일산화탄소(CO), 질소산화 물(NOx), 이산화황(SO 2 ), 탄화수소(HC), 미세먼지(PM 10 ) 등이며, 현재 조사된 바 에 의하면 자동차 배출오염물질은 주로 디젤엔진에 의한 것이 특히 문제시되고 있 으며, 이들 중 가스상태와 입자상태로서 자연계에 배출되는 항목을 <표 1-1-1> 에 제시하였다. <표 1-1-1> 디젤기관 배출물질의 주요 구성성분과 대기 중에서의 반응생성물 배출구성성분 대기 중 반응생성물 [가스상 배출물질] 이산화탄소(CO 2) - 일산화탄소(CO) - 질소산화물(NOx) 이산화황(SO 2) 탄화수소류(HCs), 알칸류( C18), 알켄류( C4) (예 : 1, 3-부타디엔) 알데히드류, 포름알데히드류, 고가알데히드 (예: 아크로레인) 일고리 방향족화합물 (예: 벤젠, 톨루엔) PAHs( 4고리) (예: 페난스렌, 프루오란센) Nitro-PAHs(2 및 3고리) (예: 니트로나프타렌) 질산 및 질산염, 오존 황산 및 황산염 알데히드류, 질산알킬류, 케톤류, 알데히드류, 케톤류 일산화탄소, 과산화수소기, PAN(Peroxyacyl nitrates) 수산화기 및 수산화-니트로 치환 유도체 Nitro-PAHs( 4고리) 퀴논 및 수산화-니트로 치환 유도체 [입자상 배출물질] 원소탄소 - 무기 황산염 - 탄화수소류(C14~C35) PAHs( 4고리) (예: 피렌, 벤조[a]피렌) 니트로-PAHs( 3고리) (예:니트로피렌) 알데히드류, 케톤류 및 질산 알킬류 Nitro-PAHs( 4고리), Nitro-PAHs lactones 수산화치환-니트로 유도체 - 2 -

23 전국의 주요 지역별 대기중 PM 10 및 NO 2 의 연평균 농도를 살펴보면 <그림 1-1-2>와 같이, PM 10 (대기환경기준 연평균 50μg/m 3 이하)의 경우 점차 2000년 기 준 65μg/m 3 에서 2010년에는 49μg/m 3 로 점차 감소하고 있는 추세이나, 자동차 대수 의 증가로 인하여 NO 2 (대기환경기준 연평균 30ppb이하) 연평균 농도는 지역별로 매 우 다양하게 나타나고 있다. 특히, <그림 1-1-3>에 나타난 바와 같이 서울의 PM 10 및 NO 2 농도는 다른 OECD 국가의 주요 도시와 비교하여 매우 높은 상황이다. <그림 1-1-2> 지역별 PM 10 및 NO 2 연평균 농도 변화 <그림 1-1-3> OECD 국가중 주요 도시의 PM 10 및 NO 2 농도 (2007~2008) - 3 -

24 국가 대기오염물질 배출목록인 CAPSS(Clean Air Policy Support System)의 2009 년 배출량 자료에 따르면 아래의 <그림 1-1-4>에 제시된 바와 같이 서울에서 배 출되는 PM 10 과 NO 2 총 배출량 중 도로이동오염원의 기여도는 각각 65.0%(비산먼 지 제외) 및 57.3%로 산정되고 있는 등 도로이동오염원 관리의 중요성이 점차 대 두되고 있다. (a) (b) <그림 1-1-4> 서울의 PM 10 및 NOx의 대분류 배출원별 배출 기여도 (2009년 기준, 비산먼지 제외) 한편, 1999년부터 2009년까지의 서울시 도로이동오염원 오염물질 배출량 추이를 살펴보면 <그림 1-1-5>와 같으며, PM 10 및 NO 2 모두 수도권 대기환경관리 기본 계획의 수립 및 이행을 기점으로 배출량이 감소하는 경향을 나타내고 있다. (a) (b) <그림 1-1-5> 서울시 도로이동오염원 PM 10 및 NO 2의 연도별 배출량 추이 (a) PM10, (b) NOx (출처 : 국립환경과학원, 대기오염 물질 배출량 홈페이지) - 4 -

25 자동차 배출가스로부터 배출되는 PM 10, NO 2, VOC S 등의 오염물질은 광화학반응을 통해 오존 생성 및 시정거리 감소 등을 유발하고 있다. 특히 교통량 밀집지역 과 같이 자동차에서 배출되는 대기오염물질이 집중되어 고농도 상태를 유지하는 경우, 호흡기 질환 및 천식 악화, 생체면역 감소 등을 초래할 정도로 인체에 유해 영향을 발생시킬 수 있으며, 주민건강에의 영향을 미치는 등 그 심각성이 커지고 있다. 이 에 도로이동오염원에서 배출되는 오염물질이 도로변 거주자들에 미치는 영향에 대 한 중요성이 커지고 있다. 자동차에서 배출되는 각종 오염물질은 그 종류가 매우 다양하고 인체에 미치는 영 향 역시 매우 복잡하다. 또한 수많은 대기오염물질의 종류와 오염정도도 파악되지 않고 있는 실정으로, 이로 인한 만성적 건강영향과 발암물질에 의한 인체의 건강피 해가 크게 우려된다. 자동차 배출오염물질은 실제로 모든 사람에게 노출되어 호흡 기에 흡입, 침적된다. 이러한 오염물질은 폐는 물론 각종 인체기관에서 질병을 야기 할 수 있다. 현재까지 주요 관심대상 오염물질은 행정적으로 규제 관리가 용이하고 대기오염도에 크게 기여하는 것으로 알려진 기준오염물질로서 일산화탄소(CO), 탄 화수소(HC), 질소산화물(NOx), 입자상 물질(PM 10 ) 및 이산화황(SO 2 )이었으나, 최 근 들어 오존이 대기 중에 미량 존재하나 장기적으로 인체에 영향을 초래할 수 있 는 휘발성 유기화합물(VOCs), 다환방향족 탄화수소(PAHs) 등의 유해대기오염물질 에 대한 관심이 증가하고 있다. 이산화황(SO 2 )은 수용성이 높아 호흡기 상기도에 영향을 미치며 황산미스트를 생 성하며, 호흡기 점막에 더욱 강한 자극을 준다. 일산화탄소(CO)는 혈중의 헤모글로 빈과 결합, 신체의 여러 기관에 산소공급을 저해하고 두통, 현기증 등을 유발한다. 질소산화물(NOx)은 수용성이 낮아 폐 깊숙이 침투할 수 있으며, 탄화수소(HC)는 이산화질소(NO 2 )와 태양광선에 의해서 2차적인 광화학 스모그의 원인물을 생성하 며, 이때 발생하는 오존(O 3 ) 등은 호흡기계를 자극한다. 미세먼지(PM 10 )는 여러 가 지 오염물질과 결합하여 피해를 유발시킨다. 디젤 배출물에서 발생되고 있는 입자 상 물질들은 자연발생적인 입자상 물질에 비해서 크기가 작으며, 특히 0.2 정도 의 입자상 물질이 전체 발생량의 75~95%를 차지하고 있다. 입자의 크기가 작을수 록 기관지나 폐포 깊숙이 침투하며, 상대적으로 표면적이 증가하여 유해대기오염물 질의 흡착이 용이해진다. 본 연구에서 대상지역으로 선정한 교통량 밀집지역 은 교통 분야에서 일반적으로 교통 혼잡 도로 이라는 용어로 정의하여 사용하고 있으며, 교통 혼잡도로는 도시 교통정비 촉진법 과 도로용량 편람 에 명시되어 있는 도로별 속도 및 여러 단계 의 교통운영 상태에 따라 선정한다. 도시교통정비 촉진법 은 교통시설의 정비를 촉진하고 교통수단과 교통체계를 효율적으로 운영 관리하여 도시교통의 원활한 소 통과 교통편의 증진에 이바지함을 목적을 하고 있으며, 도시교통정비 촉진법 및 건설교통부의 도로용량편람 에서 선정하고 있는 교통혼잡의 기준은 다음과 같다

26 [도시교통정비 촉진법 기준 (제 15조 1항)] 도시고속도로 : 편도 4차로 이상, 30km/h 이하 간선도로 : 편도 4차로 이상, 21km/h 이하 ; 편도 3차로 이하, 15km/h 이하 신호교차로 : 평균제어 지체시간 100초 이상 무신호교차로 : 평균운영 지체시간 50초 이상 [도로용량 편람 기준] 여러 단계(A~F)의 교통운영상태의 서비스 수준(Level of Service : LOS) : LOS E 와 LOS F 상태를 혼잡상태 라고 규정 <참고> LOS E : 용량상태의 불안정 교통류로서 방향조작 자유도가 매우 제한된 상태. 즉, 방향을 바꾸기 위해서는 다른 차량이 길을 양보하는 강제적인 방법이 필요 하고, 교통량이 조금 증가하거나 작은 혼란이 발생하여도 교통흐름이 와해되는 상태 지역간도로의 경우 LOS C, 도시내 도로는 LOS D 수준을 기준으로 교통혼잡으로 규정 교통혼잡 평균 통행속도 : 20 ~ 28 km/h 본 연구에서 대상으로 하고 있는 교통량 밀집지역 의 기준은 상기 도시교통정비 촉진법 과 도로용량 편람 에 제시된 도로별 속도 및 단계별로 구분된 혼잡도의 규정에 따른 기준을 적용함과 동시에, 환경적인 부분을 고려(도로변 대기측정망 위 치 선정 기준과 같이 차량통행량이 많고 차속 정체구간이 길어 자동차 배출가스 오 염이 많이 발생되고, 주변 유동인구 또는 거주인구가 많은 지역 등)하기 위하여 인 구활동이 많은 지역을 선정하였다. 현재 도로이동오염원의 배출량, 배출특성, 대기질에 미치는 영향과 관련된 연구들은 국가 또는 시 도 단위의 거시적인 관점에서 많은 연구가 진행되고 있으나, 도로이동 오염원에서 배출되는 오염물질에 직접적으로 영향을 받는 도로변 거주자들에 미치 는 영향과 같은 미시적인 관점의 연구들은 미진한 상태이다. 따라서, 도로변 거주자 들이 도로이동오염원으로부터 받는 기여율에 관한 평가가 필수적이며, 현실적인 저 감방안의 수립, 그리고 저감방안 이행에 따른 효과의 정량적인 평가가 매우 필요한 실정이다

27 2. 연구 목표 및 내용 연구 배경 및 필요성에서 언급한 바와 같이 대기오염에 있어 도로이동오염원의 중 요성, 특히 교통밀집지역에서의 도로이동오염원이 주변 대기질에 미치는 영향과 이 를 개선하기 위해 요구되는 사항을 파악하기 위하여, 본 연구에서는 각종 자동 측 정망 자료와 모델링을 통한 교통밀집지역에서의 도로이동오염원에 의한 오염물질 기여도와 영향을 정량적으로 평가하고, 문헌조사를 통해 도로이동오염원의 고유한 배출특성과 각종 오염물질 저감방안에 대한 자료조사를 수행하여 도로이동오염원의 관리정책 지원을 위한 기초자료를 마련하는 것을 최종목표로 하였다. 이러한 목표를 달성하기 위하여 본 연구에서는 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의 한 대기오염 기여도 평가, 교통량 밀집지역, 터널 등 다른 배출특성을 가진 곳과의 비교를 통해 자동차에 대한 고유한 배출특성 평가, 교통량 밀집지역 거주자에 대한 노출 감소를 위한 정책사례에 대한 조사를 수행하였다. 구체적인 연구내용은 아래 에 정리된 바와 같다. 교통량 밀집지역의 자동차 대기오염 영향연구 도로변 및 도시대기 측정소 데이터 비교분석 통한 자동차 오염기여도 평가 - 도시대기측정망 및 도로변대기측정망 데이터 특성 분석 교통량 밀집지역 배출량 산정 및 농도 예측 - 교통량 밀집지역의 도로이동오염원 배출량 산정 및 CAPSS 배출량과의 비교 - 측정자료와 대기질 모델링을 통한 주요 교통량 밀집지역에서의 오염물질 농도 평가 및 예측 교통량 밀집지역에서 자동차 오염물질의 고유한 배출 특성 관련 자료조사 - 국내 외 도로변, 터널 등 다른 배출특성 관련의 특성조사를 통한 본 조사 지역에 서의 특성평가 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염물질 노출 영향 관련 자료 조사 - 도로변 거주자에 대한 오염물질 노출관련 위해성 등 문헌조사 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소를 위한 관리 방안 조사 - 국내 외 교통량 밀집지역 거주자에 대한 노출 감소를 위한 정책조사 - 도로변 물청소 영향조사 및 효과를 높일 수 있는 방법 분석 - 7 -

28 3. 연구방법 이상에서 언급한 연구목표를 달성하기 위한 연구내용을 수행하기 위해 적용된 연구 방법은 연구내용에 따라 각종 자동측정망 측정자료 분석, 교통밀집지역의 교통량 측정과 해당지역의 이동오염원 배출량 산정 및 해당자료를 활용한 대기질 모델링, 문헌조사로 구분될 수 있다. 각 연구내용별 구체적 연구방법은 아래에 서술할 각 장에 서술하였다. 3.1 도로변 및 도시대기 측정소 자료 비교분석을 통한 자동차 오염기여도 평 가 교통량 밀집지역 에서의 도로이동오염원, 즉 자동차에 의한 대기오염 기여도를 확 인하기 위하여 본 연구에서는 서울특별시 소재 도로변대기측정소와 도시대기측정소 의 측정자료를 활용하여 자동차에 의한 대기오염 기여도를 확인하고자 하였다. 현 재 환경부와 지자체에서 운용하고 있는 자동측정망은 그 목적에 따라 도시대기측정 망, 도로변대기측정망, 배경농도측정망 등 다양한 종류의 측정망이 운용되고 있다. 각 측정망들은 외부지역으로부터의 오염물질의 유입 및 다양한 오염원들에서 배출 되는 오염물질의 영향을 종합적으로 받기 때문에 측정망 자료를 활용하여 특정 오 염원의 기여도를 판단하는 것은 매우 어렵다. 도로변대기측정망의 경우 설치장소가 도로에 인접해 있어 다른 오염원들에 비해 도로이동오염원, 즉 자동차에서 배출되 는 오염물질에 직접적인 영향을 받지만, 단순히 도로변측정망 자료만을 가지고서는 도로이동오염원 이외의 오염원에서 배출된 영향을 정량화 할 수 없다. 이에 본 연 구에서는 교통량 밀집지역 의 자동차에 의한 대기오염 기여도를 평가하기 위하여 도로변대기측정소 및 도시대기측정소를 연계한 분석을 진행하였다. 앞에서 언급한 것처럼 도로변대기측정소의 경우 다른 오염원들보다 도로이동오염원에 의한 영향을 직접적으로 받는다고 볼 수 있다. 따라서 도시대기측정소 자료들을 도로변대기측정 소에 영향을 미치는 외부 요인, 즉 배경농도라고 가정한다면, 도로변대기측정소의 오염물질 농도에서 도시대기측정소의 오염물질 농도를 빼줌으로써 도로이동오염원 의 영향을 간접적으로 판단할 수 있다. 또한 이러한 영향은 도로변대기측정소 주변 의 대기질에 대한 자동차의 기여도로 판단할 수 있다. 이에 본 연구에서는 측정소 간 이격거리와 풍향을 고려하여 도로변대기측정소와 풍상 방향에 위치한 도시대기 측정소를 짝(pair) 측정소 개념으로 정의하고, 각각의 짝 측정소 의 측정자료들을 활용하여 교통밀집지역의 자동차에 의한 대기오염기여도를 간접적으로 판단하고자 하였다. 본 연구에서 구상한 도로변대기측정소-도시대기측정소 간의 짝 측정소 선 정 및 비교분석 과정을 요약 정리하면 아래 <그림 1-3-1>과 같다

29 [Step #1] [Step #2] [Step #3] [Step #4] [Step #5] [가정설정] - 도시대기측정소의 결과 : 외부영향으로 설정 여러 도로변대기측정소-도시대기측정소 검토 도로변대기측정소-도시대기측정소간 행정구역내 거리에 따른 짝(pair) 측정소 선정 및 농도차이 분석 상기 [Step #3]의 결과에 기상청 풍향자료 반영/분석 상기 [Step #4] 결과로부터 - 값(배경농도가 높은 경우)인 경우를 배제한 농도차이 분석 <그림 1-3-1> 자동측정망 자료 분석을 통한 자동차 오염 기여도 평가 과정 예를 들어, 다음 <그림 1-3-2>에 제시된 바와 같이 신촌에 위치한 도로변측정소 를 기준으로 북서풍이 불어오는 경우 풍상측 측정소는 서대문 소재 도시대기측정소 이며, 앞서 제시된 가정에 따라 두 측정소의 자료로부터 오염물질의 농도차이는 자 동차에서 배출되는 오염물질의 농도라고 판단할 수 있다. 한편, 신촌의 도로변 측정 소를 기준으로 남동풍이 불어오는 경우는 마포의 도시대기측정소 자료를 활용하여 해당지역 대기질의 자동차에 의한 영향을 간접적으로 평가할 수 있게 된다. 이에 본 연구에서는 서울특별시 소재 도시대기측정망 및 도로변대기측정망의 측정자료와 자동기상측정기(AWS : Automatic Weather System)에서 측정된 기상자료들을 활 용하여 교통밀집지역의 대기오염에 미치는 자동차의 대기오염기여도를 평가하였다. 분석기간은 장기간에 걸친 경향성과 2007년에 본격적으로 시행된 수도권대기환경 관리 기본계획의 효과를 확인하기 위하여 2001년부터 2010년까지 총 10년을 대상 으로 분석을 진행하였으며, 분석대상물질은 수도권특별대책에서 목표물질로 정해놓 은 PM 10 과 NO 2 에 대해 분석을 진행하였다. 서울특별시 소재 도시대기측정망과 도로변대기측정망의 각 측정소의 이름과 위치는 <그림 1-3-2>와 <표 1-3-1> 및 <표 1-3-2>와 같으며, 서울특별시 소재 자 동기상측정기의 설치장소는 <그림 1-3-3>과 같다. <표 1-3-1>에서 확인이 가 능한 것처럼 총 27개의 도시대기측정소 중 잠실동 측정소와 궁동 측정소는 각각 2009년 4월과 5월에 폐쇄되었다. 이에 본 연구에서는 자동측정망 자료를 활용하여 해당지역의 대기오염에 있어 자동차의 기여도를 평가하는데 있어 해당 측정소의 자 료들은 제외하였다. 또한 <표 1-3-2>에서 확인이 가능한 것처럼, 12개의 도로변 대기측정소 중 종로, 길동, 양재로, 강변북로, 태릉 측정소는 2009년에 새로 설치된 측정소들로 교통밀집지역의 대기오염에 대한 자동차의 기여도를 평가하는데 있어 자료의 양에 한계가 있다. 따라서 해당 측정소들의 자료들 역시 제외하여 분석을 진행하였다. 이상의 방법을 통하여 분석된 결과의 신뢰도를 확보하기 위해서는 짝 측정소 를 구 - 9 -

30 성하공 있는 도로변대기측정소와 도시대기측정소의 연계성을 확인할 필요가 있다. 즉 두 측정소가 동일한 공기괴의 영향 아래에 있어 도시대기측정소의 오염물질 농 도가 도로변대기측정소에 영향을 미치고 있다는 것을 확인할 필요가 있다. 이에 본 연구에서는 짝 측정소 를 구성하고 있는 도로변측정소와 도시대기측정소 사이의 상 관성을 분석하고, 이를 통하여 분석결과에 대한 신뢰도를 확인하였다. <그림 1-3-2> 도시대기측정망 및 도로변대기측정망 위치 정보 <그림 1-3-3> 서울시 자동기상측정기(AWS)의 위치 정보

31 <표 1-3-1> 서울 소재 도시대기측정망 정보 측정소 코드 측정소 이름 측정소 위치 경도( ) 위도( ) 비고 서소문동 서소문동 중구 효제동 효제동 종로구 면목동 면목동 중랑구 용두동 용두동 동대문구 불광동 불광동 은평구 대흥동 대흥동 마포구 당산동 당산동 영등포구 사당동 사당동 동작구 신림동 신림동 관악구 대치동 대치동 강남구 잠실동 폐쇄 시흥동 시흥동 금천구 천호동 천호동 강동구 번동 번동 강북구 길음동 길음동 성북구 한남동 한남동 용산구 구의동 구의동 광진구 성수동 성수동->성동구 쌍문동 쌍문동(방학동) 도봉구 남가좌동 남가좌동 서대문구 구로동 구로동 구로구 반포동 반포동 서초구 화곡동 화곡동 강서구 방이동 방이동 송파구 신정동 신정동 양천구 상계동 상계동 노원구 궁동 폐쇄

32 <표 1-3-2> 서울 소재 도로변대기측정망 정보 (2010년 기준) 측정소 코드 측정소 이름 측정소 위치 경도( ) 위도( ) 비고 동대문 서울역 청계천 청량리 신촌 영등포 신사동 종로 년 신규 길동 년 신규 양재로 년 신규 강변북로 년 신규 태릉 년 신규 3.2 교통량 밀집지역 배출량 산정 및 농도 예측 연구 배경 및 필요성에서 언급한 바와 같이 교통량 밀집지역 에서 자동차에서 배출 되는 오염물질은 직접적으로 해당지역에 거주하거나 통행하는 사람들의 건강에 영 향을 미칠 수 있고, 이러한 문제에 효과적으로 대응하기 위해서는 시 공간적으로 미 시적인 관점의 연구가 필요하다. 이에 본 연구에서는 교통량 밀집지역 에서 차량의 통행량에 따른 대기오염의 변화를 평가하였다. 그리고 교통량 밀집지역 에서의 실 제 교통량을 측정하고, 해당자료에 기초한 대기오염물질 배출량을 산정함은 물론 대기질 모델링을 통하여 이격거리에 따른 농도분포를 확인하였다. 또한 교통량이 증가하는 경우를 악조건이라고 정의하여 대기질 모델링을 통해 악조건일 경우에 대 한 대기오염물질의 농도변화를 평가하였다. 교통량 밀집지역 에서의 교통량의 변화에 따른 대기오염물질의 농도변화를 평가하 기 위하여 서울지방경찰청 종합교통정보센터에서 제공하는 서울시내(도심 교량 간 선 시계) 시간별 통행량 자료와 도로변대기측정소의 측정자료를 활용하여 평가하였 다. 서울지방경찰청에서 운용하고 시간별 교통량 정보를 제공하고 있는 교통량 측 정 지점은 <표 1-3-3>에서 제시한 것과 같이 총 121 지점에 이르지만, 해당 측 정지점들이 도로변대기측정소들과 동일한 장소에 설치된 지점은 존재하지 않는다

33 따라서 교통량 측정지점과 도로변대기측정소가 최대한 인접한 측정지점의 자료를 활용하는 것이 유일한 대안이나, 교통량 측정지점이 도로변대기측정소로부터 수 km 떨어진 경우 도로변대기측정소 주변의 교통량을 대표할 수 없기 때문에 해당 자료 의 활용은 교통량과 대기오염사이의 상관성을 평가하는데 신뢰성에 문제가 있을 수 있다. 이에 본 연구에서는 도로변대기측정소 주변 1km 이내에 위치해 있으며, 주변 의 도로환경을 고려했을 때 해당측정소 주변의 교통량을 대표할 수 있을 것이라 판 단되는 교통량 측정지점들을 선정하여 해당 측정지점의 교통량과 도로변측정소들의 오염물질 농도사이의 관계를 분석하고자 하였다. <표 1-3-3> 서울시내 교통량 조사 지점 및 방법 조 사 대 상 - 도 심 : 24 지점 - 교 량 : 18 지점 - 간 선 : 43 지점 - 시 계 : 36 지점 조 사 방 법 - 조사지점에 차량검지기(LOOP)를 매설하고, 제어기를 통한 온라인 조사 - 도로별, 지점별, 시간대별, 방향별 교통량 조사 상기 조건을 만족하는 교통량 지점들로는 서울역, 청량리, 종로 가 있으나 교통 량 자료의 미흡함으로 인하여 부득이하게 서울역 지점만을 선정하여 분석을 진행 하였다. 서울역 주변의 도로변대기측정소와 교통량 조사지점 사이의 이격거리는 직 선거리로 약 550m이고, 위치는 <그림 1-3-4>에 나타낸 것과 같다. 서울지방경 찰청 종합교통정보센터에서 제공하고 있는 연간 교통량 자료는 1년 중 1주일 자료 만 저장하는 관계로 해당지역 교통량과 대기오염물질의 농도 변화의 상관관계의 평 가 기간은 교통량 자료 존재시점에 맞추어 진행하였으며, 최근의 경향을 파악하기 위하여 최근년도를 대상으로 진행하였다. 분석 대상기간은 2010년 10월 11일부터 17일까지 일주일이며, 분석대상물질은 PM 10 과 NO 2 에 대해 분석을 진행하였다

34 <그림 1-3-4> 도로변 대기측정소와 교통량 조사지점 위치 일반적으로 일정 지역, 도로 및 가로 구간이나 특정 교통 시설에서 교통환경에 대 한 정확한 정보를 수집하기 위하여 교통량 조사를 실시하고 있으나, 국내에서 시행 되는 교통량 조사의 많은 부분은 현장조사원 관측조사에 의존하고 있다. 현장에 직 접 인원을 투입하여 교통량을 조사하는 방법은 여러 가지 현장 변수 등의 이유로 인해 정확한 자료를 산출하기에는 한계가 있어, 최근 영상촬영장비를 이용한 측정 방법이 새롭게 적용되고 있다. 교통량 밀집지역 의 자동차에서 배출되는 대기오염물질 배출량을 산정하기 위하여 본 연구에서는 서론에서 정의한 교통밀집지역을 고려하였을 때, 대표적인 교통밀집 지역 중의 하나로 평가되는 건국대학교 주변(건대입구역 사거리)에서의 교통량 조 사를 수행하였다. 건대입구역 사거리는 주변에 분당에서 서울로 진입하는 동부간선 도로의 입구인 청담대교와 직접 연결되어 있고, 구리시 및 서울 동부지역에서 도심 으로 진입하는 길목으로 차량의 통행량이 많은 지역이며, 교통체증 또한 빈번히 발 생하는 지역이다. 아울러 주변에 주거지역 및 상업지역이 위치해 있어 주변을 통행 하는 유동인구 역시 많으며, 학교, 병원, 실버타운과 같은 환경민감시설 역시 위치 해 있어 서론에서 정의한 교통량 밀집지역 의 정의에 매우 부합되는 지역이다. 교 통량 측정은 미니캠과 같은 소형영상기록장치를 활용하였으며, 사거리를 통과하는 모든 차량이 기록될 수 있으면서 주변 교통 및 보행자에 영향을 받지 않도록 하기 위하여 교차로 주변의 가로등 지주대 상단에 설치하였다. 소형영상기록장치의 설치 지점 및 위치, 촬영방향 및 촬영범위는 <그림 1-3-5>에 나타낸 바와 같다. 교통 량 촬영기간은 총 3일간 진행되었으며, 주중 및 주말의 특성을 확인하기 위하여 2011년 10월 25일 목요일부터 27일 토요일까지 촬영을 진행하였다. 촬영된 영상은 배출량을 산정하기 위한 활동도 자료로 전환시키기 위하여 실험실에서 승용차, 택 시, RV차, 승합차, 버스, 트럭, 특수차, 이륜차로 구분하여 시간별 통행량을 산정하

35 였다. (a) (b) <그림 1-3-5> 교통량 측정지점 및 영상기록장치 설치위치 (a) 측정지점(원), 영상기록장치 설치방향 및 촬영범위(화살표 및 부채꼴 음영부분) (b) 영상기록장치 설치위치 조사된 건대입구역 사거리의 시간별, 차종별 통행량 자료를 활용하여 건대입구역 사거리에 연결되어 있는 사방 도로에 대해 총 연장 거리 5km에 대해 도로이동오염 원의 PM 10 과 NOx 배출량을 산정하였다. 산정방법은 국립환경과학원에서 2010년 6 월에 발간된 국가 대기오염물질 배출량 산정방법편람(II)에서 제시된 도로이동오염 원 배출량 산정방법과 동일하며, 배출량을 산정하기 위한 차종별 배출계수는 국립 환경과학원 교통환경연구소의 협조를 받아 2009년 CAPSS 배출량을 산정하는데 적 용된 차종별, 연료별, 차속별 배출계수를 활용하였다. 배출량 산정에 필요한 열화계 수는 앞에서 언급한 보고서인 국가 대기오염물질 배출량 산정편람(II)에서 제시된 자료를 활용하였으며, 차량 속도는 25km/hr 이하로 가정하였다. 또한 동일 차종에 대한 규모(예, 승용차의 경우 대형, 중형, 소형, 경형), 사용 연료 비율 및 연식별 비율에 대한 자료는 KAMA에서 제공하고 있는 통계자료를 활용하여 배출량을 산정 하였다. 단 이륜차의 경우 통계자료가 존재하지 않아 구입 후 10년을 운행한다고 가정하고, 연식별 비율은 단순 산술비율인 1/10을 연식별 비율로 적용하였다. 이렇게 산정된 배출량을 CAPSS 배출량과 비교하기 위하여 광진구의 2009년 CAPSS 도로이동오염원 PM 10 및 NOx 배출량을 광진구 전체 도로 면적(3.390km 2 ) 대비 본 연구대상 도로 면적(0.179km 2 )의 면적비를 적용하여 본 연구대상지역에 대한 배출량을 산정한 후 MM5-SMOKE-CMAQ 시스템을 이용한 대기오염 예측 모델링 편람 (국립환경과학원, 2008) 및 대기질 모델링 정보자료 제공을 위한 자료 공개 시스템 구축 (국립환경과학원, 2011)에 제시된 월별, 요일별 배출량 시간할당 계수(<그림 1-3-6> 참조)를 활용하여 2012년 10월 25일부터 27일까지의 배출 량으로 할당하여, 이를 본 연구에서 산정된 배출량과 비교하였다

36 (a) (b) <그림 1-3-6> 도로이동오염원 배출량 시간 할당 분율 (a) 월별 배출량 할당 분율, (b) 요일별 배출량 할당 분율 교통량 밀집지역 에서 자동차 배출 대기오염물질이 주변지역 대기질에 미치는 영 향, 즉 자동차 배출 대기오염물질의 도로 이격거리별 오염물질 농도 분포를 측정을 통해 판단하는 것은 다양한 배출원의 혼재, 밀집된 도로망, 외부지역으로부터의 영 향 등으로 인해 매우 어렵다. 이러한 문제점으로부터 간섭을 받지 않으면서 순수하 게 자동차 배출 대기오염물질에 의한 도로 이격거리별 오염물질의 농도 분포를 판 단하는 방법은 현재로서는 대기질 모델링을 활용하는 것이다. 이에 본 연구에서는 교통량 밀집지역 에 대해 자동차 배출 대기오염물질에 의한 도로 이격거리별 오염 물질의 농도 분포를 확인하기 위하여 대기질 모델 중 폭넓게 사용되고 있는 CALPUFF를 활용하였다. 모델링을 수행하는데 필수적인 입력자료로 요구되는 배출 량은 본 연구에서 산정된 건대입구역 사거리 주변의 도로이동오원원 배출량을 사용 하였다. 순수한 자동차 배출 대기오염물질의 농도분포를 확인하기 위하여 점오염원 및 면오염원의 배출량은 본 연구에서 고려하지 않았다. 따라서 모델링 결과는 대기 질 모델 자체의 한계 및 입력된 배출량이 제한되었다는 점으로 인해 실제 대기질을 정확하게 모사하는 것은 한계가 있다. 본 연구내용의 목적이 자동차 배출 대기오염 물질의 도로 이격거리별 농도분포를 확인하는 것이기 때문에 본 연구에서 적용한 방법이 문제는 없을 것으로 판단되나, 모델링 결과를 해석하는데 있어서는 목적을 벗어나 확대해석을 하는 것에는 주의가 요구된다. 본 연구에서 사용한 대기질 모델 인 CALPUFF 시스템은 US EPA에서 대기질을 평가하는데 있어 선호/추천되는 모 델(preferred/recommended models) 중의 하나로 많은 연구에서 폭넓게 사용되는 3차원 라그랑지안 가우시언 퍼프모델링 시스템이다. CALPUFF 모델링 시스템은 <그림 1-3-7>에서 제시된 바와 같이, 지형 및 기상자료를 처리하는 기상모델링 부분인 CALMET과 대기오염물질의 대기기 중 확산 및 침적과정을 계산하는 CALPUFF, 모델링 결과들의 통계적 처리 및 시각화를 담당하는 CALPOST로 구성 되어 있다. CALPUFF 모델링 시스템은 복잡지형을 반영할 수 있으며, 비활성 오염 물질 및 간단한 화학반응을 고려하여 반응성 물질에 대한 모사가 가능하고, 점 선 면 오염원에 대한 시간적인 배출량 변화에 대해 모델링이 가능하다는 특성이 있다

37 본 연구에서 수행한 모델링 기간은 배출량 산정기간과 동일한 2012년 10월 25일부 터 동년동월 27일까지로 설정하였으며, 배출량을 산정한 건대입구역 사거리를 중심 으로 동서 및 남북방향으로 10km 10km인 지역에 대해 모델링을 수행하였다. 공 간해상도는 오염물질의 대략적인 확산 정도를 파악하기 위하여 500m의 해상도로 모델링을 수행한 후, 오염원을 중심으로 구체적인 확산 경향을 파악하기 위하여 해 상도를 100m로 높여 모델링을 수행하였다. 기타 모델링 조건은 <표 1-3-4>에서 제시된 바와 같다. 아울러 모델링을 진행하는데 요구되는 토지이용 및 토지 피복도 는 USGS에서 제공하고 있는 land use자료를 활용하였으며, 지형자료 역시 USGS에 서 제공하고 있는 30초 자료(약 900m 해상도)를 활용하였다. CALMET 수행을 위 해서는 지표 기상 관측 자료와 상층 기상 관측 자료가 요구된다. 지표 기상 관측자 료는 <표 1-3-5>에서 제시한 것과 같이 서울기상대, 강남구, 서초구, 동대문구 자료를 비롯하여 총 8개의 측정지점 자료가 활용되었다. 이중 서울기상대 자료를 제외한 나머지 자료들은 모두 AWS 자료들이다. 상층 기상자료는 오산 기상관측대 의 상층 기상자료를 활용하였다. Meteorological & Geophysical Data Preprocessors Meteorological Modeling MM5/MM4 Meteorological Model CSUMM Prognostic Wind Model CALMET Meteorological Model Dispersion Modeling KSP Particle Model CALPUFF Dispersion Model CALGRID Photochemical Model Postprocessing CALPOST Postprocessor PRTMET Postprocessor <그림 1-3-7> CALPUFF 모델링 시스템의 구성요소

38 <표 1-3-4> 본 연구의 CALPUFF 모델링 조건 항목 입력조건 Grid origin X(Easting) (reference) Y(Northing) Grid spacing( X) 0.5km; 0.1km Domain Size Nx (no. x grid Cell) 20; 100 Ny (no. y grid Cell) 20; 100 Projection Univeral Transverse Mercator(UTM) UTM zone 52(Northern) NO. of Vertical layer 8 Cell face height(m) 0, 20, 50, 100, 300, 500, 1000, 2000, 3000 Time zone UTC+0900 Modeling Period ~ Continnet/Oecan Asia Geoid-Ellipsoid Korean Geodectic System 1995 : WGS 84 Region South Korea Datum KGS <표 1-3-5> 본 연구의 CALMET 수행을 위한 지상 기상자료 측정지점 항 목 관측소명 관측소 번호 X(km) UTM 좌표 Y(km) 해발고도 지표 서울 강남구 서초구 동대문구 마포구 광진구 용산구 영등포구 아울러, 모델링 연구를 진행하는데 있어 악조건에 대한 연구를 수행하기 위해서 <표 1-3-6>과 같이 악조건에 대한 시나리오를 설정하여 모델링을 수행하였다. 악조건에 대한 모델링 조건은 배출량만 변화되었으며, 다른 조건들은 모두 동일하게 진행되었다. <표 1-3-6> 악조건 시나리오 Base CASE-1 CASE-2 CASE-3 시나리오 본 연구를 통해 산정된 기본 배출량 교통량 증가 10% 따른 배출량 산정 교통량 증가 50% 따른 배출량 산정 교통량 증가 100% 따른 배출량 산정

39 3.3 교통량 밀집지역 내 자동차 배출의 특성, 거주자에 대한 오염물질 노출, 노출저감 방안 자료조사 본 장의 서두에서 언급한 바와 같이 본 연구의 연구방법은 연구내용에 따라 각종 자동측정망 측정자료 분석, 교통밀집지역의 교통량 측정과 해당지역의 이동오염원 배출량 산정 및 해당자료를 활용한 대기질 모델링, 문헌조사로 구분될 수 있다. 앞 에서 연구방법을 서술한 연구내용과는 다르게 나머지 연구내용들인 교통량 밀집지 역에서 자동차 오염물질의 고유한 배출 특성 관련 자료조사, 교통량 밀집지역 거 주자에 대한 오염물질 노출 영향 관련 자료 조사, 교통량 밀집지역에서의 자동차 에 의한 오염물질 노출량 감소를 위한 관리방안 조사 는 문헌조사로 연구가 수행되 었다. 먼저 교통량 밀집지역에서 자동차 오염물질의 고유한 배출 특성 관련 자료조사 의 경우 교통량이 밀집되는 장소 중 도로변 및 터널 등과 같은 지역을 대상으로 수행 된 국내 외 연구들을 조사하여 주요 검출 오염물질의 종류 및 환경조건에 따른 오 염물질의 변화를 정리하고, 이를 보고서에 수록하였다. 또한 이러한 결과를 본 연구 에서 선정한 조사 지역에서 확인한 특성과 비교하여 평가하였다. 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염물질 노출 영향 관련 자료조사 의 경우 자동차 배출오염물질이 도로변 거주자의 건강에 미치는 영향을 파악하기 위하여 국내 외의 위해성 평가와 관련된 연구들을 조사하고, 해당 결과들을 체계적으로 정리하여 보 고서에 수록하였다. 마지막으로 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소를 위한 관리방안 조사 의 경우 교통량 밀집지역 에서 자동차 배출 대기오염물질들로 인한 해당지역 거주자 또는 통행자들의 건강에 미치는 영향을 줄이기 위한 방안 수립과 관련된 국내 외 자료들을 조사하여 해당 결과를 보고서에 수록하였다. 현재 폭넓게 적용되고 있는 도로이동오염원 대기오염 방지대책 역시 교통량 밀집지역 의 자동차 로 인한 대기오염을 개선시킬 수 있기 때문에 이 부분에 대한 연구는 교통량 밀집 지역 이라는 항목으로 제한을 두지 않고, 활용이 가능한 방안을 모두 조사하였다. 특히, 현재 수도권 대기환경관리 기본계획을 통해 추진되고 있는 도로변 물청소에 대한 효과를 정리하고, 효과를 높일 수 있는 방법들에 대한 내용 역시 조사를 진행 하여 해당 내용을 보고서에 수록하였다

40 제 2 장. 연구수행내용 및 결과 1. 도로변 및 도시대기측정소 데이터 비교분석을 통한 자동차 오염기여도 평가 1.1 도시대기측정소-도로변대기측정소 데이터 특성 비교분석을 위한 짝(Pair) 측정소 선정 효과적으로 대기환경을 개선시키기 위해서는 현재 진행되고 있는 대기오염의 특성 및 원인을 파악해야 하고, 오염원별로 대기오염에 미치는 기여도를 정량적으로 파 악해야 한다. 일반적으로 대기 중 오염물질의 농도는 대단위 점오염원, 면오염원, 이동오염원, 자연오염원에서 배출되는 오염물질들이 대기 중에서 기상 조건에 의한 이류 및 확산, 침적, 각종 화학반응과 같은 다양한 영향인자에 의해 종합적으로 영 향을 받아 결정된다. 배출원에서 배출되는 대기오염물질이 이류 및 확산되지 않고 배출원 주변에 머물게 된다면 대기환경 관리는 상대적으로 용이할 것이다. 그러나 특정지역에서 배출되는 대기오염물질은 배출원에서 배출된 후 배출원과 오염물질 자체의 특성, 기상인자, 특히 바람에 의한 이류 및 확산 등의 과정에 의해 주변지역 으로 이동하게 되므로 오염원으로부터 멀리 떨어진 지역까지 피해를 줄 수 있다. 교통 밀집지역 의 경우 비교적 다른 오염원들에 비해 도로이동오염원, 즉 자동차에 서 배출되는 오염물질의 영향을 비교적 크게 받는 것으로 알려져 있다. 또한 자동 차에서 배출되는 오염물질의 경우 인체에 미치는 영향이 큰 것으로 알려져 있어 이 에 대한 관리의 필요성도 꾸준히 제기되고 있다. 이러한 교통 밀집지역 의 대기질 관리, 특히 자동차에서 배출되는 오염물질의 관리를 위해서는 자동차 배출가스로 인한 인체 및 동 식물에 대한 영향에 대한 이해와 함께, 해당 지역의 대기오염 현상 에 있어 자동차가 차지하는 기여도를 파악할 필요가 있다. 현재 운용되고 있는 대기환경 자동측정망은 그 목적에 따라 도시대기측정망, 도로 변대기측정망, 배경농도측정망 등의 종류가 있다. 이러한 다양한 대기환경 자동측정 망은 측정소가 설치된 지역에 대한 대기질 현황과 장기간 경향을 파악하는 용도로 서의 활용도는 충분히 가치가 있으나, 단일 측정망을 활용하여 배출원별 기여도를 파악하는 것은 어려움이 있다. 하지만 특정지역 대기질에 대한 도로이동오염원의 기여도는 목적이 다른 두 측정망 자료의 활용을 통해서 평가가 가능하다. 도로변대 기측정망의 경우 다른 측정망과는 다르게 다른 배출원들에 비해 도로이동오염원의 영향이 비교적 큰 지역에 설치된다는 특징이 있다. 따라서 도로변대기측정소와 도 시지역의 일반 대기질을 측정하는 도시대기측정소에서 측정되는 자료들을 활용하면 도로변대기측정소가 위치한 지역 대기질에 대한 자동차의 오염 기여도를 파악할 수

41 있다. 도로변대기측정소들은 본 연구의 서론에서 정의한 교통 밀집지역 에 대부분 설치가 되어 있다. 따라서 도로변대기측정소가 위치한 지역의 대기질에 대한 자동 차의 오염기여도는 교통 밀집지역 대기질에 대한 자동차의 오염기여도라고 판단 할 수 있다. 이에 본 연구에서는 연구방법에서 서술한 가정과 방법론을 적용하여 교통 밀집지역 대기질에 대한 자동차의 오염기여도를 정량적으로 평가하였다. 도로변대기측정소-도시대기측정소 간의 짝(pair) 측정소 선정은 도로변 측정소가 설치되어 있는 행정구역별 도시대기측정소를 기준으로 일차적으로 추출하였으며, 측정소간의 이격거리가 멀어질 경우 도로변에 미치는 자동차에 의한 대기오염 기여 도가 낮아진다고 판단되어 오염물질의 기여도가 충분하다고 판단되는 측정소간 이격 거리 3km 이내로 설정하였다. 선정된 도로변대기측정소-도시대기측정소 간의 짝 (pair) 측정소 는 아래의 <표 2-1-1>과 같으며, 해당 짝 측정소 에 대한 자료의 분 석을 통하여 해당 지역의 대기오염에 대한 자동차의 기여도를 평가하였다. <표 2-1-1> 선정된 도로변대기측정소-도시대기측정소 사이의 짝 측정소 도로변 측정소 도시대기 측정소 측정소간 이격거리(km) 동대문 중구 약 3.0km 서울역 용산구 약 3.0km 청계천 중구 약 2.2km 청량리 동대문구 약 1.3km 신촌 마포구 약 0.9km 영등포 영등포구 약 0.8km 신사동 서초구 약 2.5km 본격적인 짝 측정소 분석에 앞서 짝 측정소를 구성하고 있는 도시대기측정소와 도 로변 측정소의 2001년부터 2010년까지의 PM 10 및 NO 2 의 연평균 농도변화를 파악하 였으며, 그 결과를 <그림 2-1-1>~<그림 2-1-3>에 나타내었다. 여기에서 PM 10 의 연평균 농도는 황사일 및 황사발생 전 후 1일의 자료를 제외하여 산정한 것이다. 이를 살펴보면 PM 10 의 경우, 도시대기측정소 및 도로변측정소 모두 측정소별로 농도 의 증감을 반복하지만, 전반적으로 시간의 흐름에 따라 농도 수준이 감소하고 있는 것을 확인할 수 있었으며, <그림 2-1-3>에서 확인할 수 있는 것처럼, 도시대기측 정소와 도로변측정소의 PM 10 농도 수준의 차이는 2006년까지 감소 후 증가하는 추 세를 보이다가 2007년 이후 지속적으로 감소하는 경향을 나타냄을 확인할 수 있었 다. 반면 NO 2 의 경우 각 측정소별로 시간의 흐름에 따라 농도의 수준이 증가와 감소 를 반복하고 있으며, 전체적으로 감소하는 추세는 PM 10 처럼 두드러지게 나타나지 않 음을 확인할 수 있었다. 도시대기측정소와 도로변측정소의 NO 2 농도 수준의 차이 역 시 증가와 감소가 반복되어 나타나지만 PM 10 과는 다르게 그 차이가 지속적으로 감소 하는 경향은 나타나지 않다가 2010년에 차이가 크게 줄어든 것을 확인할 수 있었다

42 (a) (b) <그림 2-1-1> 분석대상 측정소별 PM 10 연평균 농도 추세(2001년~2010년) (a) 도시대기측정소 (b) 도로변대기측정소 (a) (b) <그림 2-1-2> 분석대상 측정소별 NO 2 연평균 농도 추세(2001년~2010년) (a) 도시대기측정소 (b) 도로변대기측정소 (a) (b) <그림 2-1-3> 분석대상 전체 측정소에 대한 PM 10 및 NO 2 연평균 농도 추세(2001년~2010년) (a) 도시대기측정소 전체평균 (b) 도로변대기측정소 전체평균 2011년 10월에 발표된 환경부의 자료에 따르면 전국 235개의 측정소 중 PM 10 의 경 우 113개소에서 NO 2 의 경우 168개소에서 2007년에 강화된 연평균 기준(PM 10 : 50 μg/m3, NO 2 : 30ppb)을 만족하는 것으로 나타나 일부 지역들에서는 PM 10 과 NO 2 에 있어 연평균 기준을 달성하지 못하는 것으로 보고되고 있다. 본 연구에서 대상으로 하고 있는 측정소들 역시 많은 부분 2007년 이후 강화된 환경기준을 만족하지 못 하는 것을 확인할 수 있었다

43 1.2 도시대기측정소-도로변대기측정소간 짝(Pair) 측정소 결과 비교분석 행정구역 및 거리 기준 짝 측정소 결과 비교분석 1) PM 10 진술한 바와 같이 행정구역내 측정소간 이격거리 3km 이내인 짝(Pair)으로 선정된 측 정소의 연평균 PM 10 농도차이는 아래의 <표 2-1-2>에서 제시된 바와 같이 지역별 로 일부 차이가 있으나, 2001년에서 2005년에는 증가 및 감소가 반복된 반면, 수도권 대기환경 기본계획이 본격적으로 추진된 2007년 이후에는 전반적으로 감소하고 있는 경향을 나타내고 있음을 확인할 수 있었다. <표 2-1-2> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) (단위 : ug/m3) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균 짝으로 선정된 동대문 도로변 대기측정소와 중구 도시대기측정소의 PM 10 농도차 분석 결과는 <그림 (a)>에 제시된 바와 같다. 2002년의 경우는 동대문 도로변 대기측정소의 결과가 누락되어 농도차를 분석할 수 없었다. 수도권 대기환 경개선에 관한 특별법 제정 전인 2005년까지는 측정소간 농도차가 10.3μg/m3 이하 로 나타났으며, 2006년 대비 2007년에는 9.9μg/m3에서 12.5μg/m3로 증가하였으며, 그 이후 지속적으로 감소하여 2010년에는 2.1μg/m3로 2007년 대비 10.4μg/m3가 감 소하였다. 참고로 2004년과 2005년에는 측정소간 PM 10 농도차가 2.5μg/m3와 0.9 μg/m3로 음(-)의 값을 나타내었다. <그림 (b)>는 서울역 도로변 대기측정소와 용산구 일반 대기측정소의 PM 10 농도차를 나타낸 것으로, 2001년부터 6.0μg/m3이하의 수준에서 감소 후 증가 경향을 보이다가 2005년에 크게 증가한 것을 확인할 수 있었다. 2007년 이후로는 동대문-중구 짝 측정소 결과와 마찬가지로 농도차가 지속적으로 감소하는 경향을

44 나타내어 2010년 기준 2.3μg/m3 까지 농도차가 낮아지는 것을 확인할 수 있었다. 청계천 도로변 대기측정소와 중구 도시대기측정소간 PM 10 농도차는 <그림 (c)>과 같으며, 2001년에 21.1μg/m3로 가장 높았으나, 2010년까지 농도차가 음 (-)의 값을 나타낸 2002년과 2003년 및 농도차가 1.5μg/m3 이하로 나타난 2004 년~2006년 경우를 제외하고, 전반적으로 감소하는 경향을 나타내었다. <그림 (a)>와 <그림 (c)>는 행정구역상 동일한 서울시 중구의 도시대 기측정소 자료를 적용하였으며, 각기 다른 도로변 대기측정소 PM 10 결과 적용시 음 (-)의 값을 배제하고 비록 농도의 차이는 있지만 유사한 경향을 보였다. <그림 (d)>는 청량리 도로변 대기측정소와 동대문 도시대기측정소의 PM 10 농도차를 나타낸 것이며, 2002년에 17.7μg/m3로 가장 높았고, 이후 2003년에 7.5μg/m3 수준으로 낮아진 이후 2005년까지 지속적으로 증가하는 경향을 나타내었 다. 수도권 대기환경관리 기본계획의 이행이 본격적으로 추진되기 시작한 2007년 이후 농도차는 지속적으로 감소하는 경향을 나타내어 2007년 10.0μg/m3에서 2010 년 7.4μg/m3까지 낮아지는 것으로 나타났다. 또한 신촌 도로변 대기측정소와 마포 도시대기측정소간 PM 10 농도차는 <그림 (e)>에 제시하였으며, 2004년과 2005년에 자동차에 의한 영향이 상대적으로 큰 것으로 나타났다. 영등포 도로변 대기측정소와 영등포구 도시대기측정소간 짝 측정소 의 경우, <그림 (f)>에 나타난 바와 같이 2001년에는 측정소간 농도차가 타 짝 측정소 에 비해 가장 높은 26.5μg/m3로서 자동차에 의한 기여도가 크게 나타났으나, 이후 연평 균 PM 10 농도차는 전체적으로 뚜렷한 경향을 보이지 않았다. <그림 (g)> 는 신사동 도로변 대기측정소와 서초구 도시대기측정소 PM 10 농도차를 나타낸 것으 로서 2002년 및 2003년에 자동차에 의한 영향이 상대적으로 컸음을 알 수 있다. 서울 지역 전체에 대한 경향을 살펴보기 위하여 이상에서 살펴본 2001년~2010년 사이의 행정구역내 측정소간 이격거리 3kn 이내인 짝 측정소 에서 산정된 PM 10 농 도차를 전체 평균하여 종합적으로 살펴보면 <그림 (g)>에 나타난 바와 같이 2001년 이후 2003년까지 감소 후 2005년까지 증가하는 경향을 나타내다가 수도권대기환경개선 기본계획의 이행이 본격적으로 시행된 2007년 이후 지속적으 로 농도차가 감소하는 경향을 나타내었다. 본 연구에서 짝 측정소 를 구성하고 있는 배경농도로 설정한 도시대기측정망의 PM 10 농도는 주변 다른 오염원을 포함한 모든 오염원의 영향을 받았다고 볼 수 있 으며, 도로변 측정소의 경우에는 배경농도에 추가적으로 자동차의 영향을 받는다고 할 수 있다. 따라서 <그림 (g)>의 종합결과에서 알 수 있듯이 수도권 대 기환경관리 기본계획의 이행이 본격적으로 시행된 2007년 이후 짝 측정소 의 PM 10 농도차가 감소한 것은 수도권 대기환경관리 기본계획 추진에 따른 효과의 가능성을 시사할 수 있는 것으로 판단된다. 하지만 이상의 결과는 풍향이 고려되지 않은 단 순히 행정구역내 이격거리를 기준으로 선정한 짝 측정소 의 결과로서 큰 의미를 부

45 여하는 것은 어려울 것으로 사료된다. (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 2-1-4> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 상세결과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

46 2) NO 2 짝(Pair)으로 선정된 측정소의 2001~2010년 동안 연평균 NO 2 농도는 아래의 <표 2-1-3> 및 <그림 2-1-5>에 제시하였으며, 일부 짝 측정소 간의 차이는 있지만 수도권특별법이 발효되기 전의 경우 자동차에 의한 대기오염 기여도가 높은 경향을 나타내었다. 앞서 살펴본 PM 10 과는 달리 대기오염 특별대책 적용이후에도 개선 대 책의 영향이 뚜렷이 나타나지는 않았으나, 현재의 결과는 풍향 등 기상의 영향이 전혀 고려되지 않은 단순히 행정구역내 이격거리를 기준으로 선정한 짝 측정소 의 결과로서 큰 의미는 부여하기 어려울 것으로 사료된다. <표 2-1-3> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) (단위 : ppb) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균

47 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 2-1-5> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 상세결과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

48 1.2.2 풍향을 고려한 짝 측정소 결과 비교분석 앞서 살펴본 행정구역내 이격거리만으로 선정한 짝 측정소 결과의 경우, 기상에 따른 영향이 배제되어 보다 정확한 자동차의 오염 기여도를 파악하기 어려워 본 연 구에서는 이격거리뿐만 아니라 도시대기측정소에서 도로변측정소로 불어 들어오는 풍향인자를 추가적으로 고려하였다. 풍향자료는 행정구역별 설치되어 있는 AWS (Automatic Weather System)자료를 이용하였다. 풍향을 고려한 자료는 <그림 2-1-6>에 제시한 바와 같이 도시대기측정소에서 도 로변대기측정소로 바람이 향하는 시간별 데이터만 추출하였으며, 풍향은 0~360 를 4분획하여 총 4가지 경우(0~90, 90~180, 180~270, 270~360 )로 구분하였다. 보다 정확한 풍향에 따른 영향을 해석하기 위해서는 바람의 방향을 보다 세밀하게 분석하는 것이 타당하나, 연간 측정소 결과중 적용 가능한 자료의 수가 적어지게 되어 통계적인 대표성을 확보하기가 어렵다. 따라서 본 연구에서는 이러한 문제를 고려하여 가급적 많은 양의 데이터 비교분석을 하기 위하여 부득이하게 풍향을 4가 지 방향으로 구분하였다

49 (a) 동대문-중구 (풍향 : 180~270 ) (b) 서울역-용산구 (풍향 : 90~270 ) (c) 청계천-중구 (풍향 : 180~270 ) (d) 청량리-동대문구 (풍향 : 180~270 ) (e) 신촌-마포구 (풍향 : 90~180 ) (f) 영등포-영등포구 (풍향 : 270~360 ) (g) 신사동-서초구 (풍향 : 180~270 ) <그림 2-1-6> 서울시 행정구역내 이격거리 및 풍향을 동시에 고려한 짝 측정소

50 1) PM 10 행정구역내 측정소간 이격거리 3km 이내인 짝으로 선정된 측정소에 풍향을 고려한 2001~2010년 사이의 연평균 PM 10 농도차는 아래의 <표 2-1-4> 및 <그림 2-1-7>과 같다. 풍향 고려 전의 자료와 비교하였을 때 일부 짝 측정소 의 경우 농도차의 차이가 존재하지만 대체적으로 풍향 고려 전과 마찬가지로 2007년 수도 권 대기환경개선 기본계획 이행의 본격적인 시행 이후 농도차가 지속적으로 감소하 는 경향 뚜렷하게 나타났다. <표 2-1-4> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 동시에 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) (단위 : ug/m3) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균 짝으로 선정된 동대문 도로변 대기측정소와 중구 도시대기측정소 PM 10 농도차는 <그림 (a)>에 나타난 바와 같이 음의 값을 나타낸 2003년, 2004년, 2005 년을 제외하면 시간의 흐름에 따라 전체적으로 농도차가 감소하는 경향을 확인할 수 있었다. 특히 2007년 이후 농도차의 감소는 큰 폭으로 나타남을 확인할 수 있었 다. <그림 (b)>에 제시된 서울역 도로변 측정소 및 용산구 도시대기측정 소의 경우, 2005년 이전 자료는 2001년 6.6μg/m3의 농도차를 나타낸 이후 지속적 으로 감소하였으나 2005년 PM 10 농도차가 17.1μg/m3으로 매우 높았다가 이후 점차 적으로 감소하는 것으로 나타났다. 또한, 청계천 도로변 대기측정소와 중구 도시대기측정소 PM 10 농도차를 나타낸 <그림 (c)>의 경우에는 2001년에 26.8μg/m3으로 높은 농도차이를 보였으 며, 이를 제외하고는 전체적으로 10μg/m3 이하의 농도차를 나타내었다. 한편 그 외 의 짝 측정소 에서도 전반적으로 2007년을 기준으로 농도차가 감소하는 경향을 나 타내고 있음을 확인할 수 있었다

51 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 2-1-7> 행 정 구 역 내 이 격 거 리 및 풍 향 을 고 려 한 짝 측 정 소 에 서 의 연 평 균 P M 10 농 도 차 상 세 결 과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

52 2) NO 2 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 2001년~2010년의 짝측정소 연평균 NO 2 농도는 아래의 <표 2-1-5> 및 <그림 2-1-8>에 제시하였다. 일부 짝 측정소 간의 차이는 있지만 수도권특별법이 발효되기 전의 경우 자동차에 의한 대기오염 기여도가 높은 경향을 나타내었다. 그러나 바람의 영향을 고려하였음에도 불구하고 전체적으로 PM 10 결과와는 달리 2007년 이후 농도차의 감소 경향은 뚜렷하게 나타 나지 않았다. 오히려 청량리-동대문구 짝 측정소, 신사동-서초구 짝 측정소 를 제외한 나머지 짝 측정소에서는 2007년 이후 농도차가 증가하는 경향이 나타났다. 하지만, 전체 평균 입장에서 살펴보면 2008년 이후 농도차가 감소하는 경향을 확인 할 수 있었으며, 2005년 이전과 비교하여 농도차의 수준이 대체로 낮은 수준을 나 타내고 있음을 확인할 수 있었다. <표 2-1-5> 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) (단위 : ppb) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균

53 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 2-1-8> 행정구역내 이격거리별로 선정한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 상세결과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

54 1.2.3 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 결과 비교분석 앞서 살펴본 바와 같이 단순한 이격거리 기준의 짝 측정소 결과를 보완하기 위하 여 풍향을 동시에 고려한 측정소간 농도차이를 분석하였으나, 본 연구에서 가정한 외부영향으로 설정한 도시대기측정소의 값보다 도로변대기측정소의 값이 낮은 음수 (-)로 표현되는 경우가 있어 이를 제외하여 보다 선별된 자료의 비교분석을 실시 하였다. 1) PM 10 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 2001~2010년의 짝측정소 연평균 PM 10 농 도차이 결과 중 음수(-)로 표현되는 도시대기측정소의 값보다 도로변대기측정소의 값이 낮은 경우를 제외한 자료는 다음 <표 2-1-6>과 <그림 2-1-9> 및 <그림 >과 같다. 적용 결과, 수도권 대기관리 기본계획의 이행이 본격적으로 추 진된 2007년 이후 농도차, 즉 도로이동오염원의 기여도가 지속적으로 감소하고 있 음을 확인할 수 있었다. 청량리-동대문구 및 영등포-영등포구 짝 측정소 의 경우 2008년 농도차가 2007년에 비해 다소 증가하였으나 이후 지속적으로 감소하는 경 향을 보이고 있었다. 아울러 <그림 >에서 확인 할 수 있듯이 농도차가 크 게 나타나는 수준, 즉 도로이동오염원의 기여도가 크게 나타나는 수준이 시간의 흐 름에 따라 큰 폭으로 감소하고 있는 것을 확인할 수 있었다. 한편 이렇게 자동차로 인한 영향이라 판단되는 농도들은 주변지역으로 확산되어 도로로부터 이격거리가 멀어질수록 농도는 낮아지게 된다. 도로변으로부터 이격거리별 농도가 낮아지는 정 량적인 정도는 2.3장에 서술한 모델링 결과에서 제시하였다. <표 2-1-6> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 연평균 PM 10 농도차 (2001~2010년) (단위 : ug/m3) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균

55 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 2-1-9> 외 부 영 향 대 비 도 로 변 대 기 측 정 소 자 료 가 높 은 경 우 를 제 외 한 짝 측 정 소 에 서 의 연 평 균 PM 10 농도차 상세결과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

56 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) <그림 > 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 시간 평균 PM 10 농도차 분포 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구

57 <표 2-1-7> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 측정소간 PM 10 농도 상관관계 (2001~2010년) 짝 측정소 항목 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 상관계수 유의확률 1.0E E E E E E E E E+00 N ,342 1,224 1,898 2,249 1,708 1,363 1,273 상관계수 유의확률 1.1E E E E E E E E E E-103 N , 상관계수 유의확률 1.4E E E E E E E E E E+00 N ,507 1,140 1,282 1,514 상관계수 청량리-동대문구 유의확률 0.0E E E E E E E E E E+00 신촌-마포구 N 901 1,745 1,398 2,306 2,702 1,583 2,070 1,516 1,277 1,352 상관계수 유의확률 1.3E E E E E E E E E E+00 N , 상관계수 영등포-영등포구유의확률 1.8E E E E E E E E E E+00 신사동-서초구 N 468 1,765 1,246 2,121 2,493 1,746 1,973 1,835 2,732 2,423 상관계수 유의확률 2.6E E E E E E E E E E+00 N 292 1,487 1,702 1, ,449 1, ,393 <표 2-1-7>은 짝 측정소를 구성하고 있는 도로변대기측정소와 도시대기측정소 사이의 연계성, 즉 해당 도시대기측정소가 도로변대기측정소에 영향을 미치고 있는 지를 확인하기 위하여 측정소간 농도의 상관성을 분석한 것이다. <표 2-1-7>에 서 확인할 수 있듯이 일부 기간을 제외 하고는 상관계수가 0.9 이상이 나타남을 확 인할 수 있었다. 특히 2007년 이후에는 모든 측정소들에서 0.9이상의 상관계수 값 을 나타냄을 확인할 수 있었다. 이를 통해 짝 측정소 를 구성하고 있는 측정소간 상호 연관성이 매우 높은 것, 즉 짝 측정소 를 구성하고 있는 도로변대기측정소와 도시대기측정소가 동일한 공기괴의 영향 아래에 있다는 것을 확인할 수 있었다. 이 는 본 연구에서 수립한 가정, 즉 도시대기측정소의 오염물질 농도는 도로변대기측 정소에 영향을 미치는 배경농도이며, 도로변대기측정소의 오염물질 농도는 이러한 배경농도에 자동차에서 배출된 오염물질의 농도가 가중된 것이라는 가정이 타당했 다는 것을 의미한다. 따라서 본 연구에서 도출된 결과들이 신뢰도 측면에서 충분히 타당하다는 것을 확인할 수 있었다. 이상에서 살펴본 자료에 근거하여 수도권 대기환경관리 기본계획이 본격적으로 추

58 진된 2007년 이후 도로이동오염원이 대기질에 미치는 영향은 지속적으로 감소되고 있는 것으로 추정할 수 있으며, 이는 수도권 대기환경관리 기본계획에 제시된 도로 이동오염원 관련 각종 대책들의 효과가 지속적으로 나타나고 있을 가능성을 시사하 는 것으로 사료된다. 2) NO 2 상기 PM 10 의 경우와 마찬가지로 행정구역내 이격거리 및 풍향을 고려한 2001 년~2010년의 짝 측정소 연평균 NO 2 농도차이 결과 중 음수(-)로 표현되는 도시 대기측정소의 값보다 도로변대기측정소의 값이 낮은 경우를 제외한 자료는 다음 <표 2-1-8>과 <그림 > 및 <그림 >와 같다. 이들을 살펴보면 PM 10 과는 다르게 2007년 이후 짝 측정소별 농도차의 감소경향이 크게 나타나지 않 았으며, 전체 평균에 대해서 농도차가 시간의 흐름에 따라 다소 감소하는 경향을 보이는 것을 확인할 수 있었다. 그리고 <그림 >에서 확인할 수 있듯이 농 도차가 크게 나타나는 수준이 시간의 흐름에 따라 감소하는 경향을 나타내지만, PM 10 과는 다르게 경향이 두드러지게 나타나지 않음을 확인할 수 있었다. 또한 <표 2-1-9>에서 확인할 수 있듯이, 짝 측정소를 구성하고 있는 측정소 간 농도자료의 상관성도 PM 10 과 비교하여 낮은 수준으로 나타나고 있음을 확인할 수 있었다. 일반적으로 자동차에서 배출되는 NOx는 주로 NO의 형태로 배출되며, 이렇게 배출 된 NO는 대기 중에서 빠르게 NO 2 로 산화되는 것으로 알려져 있다. 이렇게 산화된 NO 2 는 대기 중에서 자외선에 의해 다시 광해리되어 NO로 분해되고, 휘발성유기화 합물을 비롯한 많은 오염물질과 반응을 하여 2차 오염물질을 생성하는 등 대기 중 에서 복잡 다양한 화학반응을 일으킨다. 이러한 이유로 NO 2 의 경우 짝 측정소 의 농도차 특성과 짝 측정소 를 구성하고 있는 측정소간 상관성이 PM 10 과는 다르게 나타나는 것으로 판단된다. <표 2-1-8> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 연평균 NO 2 농도차 (2001~2010년) (단위 : ug/m3) 짝 측정소 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 청량리-동대문구 신촌-마포구 영등포-영등포구 신사동-서초구 전체 평균

59 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) (h) <그림 > 외 부 영 향 대 비 도 로 변 대 기 측 정 소 자 료 가 높 은 경 우 를 제 외 한 짝 측 정 소 에 서 의 연 평 균 NO 2 농도차 상세결과 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구 (h) 전체평균 (도로변측정소-도시대기측정소 순)

60 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (g) <그림 > 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 높은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 시간 평균 NO 2 농도차 분포 (2001~2010년) (a) 동대문-중구 (b) 서울역-용산구 (c) 청계천-중구 (d) 청량리-동대문구 (e) 신촌-마포구 (f) 영등포-영등포구 (g) 신사-서초구

61 <표 2-1-9> 외부영향 대비 도로변대기측정소 자료가 낮은 경우를 제외한 짝 측정소 에서의 측정소간 NO 2 농도 상관관계 (2001~2010) 짝 측정소 항목 동대문-중구 서울역-용산구 청계천-중구 상관계수 유의확률 6.0E E E E E E E E E E+00 N 1,739 2,879 1,877 2,739 2,700 2,211 2,495 2,278 2,128 2,396 상관계수 유의확률 2.8E E E E E E E E E E-49 N 상관계수 유의확률 7.6E E E E E E E E E E+00 N 1,245 1,935 1,354 1,820 1,513 1,171 1,592 1,492 2,006 2,642 상관계수 청량리-동대문구 유의확률 1.1E E E E E E E E E E+00 신촌-마포구 영등포-영등포구 유의확률 신사동-서초구 N 2,043 2,243 1,837 2,706 2,366 2,258 2,879 2,751 1,850 2,437 상관계수 유의확률 3.1E E E E E E E E E E-192 N 1, , ,238 1,442 1,360 상관계수 E E E E E E E E E E+00 N 1,891 2,185 1,711 2,267 3,242 2,128 2,197 2,716 3,253 3,189 상관계수 유의확률 2.6E E E E E E E E E E+00 N 616 1,884 1,191 1, ,714 2,033 1,536 1,536 1,

62 2. 교통량 밀집지역 배출량 산정 및 농도 예측 2.1 교통밀집지역 자동차 통행량 증감에 따른 농도 변화 평가 교통량 밀집지역 에서의 차량 통행량 변화와 대기 중 오염물질 농도변화 사이의 관 계를 확인하기 위하여 연구방법에서 언급한 바와 같이, 서울역에 위치한 도로변대 기측정소와 회현역 주변의 교통량 조사지점에서 조사된 교통량을 활용하여 차량 통 행량과 대기중 오염물질 농도사이의 관계를 평가하고자 하였다. 본 분석은 교통량 조사 자료의 한계점, 즉 일주일이라는 조사기간 및 차종별 교통량 자료가 아닌 모 든 차종의 총 교통량이라는 한계점으로 인해 분석이 다소 제한적으로 진행되었다. 분석 대상 기간 동안 강우사례는 존재하지 않았다. <표 2-2-1>과 <그림 2-2-1> 및 <그림 2-2-2>은 분석 대상기간에 대한 요 일별 자동차 교통량과 PM 10 및 NO 2 의 일평균 농도를 나타낸 것이다. 자동차 교통 량은 주중의 경우 약 3,500~4,000여대에 이르는 것으로 나타났고, 주말은 이보다 교통량이 줄어 약 3,200대 및 약 2,600대의 차량이 통행한 것으로 나타났다. <그림 2-1-1>에 제시된 요일별 교통량의 변화와 PM 10 일평균 농도의 변화 경향 을 살펴보면 서로 반대의 경향성을 나타내고 있음을 확인할 수 있었다. 이러한 경 향은 <그림 2-1-2>에 제시된 요일별 교통량의 변화와 NO2 일평균 농도의 변화 에서도 동일한 형태로 나타나는 것을 확인할 수 있었다. <표 2-2-1> 서울역 지점에서의 요일별 교통량 및 PM 10, NO 2 평균 농도 요일 교통량 (대) PM 10농도 (μg/m3) NO 2농도 (ppb) 2010년 10월 11일 (월요일) 3, 년 10월 12일 (화요일) 3, 년 10월 13일 (수요일) 3, 년 10월 14일 (목요일) 3, 년 10월 15일 (금요일) 3, 년 10월 16일 (토요일) 3, 년 10월 17일 (일요일) 2,

63 <그림 2-2-1> 서울역 지점에서의 요일별 교통량 및 일평균 PM 10 농도 <그림 2-2-2> 서울역 지점에서의 요일별 교통량, 일평균 NO 2 농도 분석 대상기간의 시간별 차량 통행량과 PM 10 및 NO 2 농도의 변화를 <그림 2-2-3> 및 <그림 2-2-4>에 정리하여 나타내었다. 먼저 시간별 차량 통행량을 살펴보면, 주중인 11일부터 15일까지는 출 퇴근 시간에 통행량이 증가하는 전형적인 더블피크 형태의 분포를 나타내는 것을 확인할 수 있 었는데, 새벽 3시까지 통행량이 줄다가 출근시간대인 9시까지 교통량이 급격히 증 가한 후, 다소 감소하다가 11시부터 오후 6시까지 일정한 수준을 보인 후 오후 7시 전후로 통행량이 다소 증가한 후 새벽시간까지 지속적으로 감소하는 모습을 확인할 수 있었다. 반면 주말의 경우 주중의 시간별 통행량 분포와는 다르게 새벽 5시 이 후로 꾸준히 통행량이 증가한 후 다시 꾸준히 감소하는 분포를 확인할 수 있었다. <그림 2-2-3>에 제시한 시간별 교통량과 PM 10 농도 변화를 살펴보면, 10월 11 일, 17일을 제외하면 통행량의 변화와 PM 10 농도 변화가 비교적 유사한 형태로 변 화하는 것을 확인할 수 있었던 반면, 11일의 경우 통행량의 변화와는 상관없이

64 PM 10 의 농도가 지속적으로 증가하는 경향이 나타났고, 17일의 경우는 PM 10 의 농도 변화 경향이 교통량의 변화 경향과 반대가 되는 형태로 나타남을 확인할 수 있었 다. <그림 2-2-4>에 제시한 시간별 교통량과 NO 2 농도 변화를 살펴보면, 10월 16 일, 17일을 제외하면 통행량의 변화와 NO 2 농도 변화가 비교적 유사한 형태로 변 화하는 것을 확인할 수 있었던 반면, 16일과 17일의 경우는 NO 2 의 농도 변화 경향 이 교통량의 변화와 반대의 경향을 나타내는 것을 확인할 수 있었다. 이상으로 미루어 보았을 때, 일부 사례에서 예외의 사례가 나타났지만, 일반적으로 차동차의 통행량 증가는 대기 중 오염물질의 농도 증가를 야기하는 것으로 판단할 수 있었다

65 2010년 10월 11일 2010년 10월 12일 2010년 10월 13일 2010년 10월 14일 2010년 10월 15일 2010년 10월 16일 2010년 10월 17일 <그림 2-2-3> 시간별 교통량 및 PM 10 농도 변화

66 2010년 10월 11일 2010년 10월 12일 2010년 10월 13일 2010년 10월 14일 2010년 10월 15일 2010년 10월 16일 2010년 10월 17일 <그림 2-2-4> 시간별 교통량 및 NO 2 농도 변화

67 분석 대상기간동의 시간대별 평균 교통량과 PM 10 및 NO 2 의 평균 농도는 <표 2-2-2>와 <그림 2-2-5> 및 <그림 2-2-6>에 정리하여 나타내었다. 교통량 은 일반적인 출근시간대인 오전 7시부터 3,000대 이상으로 20시까지 지속적으로 증가한 후 20시 이후 서서히 감소하는 경향을 나타내었다. <그림 2-2-5>에 나타 난 바와 같이 분석 대상기간동안의 시간대별 PM 10 의 평균 농도 변화 추이는 오전 7시 이후 교통량이 증가함에 따라 증가하다가 오전 11시~12시 사이에 대기중 농 도가 가장 높았으며, 이후에는 53ug/m3~60ug/m3범위 내에서 증감을 반복하였다. 한 편 분석 대상기간동안의 시간대별 NO 2 의 평균 농도 변화 추이는 PM 10 과 마찬가지 로 교통량에 따라 증가하는 경향을 나타내었다. 낮시간에는 교통량의 증감이 둔화 되고, NO 2 의 광화학반응에 따라 농도가 크게 변화하지 않았다. 반면 하루 일과가 종료되는 20시 이후 오존분해반응에 의해 NO 2 의 농도가 증가하는 경향을 보이는 것을 확인할 수 있었다. <표 2-2-2> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 PM 10, NO 2 평균 농도 시간 교통량 (대) PM 10 (μg/m3) NO 2 (ppb) 1시 2, 시 1, 시 1, 시 1, 시 1, 시 1, 시 2, 시 3, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 4, 시 3, 시 3, 시 3, 시 2,

68 <그림 2-2-5> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 시간평균 PM 10 농도 <그림 2-2-6> 분석 대상기간 동안의 시간대별 평균 교통량 및 시간평균 NO 2 농도 고준호 등(2009)이 수행한 교통량에 따른 대기오염도 연구결과를 살펴보면, 2005 부터 2007년까지 3년간의 서울시내 교통량 자료(매년 1주일에 해당하는 자료)와 대기오염 자료(CO, NO, NO 2, PM 10 )를 비교 분석하여 서로간의 상관성을 분석한 결과, 교통량 및 대기오염도간의 상관성은 전반적으로 낮은 것으로 나타났으나, 타 오염물질에 비해 NO 2 의 경우 상대적으로 높은 상관관계를 보인다고 제시하였다. 반 면 본 연구에서 실시한 2011년 10월중 1주일간의 교통량 자료 및 PM 10 과 NO 2 의 결과로 상관성 분석을 실시한 결과, PM 10 농도의 경우 <그림 2-2-7>에 나타난 바와 같이 분석 대상기간동안의 시간대별 평균 교통량과 PM 10 평균 농도 사이에 R 2 값이 0.777로 나타나 이 두 인자 사이에 선형적인 상관관계가 높은 것으로 나타 났다. 한편 교통량 증가에 따른 PM 10 농도는 선형적인 비례관계를 나타내었다. 한 편 NO 2 농도의 경우 <그림 2-2-8>에 나타난 바와 같이 분석 대상기간동안의 시

69 간대별 평균 교통량과 NO 2 평균 농도 사이에 R 2 값이 0.538로 나타나 이 두 인자 사이에 선형적인 상관관계가 있는 것으로 판단되나 PM 10 의 경우에 비해 그 상관성 이 낮은 것으로 판단되었다. 하지만 NO 2 상관성의 경우 교통량에 따라 조금 다른 경향을 나타내었는데, 4,000대 이하의 교통량인 경우 명확한 상관성을 보이는 반 면, 4,000대 이상의 교통량 범위에서는 NO 2 의 농도 분산이 상대적으로 크게 나타 나는 것을 확인할 수 있었다. <그림 2-2-7> 서울역 지점에서의 일일 교통량과 일평균 PM 10 농도의 상관관계 <그림 2-2-8> 서울역 지점에서의 일일 교통량과 일평균 NO 2 농도의 상관관계

70 2.2 교통량 밀집지역의 차종별 연료별 통행량 조사 및 이동오염원 배출량 산정 영상촬영 교통량 조사 결과 2012년 10월 25일부터 3일간 건대입구역 사거리에서 진행된 교통량 조사 결과를 아래의 <그림 2-2-9>에서 <그림 >에 걸쳐 정리하였다. 조사기간 중 교 통량이 가장 많은 날은 2012년 10월 25일로 총 48,515대가 통행한 것으로 조사되 었으며, 그 뒤를 이어 26일에 47,565대, 27일에 45,530대가 통행한 것으로 조사되 었다. 시간별 교통량을 살펴보면 정도의 차이는 있지만, 3일 모두 전형적인 시간대 별 교통량 분포인 출 퇴근 시간대에 피크가 나타나는 더블피크의 분포가 나타남을 확인할 수 있었다. 또한 차종별 통과대수를 살펴보면 새벽시간에는 택시의 통행량 이 압도적으로 많은 것을 확인할 수 있었으며, 아침 6시부터 밤 12시까지는 승용차 의 통행량이 압도적으로 많은 것을 확인할 수 있었다. <그림 2-2-9> 2012년 10월 25일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량 <그림 > 2012년 10월 26일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량

71 <그림 > 2012년 10월 27일 건대입구역 사거리의 시간별 차종별 교통량 <표 2-2-3> 및 <그림 >는 날짜별 건대입구역 사거리를 통과한 차종별 비율과 2011년 12월 기준 광진구 차종별 등록 비율을 나타낸 것이다. <그림 >의 (a)와 (b)에서 확인할 수 있듯이 2012년 10월 25일 목요일과 2012 년 10월 26일 금요일의 교통량에 대한 차종별 비율을 차이가 없음을 확인할 수 있 었다. 이는 평일의 경우 건대입구역 사거리의 교통량에 대한 차종별 비율에 큰 차 이가 없을 수 있을 가능성을 시사한다. 반면 <그림 >의 (c)에서 보이는 바와 같이 2012년 10월 27일 토요일의 교통량에 대한 차종별 비율은 주중과 다소 차이가 있음을 확인할 수 있었다. 이때의 차종별 비율을 살펴보면 승용차의 비율이 79%에서 81%로 증가하였으며 버스의 비율이 14%에서 12%로 감소하였음을 확인 할 수 있었다. 또한 <그림 >의 (d)에서 확인할 수 있듯이, 실제 교통량에 근거한 차종별 비율과 등록대수에 기초한 차종별 비율은 차이가 있음을 확일할 수 있었다. 이는 배출량을 산정할 때, 행정구역별 차량등록대수를 활용하여 배출량을 산정하고 있는 CAPSS 배출량과 실제 교통량을 조사하고, 해당 결과를 활용하여 산 정한 배출량 사이에 차이가 있을 수 있음을 시사한다. <표 2-2-3> 건대입구역 사거리 차종별 통행량 조사 결과 및 광진구 차종별 등록대수 (단위: 대) 건대입구역 사거리 통행량 차종 광진구 등록대수 2012년10월25일 2012년10월26일 2012년10월27일 승용차 37,636 37,069 36,626 76,097 버스 6,800 6,396 5,388 5,899 화물차 3,480 3,532 2,947 12,186 특수차 이륜자동차 총합 48,515 47,565 45,530 94,

72 (a) (b) (c) (d) <그림 > 건대입구역 사거리 교통량 차종별 기여도 및 광진구 차종별 등록 비율 (a) 2012년 10월 25일 (b) 2012년 10월 26일 (c) 2012년 10월 27일 (d) 광진구 차종별 등록 비율 교통량 조사 결과를 활용한 도로이동오염원의 오염물질 배출량 산정 <그림 >~<그림 >는 본 연구를 통해 산정된 건대입구역 사거리 주변 도로에 대한 도로이동오염원의 PM 10 및 NOx 배출량을 나타낸 것이다. 이를 살펴보면 두 물질 모두 전형적인 도로이동오염원의 오염물질 배출 패턴인 더블피크 의 분포를 보이는 것을 확인할 수 있었다. 또한 2012년 10월 25일과 26일 사이에 는 배출량에 큰 차이를 보이지 않았지만, 2012년 10월 26일의 경우 두 물질 모두 앞의 두 날에 비해 배출량이 낮아지는 것을 확인할 수 있었다. 이는 앞에서 열거한 교통량 결과와 동일한 결과이다. <그림 >에서 제시한 PM 10 배출량의 차종별 기여율을 살펴보면 트럭의 기 여도가 62%~64%로 압도적으로 높게 나타났고, 그 뒤를 이어 승합차의 기여도가 27%~28%로 높게 나타났다. 반면 승용차의 배출기여도는 1%로 가장 낮게 나타났 다. <그림 >에서 제시한 NOx 배출량의 차종별 기여율을 살펴보면 버스의 기 여도가 49%~54%로 가장 높게 나타났고, 승용차의 기여도가 18%~21%로 버스 다음으로 높게 나타났다. 그 뒤를 이어 택시, 트럭, RV차, 이륜차의 순으로 기여도 가 나타남을 확인할 수 있었다

73 (a) (b) <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 25일 차종별 배출량 (a) PM 10 (b) NOx (a) (b) <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 26일 차종별 배출량 (a) PM 10 (b) NOx (a) (b) <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 2012년 10월 27일 차종별 배출량 (a) PM 10 (b) NOx

74 (a) (b) (c) <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 차종별 PM 10 배출 기여도 (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일 (a) (b) (c) <그림 > 교통량 조사를 통한 건대입구역 사거리 주변 지역 차종별 NOx 배출 기여도 (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일

75 본 연구에서 산정된 배출량을 CAPSS 배출량과 비교하기 위하여 CAPSS 2009년 배출량을 2011년에 보고된 대기질모델링 정보자료 제공을 위한 자료공개 시스템 구축 과 2008년에 보고된 MM5-SMOKE-CMAQ 시스템을 이용한 대기오염 예측 모델링 편람 에 제시되어있는 월별, 요일별 시간할당 계수를 활용하여 2012년 10월 25일부터 27일까지 PM 10 과 NOx 배출량을 산정하고, 이를 다시 광진구 전체 도로 면적(3.390km 2 )대비 본 연구 대상 도로 면적(0.179km 2 )의 면적비를 적용하여 본 연구 대상지역에 대한 배출량을 산정하였다. 이렇게 산정된 CAPSS 배출량과 비교 하면 3일 동안 CAPSS 2009년 배출량에 기초한 본 연구 대상지역에서 도로이동오 염원에의해 발생된 PM 10 배출량은 19.9kg 및 19.0kg, NOx 배출량은 600.5kg 및 573.0kg이 배출되는 것으로 나타난 반면 본 연구결과는 7.5kg의 PM 10, 832.5kg의 NOx가 배출되는 것으로 나타났다(<표 2-2-4> 참조). 본 연구의 NOx 배출량이 CAPSS 배출량에 비해 높게 나타난데 비해 PM 10 배출량 이 CAPSS 배출량에 비해 낮게 나타난 이유는 NOx 배출량에 지배적인 영향을 주 는 버스의 경우 통행량이 등록대수에 비해 15%가 높은 수준으로 나타난 반면, PM 10 배출량에 영향을 미치는 트럭의 통행량은 등록대수의 약 30% 수준, 승용차의 통행량은 약 50%의 수준으로 나타나, NOx 배출량은 본 연구결과가 더 많은 것으 로 PM 10 배출량은 본 연구결과가 더 적게 나타난 것으로 판단된다. 본 연구에서 산정된 배출량은 장기간에 걸친 교통량 조사를 통해 산정된 배출량이 아닌, 단기간(3일) 조사를 통해 산정된 결과이기 때문에 위와 같은 차이에 대한 대 표성을 논하는 것은 다소 무리가 있을 수 있으며, 추후 대표성 확인을 위한 장기간 에 대한 연구가 필요할 것으로 판단된다. 그러나 단기간에 걸친 연구이지만, 본 연 구에서 적용한 방법이 특정지역의 특성을 보다 더 잘 대변할 수 있다고 판단되는 바, 공간적인 규모가 상대적으로 좁은 규모인 교통 밀집지역 에 대한 도로이동오염 원 대기오염물질 배출량을 산정하는데 그 동안 사용되었던 top-down 방식의 배출 량 산정 및 배출량 시 공간 할당 방법론보다는 본 연구에서 적용한 방법이 보다 효 과적일 수 있을 것으로 판단된다. 따라서 향후 교통 밀집지역 에 대한 대기환경 개 선 대책의 수립을 위해서는 본 연구에서 적용한 방법과 같은 실제 차종별 교통량 조사를 통한 배출량 산정과 같은 과정을 반영하여 특정 지역에 대한 배출특성을 충 분히 반영하고, 해당 결과에 기초한 대책의 수립이 이루어질 경우 보다 효과적일 것이라 사료된다

76 <표 2-2-4> 건대입구역 사거리 주변 지역에 대한 배출량 비교 (CAPSS vs 본연구) (단위 : kg/day) CAPSS 2009 국립환경과학원 (2011) 시간할당계수 적용 * 국립환경과학원 (2008) 시간할당계수 적용 ** 물질 2012년 10월 25일 2012년 10월 26일 2012년 10월 27일 총합 PM NOx PM NOx PM 본 연구 NOx *국립환경과학원, 2011, 대기질모델링 정보자료 제공을 위한 자료공개 시스템 구축(책임연구기관 : 건국대학교) **국립환경과학원, 2008, MM5-SMOKE-CMAQ 시스템을 이용한 대기오염 예측 모델링 편람 2.3 모델링을 통한 도로 이격거리별 농도분포 및 악조건에 대한 대기질 변화 도로 이격거리별 농도분포 앞에서 산정된 배출량을 활용하여 배출량 산정 대상 지역인 건대입구역 사거리를 중심으로 동서방향, 남북방향으로 각각 10km에 대해 500m의 해상도로 모델링을 수행함으로써 도로에서 배출된 오염물질이 이동 및 확산되는 패턴을 확인하였다. 본 연구에서 진행한 모델링은 교통 밀집지역 의 도로이동오염원, 즉 자동차에서 배 출되는 오염물질에 대한 확산패턴과 도로변 이격거리별 오염물질의 농도 분포를 보 기 위해 진행된 것으로 모델링 대상 지역 내의 모든 오염원으로부터 배출되는 오염 물질을 입력자료로 사용한 것이 아닌 본 연구에서 산정된 배출량만을 입력자료로 사용하였다. 따라서 모델링 결과로 제시된 농도 값들은 실제 농도보다 매우 낮다는 특징이 있으므로 해석을 하는데 있어 주의가 요구된다. <그림 > 및 <그림 >는 모델링 사례일별 PM 10 과 NO 2 의 24시간 평균농도에 대한 등농도선을 나타낸 것이다. 오염물질들의 이동 및 확산 패턴을 살 펴보면 2012년 10월 25일과 26일의 경우 북서풍과 북풍의 영향으로 인하여 건대 입구역 사거리에서 배출되는 PM 10 과 NOx가 남서쪽으로 이동 및 확산되어가는 현 상을 확인할 수 있었으며, 이러한 경향은 25일보다 26일에 더 강하게 나타남을 확 인할 수 있었다. 27일은 앞선 두 날들과는 다르게 오염물질들의 이동 및 확산 패턴 이 한 방향으로 치우치지 않은 것을 확인할 수 있었다. 아울러 농도분포를 살펴보 면 모든 경우에서 건대입구역 사거리 중심으로부터 반경 3km(그림에서 바깥쪽 동 심원) 이내에서 농도가 급격하게 감소한 것을 확인할 수 있어, 해당 지역 내에서 대부분 확산이 이루어지고 있는 것을 확인할 수 있었다

77 (a) (b) (c) <그림 > 건대입구역 사거리 중심 10km 10km에 대한 PM 10 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 500m ; 단위 : μg/m3 ; 동심원의 반경은 안쪽부터 500m, 1500m) (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일 (a) (b) (c) <그림 > 건대입구역 사거리 중심 10km 10km에 대한 NO 2 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 500m ; 단위 : ppb ; 동심원의 반경은 안쪽부터 500m, 1500m) (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일 대기오염물질의 농도분포를 더욱 구체적으로 확인하기 위하여 모델링 해상도를 100m로 설정하여 수행한 결과를 건대입구역 사거리를 중심으로 3km 3km에 대해 <그림 > 및 <그림 >에 나타내었다. 해당일의 기상조건에 따라 고농도가 나타는 지점들은 상이하지만 성수역-구의역 방면의 도로에 고농도 사례 가 나타나는 것을 확인할 수 있었다. 고농도 사례가 나타나는 지점을 중심으로 농 도의 분포를 보면 PM 10 및 NO 2 모두 도로로부터 약 100m 범위 내에서 농도가 고 농도의 약 절반 수준으로 감소하는 것을 확인할 수 있었으며, 도로로부터 이격거리 가 멀어질수록 농도가 큰 폭으로 감소되는 것을 확인할 수 있었다

78 (a) (b) (c) <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 PM 10 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 100m ; 단위 : μg/m3 ; 동심원의 반경은 안쪽부터 100m, 300m, 500m) (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일 (a) (b) (c) <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 NO 2 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 100m ; 단위 : ppb ; 동심원의 반경은 안쪽부터 100m, 300m, 500m) (a) 2012년 10월 25일, (b) 2012년 10둴 26일, (c) 2012년 10월 27일 앞서 연구방법에서 언급한 것과 같이 본 연구내용은 교통 밀집지역 에 대해 자동차 배출 대기오염물질의 도로 이격거리별 농도분포를 정량적으로 판단하는데 목적이 있다. 이러한 이유로 본 연구에서는 모델링을 수행하는데 있어 점오염원과 면오염 원의 배출량은 배제하고, 도로이동오염원에 대한 배출량만을 적용하였고, 이러한 이 유로 본 모델링 결과가 대기 중 오염물질의 농도를 모사하는 것은 한계가 있다. 또 한 대기질을 모사하기 위하여 적용된 모델 자체의 수많은 가정들로 인해 대기질 모 델 자체에도 불확실성이 존재하며, 모델링을 수행하는데 입력되는 기상자료 및 배 출량 자료 자체에도 불확실성들이 내포되어 있다. 이러한 불확실성으로 인하여 모 델링 결과에도 어느 정도 불확실성이 있으므로 모델링 결과를 절대값으로 해석하는 것은 주의가 요구된다

79 2.3.2 악조건에 대한 대기질 변화 악조건에 대한 교통 밀집지역 의 대기질 변화를 살펴보기 위하여 연구방법에서 제 시한 교통량 증가에 대한 시나리오에 대해 배출량을 산정한 후 모델링을 진행하였 다. 연구방법에서 제시한 것처럼 시나리오는 총 4개의 시나리오가 있는데, 본 연구 에서 산정된 배출량은 base case이며, 나머지 3개의 시나리오는 교통량이 조사된 교통량에 비해 10%, 50%, 100%가 증가된 상황으로 설정하였다. 각 시나리오에 대한 배출량은 <표 2-2-5>와 같이 산정되었으며, 교통량이 증가하는 것에 비례 하여 배출량이 증가함을 확인할 수 있었다. <표 2-2-5> 악조건 시나리오별 연구 대상지역 도로이동오염원 대기오염물질 배출량 (단위 : kg/day) 오염물질 대상기간 Base CASE-1 CASE-2 CASE-3 PM10 NOx 2012년 10월 25일(목) 2012년 10월 26일(금) 2012년 10월 27일(토) 2012년 10월 25일(목) 2012년 10월 26일(금) 2012년 10월 27일(토) Base case를 제외한 나머지 3개의 시나리오에 대한 모델링 결과를 <그림 >와 <그림 >에 나타내었다. <표 2-2-5>와 <그림 > 와 <그림 >에서 확인할 수 있듯이, 교통량의 증가는 배출량의 증가로 이 어지고, 배출량의 증가는 해당지역의 대기 중 오염물질의 농도 증가로 이어진다. <그림 >와 <그림 >에서 확인할 수 있는 것처럼, 시나리오별로 오염물질의 배출량이 증가하는 것과 비례하여 일정하게 대기 중 농도가 증가하는 것을 확인할 수 있었다. 일반적으로 대기 중의 PM 10 과 NO 2 의 농도는 대기 중의 복 잡 다양한 화학반응으로 인하여 생성 소멸 과정을 거치기 때문에 배출량의 변화와 완전한 선형적인 관계가 나타나지 않는다. 하지만 본 연구에서 진행한 모델링 결과 에서 배출량과 농도 사이에 선형적인 비례관계가 나타났는데, 이는 모델의 한계로 인한 것이다. 본 연구에서 적용한 CALPUFF는 대기 중에서 일어나는 복잡 다양한 화학반응을 충분히 고려하지 못한다는 한계점을 가지고 있어, 위와 같은 모델링 결 과가 도출되었다

80 2010년 10월 25일 2010년 10월 26일 2010년 10월 27일 CASE 1 CASE 2 CASE 3 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 시나리오별 PM 10 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 100m ; 단위 : μg/m3 ; 동심원의 반경은 안쪽부터 100m, 300m, 500m)

81 2010년 10월 25일 2010년 10월 26일 2010년 10월 27일 CASE 1 CASE 2 CASE 3 <그림 > 건대입구역 사거리 중심 3km 3km에 대한 시나리오별 NO 2 24시간 평균농도 분포 (해당도 : 100m ; 단위 : ppb ; 동심원의 반경은 안쪽부터 100m, 300m, 500m)

82 3. 교통량 밀집지역내 자동차 배출 오염물질의 고유한 배출특성 관련 조사 서론에서 언급한 바와 같이 대도시의 대기오염에 영향을 미치는 여러 배출원들 중 에서 도로이동오염원의 중요성은 매우 크게 인식되고 있다. 서울시 도로이동오염원 의 오염물질별 배출비율을 살펴보면 아래 <그림 2-3-1>과 같이 CO, NO x, PM 10 등이 주를 이루고 있다(환경부, 2009). <그림 2-3-1> 서울시 도로이동오염원 오염물질별 배출비율 분포 자동차에서 배출되는 대기오염물질의 생성원인은 크게 4가지로 알려져 있다. 먼저, 연료에 의한 것으로 연료의 증발과 불완전 연소 또는 미연소에 기인한다. 또한 엔진 의 불완전 연소에 의해 배출되는 경우와 자동차에서 배출되는 오염물질이 대기 중에 서 반응하여 2차 오염물질을 형성한다. 마지막으로 엔진부식, 각종 오일류 또는 연료 자체 불순물, 연료 첨가제 등에 의해 배출되는 경우로 구분할 수 있다(EPA, 2000, 2001). 또한 서울시의 주택건설현황(2011년)을 살펴보면 단독주택(4%)보다 다세대 주택(41%) 및 아파트(52%) 등의 공동 집단주택으로 필연적으로 교통수요를 유발하 게 되어, 더욱 많은 교통량 밀집지역이 발생하게 된다. 뿐만 아니라 자동차에서 배출 되는 대기오염물질은 건강상의 피해에 직접 혹은 간접적인 관련이 있다는 연구결과가 보고되고 있어, 주요 관심 대상이 되고 있다. 이에 본 연구에서는 교통량이 밀집되는 장소 중 도로변 및 터널 등과 같은 곳을 대상 으로 진행된 연구들을 조사하여 주요 검출오염물질의 종류 및 환경조건에 따른 오염 물질의 변화를 정리 및 제시하였다

83 3.1 국내 도로변 및 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 일반적으로 도로의 교통량으로부터 주로 배출되는 PM 10 및 NO x 는 출 퇴근 시간대 에 높은 농도를 보이며, 낮 시간대에는 감소하는 경향을 보인다. 또한 가솔린과 디 젤 자동차의 배출에 의한 영향으로 인해 도로 주변의 대기 중 벤젠고리가 5 6개로 구성된 고분자량 성분들의 농도가 다른 지역들에 비해 높은 특성을 지니고 있다(배 귀남 등, 2007; 이승복 등, 2007; 이승복 및 배귀남, 2008; 배귀남 및 이승복, 2008). 이에 따라 국내에서도 서울지역 자동차 배출가스에 의한 도로변의 대기오염 배출특성에 관한 다양한 연구들이 수행되고 있으며(이승복 및 배귀남, 2010; 김진 용 등, 2009; 이지이 등, 2008; 이승복 등, 2007; 박수미 등, 2006; 권오열 및 안 영상, 2006; 주옥정 등, 2006; 김종호, 2005; 김미현 등, 2002), 그 외 지역에서의 도로변 대기오염물질 농도 특성 및 입경별 분포 등의 연구 또한 다수의 연구가 진 행 중에 있다(정대영 등, 2005; 조완근 및 최성락, 2005; 정의량 등, 2004) 국내 도로변에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 1) 상업지역 도로변에서의 미세입자 및 초미세 입자 수 검댕 NO x 농도변화 서울시 동대문구 청량리동에 위치한 청량리 교차로의 도로변에서 2007년 3월 19일 (월)부터 16:30부터 23일(금) 15:05까지 5일 동안 입자의 수(미세입자 및 초미세입 자), 검댕, NO x 를 측정하였으며, 측정위치는 <그림 2-3-2>에 나타난 바와 같이 청 량리 교차로에서 동대문 방향 편도 3차선 도로의 우측 도로변에서 약 1m 떨어진 곳 을 선정하였다(이승복 및 배귀남, 2010). <그림 2-3-2> 청량리 도로변 측정 위치

84 측정 결과, <그림 2-3-3(a)>와 같이 초미세입자의 수 농도는 일반 도시 대기 측정 결과에 비해 고농도이면서 짧은 시간 동안 매우 큰 폭으로 변화였다. 교통량이 최소 가 되는 새벽 2 4시에는 농도가 낮아지면서 변동폭도 감소하였으며, 교통량이 증가 하기 시작할 때 대기오염물질들의 농도도 증가하기 시작하였다. 이러한 경향은 <그 림 2-3-3(b)>에 제시된 바와 같이 초미세입자의 수 농도뿐만 아니라 검댕 농도와 NO x 농도에서도 관찰되었다. 배귀남 등(2007)이 2005년 3월에 연세대 정문 앞 성산 로 도로변에서 6일간 측정한 결과에서도 초미세입자의 수 농도 변화가 유사한 경향을 나타내었으며, 초미세입자(20 100nm) 및 미세입자( nm) 일평균 수 농도 는 각각 25,000개/cm3와 3,500개/cm3, 검댕 농도는 6.6μg/m3, NO x 농도는 133ppb 수준 이었다. (a) 일별 입자별 수 농도 주간변화 (b) 일별 오염물질별 1시간 평균농도 변화 <그림 2-3-3> 입자별 수 농도 및 오염물질별 1시간 평균농도 변화 2) 도심지역 도로변에서의 극미세입자 수 검댕 NO x 농도변화 서울의 대표적인 도심지역인 광화문 부근 태평로의 왕복 11차선 도로변에서 입자상 및 가스상 대기오염물질을 2006년 11월 13일(월)~11월20일(월)까지 8일 동안 측정 한 결과는 <그림 2-3-4>와 같다(배귀남 및 이승복, 2009). <그림 2-3-4> 광화문 태평로에서의 오염물질별 주간 농도변화

85 극미세입자의 수 및 농도, 검댕 및 NO x 농도의 평균 농도는 측정일에 따라 크게 변하 였으나, 국소적인 증감의 경향이 서로 잘 일치하여 동일한 주요 오염원의 영향을 함 께 받음을 확인하였다. 극미세입자의 1시간 평균 수는 11월 17일까지 15,000개/cm3 이상의 고농도가 자주 관측되다가 18일부터 15,000개/cm3 이하로 지속적으로 낮아졌 다. 이는 <그림 2-3-5(a)>과 같이 18일과 19일이 주말인 관계로 인한 상대적으로 적은 교통량 때문이며, 18일 이후 상대습도가 지속적으로 증가하면서 19일 저녁부터 20일까지 박무가 있었던 기상 조건에 따른 영향(<그림 (b)>)때문이었다. (a) 태평로 도로변 교통량 일변화 (b) 상대습도, 온도 및 평균 입경 일변화 <그림 2-3-5> 태평로 도로변 교통량, 상대습도, 온도 및 평균 입경 일변화 한편, 검댕과 NOx 농도의 경우 <그림 2-3-4>와 같이 11월 16일까지 각각 10 μg/ m3, 150 ppb 이하로 비교적 낮았으나, 17일부터 고농도가 자주 관찰되었다. 이는 두 기간 모두 주풍향은 북풍계열이었으나, NO x 농도가 높았던 기간에는 대부분 풍속이 1m/s 이하로 낮아 오염물질의 희석이 활발하지 않았기 때문이었다(<그림 2-3-6> 참조). (a) 11월 15 16일 (저농도 기간) (b) 11월 17 18일 (고농도 기간) <그림 2-3-6> 태평로 도로변 측정지점의 바람장미

86 이와 같이 교통량이 많으면서 주중 변동이 크지 않은 대도시 도심지역의 도로변에서 도 측정일에 따라 오염 수준이 크게 차이가 났으며, 상대습도 및 풍속과 같은 기상요 인의 영향을 많이 받는 것으로 나타났다. 한편 <그림 2-3-7>과 같이 극미세입자의 수 농도와 NO x 농도 사이의 상관관계가 낮게 나타난 반면, 검댕 농도와 NO x 농도의 상관관계는 결정계수가 0.87로 상대적으로 높게 나타났다. <그림 2-3-7> 극미세입자 수, BC 농도와 NOx 농도의 상관관계 3) 도심지역 도로변에서의 입자의 노출량 및 계절별 변화 2007년 12월부터 2009년 4월까지 신촌의 도로변에서 계절별(겨울, 봄, 가을)로 MOUDI를 이용한 미세입자와 극미세입자 포집연구를 실시한 결과, 입자상물질의 입 자 크기별 농도 분포는 겨울과 봄이 유사한 수준으로 가을에 비해 전반적으로 높은 경향을 보였다. 또한 모든 계절에서 μm의 미세입자에서 가장 높은 농도 분 포를 나타냈으며, 미세입자 내 중금속(크롬, 니켈, 카드뮴) 분석 결과는 전반적으로 겨울에 농도가 높게 나타났다(김진용 등, 2009). 4) 도로변 지표면 및 고층건물에서의 PM 10, NO x 및 O 3 의 시 공간적 분포 도로변의 PM 10 과 NO x 는 각각 오전 8시부터 오후 4시까지, 오전 8시부터 오후 2시까 지 감소한 후 다시 증가하는 경향을 보였으며, O 3 의 경우 오후 4시경까지 상승 한 후 에 감소하는 경향을 나타내었다(권오열 및 안영상, 2006). <그림 2-3-8>과 같이 도로의 교통량으로부터 주로 배출되는 PM 10 과 NO x 는 출퇴근 시간대에 높은 농도를 보이는 반면 낮 시간대에 감소하는 현상이 나타났으며, 오존(O 3 )은 광화학반응 생성 물로서의 전형적인 모습을 보였다. 한편 공간적 분포특성을 살펴보면, <그림 2-3-9>에서와 같이 일중변화의 경우 도로변 > 130m 이격지표면 > 230m 이격지 표면 > 아파트 3층 > 아파트 15층 > 아파트 27층의 순으로 농도가 높았다

87 <그림 2-3-8> PM 10, NO x 및 O 3의 시간별 농도변화 <그림 2-3-9> PM 10, NO x 및 O 3의 수평 및 수직방향의 농도변화 5) 도로변 가스상 대기오염물질(NO, NO 2, CO, O 3 ) 농도 주옥정 등(2006)은 8차선으로 교통량이 많은 지역이고, 오염물질의 수평적 흐름이 용이한 지역인 서울 연세대 정문 도로변에서 2005년 2월, 3월, 4월, 5월, 9월, 11월에 약 6 7일 동안 교통량 및 바람에 의한 오염물질의 수평적 이동과 대기와의 희석효과 에 의한 영향을 평가하였다. 오염물질별 농도의 일변화는 NO 및 NO 2 농도의 경우, 앞서 조사한 미세먼지의 일변화 경향과 같은 경향을 보였으나, NO에 비해 NO 2 는 변화폭이 크지 않았으며, 절대값 또 한 작게 나타났다. CO 농도의 경우 NO x 와 같은 패턴의 변화를 보였으나, 변화폭이 더 크게 나타났다. CO농도와 NO농도의 상관성을 나타내는 상관계수(R 2 )는 0.55였으며, Claudio et al.(2004)이 제시한 각 가스상 물질들의 상관관계에서 가장 높게 나타난 NO와 CO의 신뢰도인 0.26보다 높은 값을 보였다. 한편, 오존 농도는 출근 시간대가 지난 오전 10 11시부터 상승하여 광화학 반응이 활발한 오후 2 3시에 최고값을 나타낸 후 감소하였다. 6) 도로변 휘발성 유기화합물의 배출특성 대구광역시의 도심지인 중군 반월당 네거리 부근에서 1999년 5월, 7월, 8월, 10월,

88 2000년 1월에 2주간 VOC를 측정한 결과, 자동차 배출가스가 주 오염원인 벤젠의 경 우 전체 농도범위는 ppb로 나타났으며, 연평균농도는 1.7ppb로 나타났다(김 미현 등, 2002). 벤젠을 비롯하여 1,3,5-트리메틸벤젠 및 1,2,4-트리메틸벤젠 등 자 료의 변동폭은 톨루엔이나 자일렌 등 다른 VOCs 항목들에 비해서는 크지 않은 것으 로 나타나 측정지점 인근의 교통량에 따른 영향이 지배적인 것으로 분석되었다. 지표면 대기 중 VOCs 농도는 주로 오전 8 10시 사이에 최대를 나타내었고, 오후 2 4시 사이에는 감소하였다가 다시 저녁 시간대인 8시 경에 농도가 증가하는 양상을 나타냈다. 이러한 양상은 앞서 조사한 도로변에 배출되는 미세먼지 농도변화와 비슷한 경향을 보였으며, 자동차 배기가스의 영향으로 인해 출 퇴근시간대인 오전과 저녁 시 간대에 VOCs농도가 증가하였다. 반면, 교통량이 많은 오후시간대에 VOCs농도가 감소 하였는데, 이는 하루 중 대기혼합층이 가장 높게 발달한 뿐만 아니라 일사량 역시 가 장 많을 때이므로 VOCs의 대기 중 희석과 반응을 통한 소멸과정 등의 영향 때문이었 다. VOCs의 계절별 농도 분포는 그다지 뚜렷한 계절 유형을 나타내지 않았으며, 항목에 따라 계절변동 양상이 서로 달랐는데, 이는 다양한 배출원에서의 서로 다른 배출강도 및 대기 중에서의 광화학 반응성, 국지기상요인 등 매우 복잡한 요인에 따라 농도가 결정되어 다른 오염물질에 비해 그 거동양상을 명확히 파악하기 매우 어렵기 때문이 었다. 7) 도로변 다환 방향족 탄화수소의 계절별 배출특성 정은희 등 (2008)은 도로변(서울역)과 주거지역(도곡동)에서 발생되는 PAHs 농도 를 2006년 9월부터 2007년 8월까지 매월 1회 24시간 측정하였으며, 대조지점으로 국 가배경 측정소인 석모리를 선정하여 비교 분석하였다. 계절간의 총 PAHs 농도 수준은 <그림 >과 같이 겨울철이 가장 높게 나타났다. 서울역의 경우 겨울>가을> 여름>봄의 순으로 나타났고, 도곡동과 석모리는 겨울>봄 가을>여름 순으로 나타났다. <그림 > 계절별 PAHs 농도분포

89 또한, 박수미 등(2006)은 2005년 9월 및 11월에 각각 6일, 3일동안 연세대 정문 8차 선 도로변에서 입자상 PAHs와 가스상 PAHs를 측정하였다. <그림 (a)>와 같이 9월에 측정한 기체상 PAHs는 대체적으로 Phenanthrene, Pyrene, Fluoranthene, Fluorene 등의 벤젠 고리수 3~4개의 화합물에서 우세하게 나타났고, 입자상 PAHs는 Indeno[1,2,3-cd] pyrene, Benzo[a]pyrene, Benzo[b]fluoranthene, Benzo[g,h,i] perylene 등의 벤젠 고리수 5개 이상의 고분자량 화합물이 우세하게 나 타났다. 한편, 11월에 측정한 기체상 PAHs의 경우 <그림 (b)>와 같이 저분 자량에서 우세하게 존재하였고, 입자상 PAHs의 농도는 기체상에 비해 매우 낮지만 벤젠 고리수 4개 이상의 화합물에 고루 분포하였다. (a) September (b) November <그림 > PAHs 농도분포 (2005년 9월, 11월) 이지이 등 (2008)도 서울시 서대문구 신촌동에 위치한 연세대학교 정문 앞 도로변에 서 2005년 5월부터 2006년 6월까지 입자상 PAHs을 집중적으로 측정하였다. <그림 >와 같이 자동차 대기오염물질 배출로 인해 13개 입자상 PAH의 농도 분포 는 측정시기별로 다른 양상을 보였지만, 2005년 11월을 제외하고는 벤젠고리가 5 6 개로 구성된 고분자량 성분들의 농도가 높았다

90 <그림 > 측정시기별 13개 입자상 PAHs 농도 분포 8) 고속도로 주변 미세먼지 배출 특성 울산시 일대를 지나는 고속도로내의 차량 통행이 많은 지점 중 4곳을 선정하여 2004 년 7월 및 8월 일주일에 4일을 격일로 정하여 오전 출근, 정오, 오후 퇴근, 새벽시간 대로 구분하여 미세먼지를 측정한 결과, 입자상 오염물질의 농도는 차량 속도보다는 차량 통행량에 더 큰 영향을 받았으며, 차량이 정차하거나 10km미만으로 달리는 지역 이 대체로 낮은 입자상 농도가 나타났다. 또한 대기의 온도가 낮은 아침 출근시간과 한밤중의 PM 10 내 PM 1 과 PM 2.5 의 비율은 대기온도가 상대적으로 높은 낮시간 및 저 녁퇴근시간 동안의 비율보다 높았다(이병규 등, 2004). 9) 국도변 미세입자의 입경별 배출 특성 원주시 외곽 19번 국도변의 미세분진 질량을 MOUDI를 이용하여 입경별로 조사한 결 과, PM 2.5 이하의 미세입자의 주요 생성인자는 비산먼지가 아니라 차량에서 배출되는 미세먼지였으며, PM 2.5 이하의 미세입자는 60 80km/h 의 속도구간에서 차량의 속도

91 보다 디젤엔진차량의 구성비가 미세분진 발생량에 더 큰 영향을 주었다(정대영, 2005). 측정지점은 차량의 속도의 일관성을 두기 위해 60 및 80km/h의 차량속도 감 시카메라가 설치되어 있는 지점에서 측정하였으며, 차량통과 대수와 차종은 30분 간 격으로 조사하였다 국내 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 1) 터널 및 도로변 다환방향족탄화수소의 배출특성 비교 이지이 등 (2008)에서는 다음 <그림 >과 같이 입자상 PAHs의 도로변 고유 한 특성을 살펴보기 위해 터널에서 측정한 입자상 PAHs 농도(박찬구, 2002)와 비교 하였다. 터널에서는 벤젠고리가 3 4개로 이루어진 저분자량 성분들, 특히 Flt와 Pyr 이 높은 비율을 차지한 반면, 도로변에서는 Flt, Pyr와 더불어 고분자량 성분들인 BbF, Ind, BghiP의 비율이 높았는데, 이것은 동력계 시험을 바탕으로 알려진 자동차 의 PAHs 배출 특성과 유사하였다. 하지만 자동차 배출의 영향이 지배적일 것으로 예 상되는 터널에서는 이러한 특성이 관찰되지 않았으며, 이는 터널의 희석 상태 및 기 상 조건(터널 내부의 온도)이 달라, 이러한 차이를 유발시킬 수 있을 것으로 분석되 었다. (a) 도로변 (b) 터널 <그림 > 도로변과 터널의 입자상 PAHs 농도 비교평가 2) 터널내 검댕 농도 이승복 등 (2007)은 2007년 2월 12일부터 15까지 서울시 성북구의 평창동에서 정릉 동(국민대학교) 방향의 북악터널 입구로부터 약 200m 들어간 터널 내부의 가장자리 통행로에서 BC, PM 2.5 및 PM 10 을 측정하였다. <그림 >와 같이 2월 13일의 새벽 6시와 밤 23시 및 다음날 0시에 관찰되었던 고농도 BC피크를 제외하면 교통량 의 일변화와 BC농도의 일변화의 경향이 잘 일치하였으며, 이는 도로변에서 특성과 유

92 사하였다. 전체 기간의 평균 BC농도는 16.6±5.8 μg/m3, PM 2.5 와 PM 10 의 질량농도 평 균은 각각 84±24 μg/m3, 99±24 μg/m3이었다. 북악산 터널의 차종별 교통량은 <그림 (a)>에 나타난 바와 같이 새벽 6시 부터 저녁 22시까지는 휘발유차>경유차>LPG 순으로 통행량이 많았고, 새벽 2시부 터 4시까지는 LPG차인 택시의 교통량이 가장 많았다. BC농도와 가장 양호한 상관성 을 나타낸 것은 <그림 (b)>에 제시된 것처럼 휘발유차였으며, 그 다음이 버 스>SUV>소형트럭 순이었고, 택시와 대형트럭은 가장 낮았다. (a) February 12, 2007 (b) February 13, 2007 <그림 > 1시간 평균 BC 농도변화 및 교통량 일변화 (a) 차종별 교통량 변화 (b) BC농도와 통행량의 상관관계 <그림 > 차종별 교통량 변화 및 BC와 교통량사이의 상관성 분석 3) 터널내 다환 방향족 탄화수소의 농도분포 박수미 등 (2007)이 수행한 2005년 2월 15 16일과 4월 25 28일, 서울시내 북악 터널에서의 입자상 및 기체상 PAHs 성분 분석결과, 2월에 측정한 기체상, 입자상 및 총 PAHs의 평균 농도는 각각 , 266.5, ng/m3으로 4월에 측정한 기체 상, 입자상 및 총 PAHs의 평균 농도인 389.1, 41.3, ng/m3보다 각각 3.3, 6.5, 3.6배 높았으며, 이는 여름철에 비해 겨울철의 PAHs 농도가 높다는 연구결과(Smith

93 and Harrison, 1996)와 일치한다. <그림 >과 같이 PAHs 개별물질별 분포특성을 살펴보면, 벤젠고리수가 2 3개인 저분자량의 물질의 경우 대부분 기체상으로 존재하며, 벤젠고리수가 4 6개인 고분자량의 물질의 경우 대부분 입자상으로 존재하였다. 입자상 PAHs의 농도에서 2 월과 4월 모두 fluoranthene, pyrene의 농도가 상대적으로 높았는데, 이는 경유차에 서 주로 높게 배출되는 물질들과 일치하여 터널내 경유차 비중이 컸을 것으로 추정된 다. PAHs 총 농도는 기체상 PAHs 농도의 대부분을 차지하는 벤젠고리수가 2 3개인 저 분자량의 물질은 2월 농도가 4월에 비해 높았으며, 입자상 PAHs 농도의 대부분을 차 지하는 벤젠고리수가 4 6개인 고분자량의 물질 또한 2월 농도가 4월에 비해 높아 2 월의 PAHs 총 농도가 4월에 비해 높았다. 또한 2월에는 낮과 밤시간대의 입자상 PAHs 농도의 차이가 뚜렷하였지만 4월에는 차이가 거의 없었다. (a) 기체상 PAHs 농도 (b) 입자상 PAHs 농도 <그림 > 기체상 및 입자상 PAHs 농도 분포

94 3.2 국외 도로변 및 터널에서의 자동차 대기오염물질 배출특성 외국에서도 자동차 배출가스가 확산 및 이동현상을 통하여 도로변 대기질에 미치는 영향을 규명하기 위하여 교통량이 많은 주요 간선도로 및 고속도로의 도로변에서 미세입자를 측정하는 연구가 진행되고 있으며(Charron and Harrison, 2003; Hitchins et al., 2000), 터널내부 미세입자를 측정하는 연구(Kristensson et al., 2004; Sturm et al., 2003)도 진행되고 있다. 1) 도로변 PM 2.5 배출특성 - 호주 - Hitchins 등 (2000)은 자동차 배기가스의 노출영향을 평가하고자 주 도로로부터 증 가하는 거리마다 PM 입자의 수를 scanning mobility particle sizer(smps, μm)와 aerodynamic particle sizer(aps, μm)장비를 이용하여 측 정하였다. 또한 Dust Trak(simple photometer)을 사용하여 PM2.5을 측정하였다 (<그림 > 참조). <그림 > 도로변별 측정지점 1 지점의 교통량은 자동차 2,550대, 소형 트럭 320대, 중형 트럭 520대로 총 3,400 대가 지나갔으며, 2지점의 경우 자동차 1,900대, 소형 트럭 100대, 중형 트럭 40대로 총 2,130대가 통과하였다. <그림 (a)>의 경우 풍속이 3.4~6.5km/h으로 불어왔으며, SMPS와 APS로 측정하였다. <그림 (b)>은 풍속 5.4~8.0km/h, SMPS와 Dust Trak로 <그 림 (c)>는 풍속 8.0~9.9km/h, SMPS와 Dust Trak을 사용하였다. <그림 (a-c)>는 측정거리가 증가할 때 마다 0.7μm(SMPS)보다 작은 입자들의 수 농도가 확연히 감소하고 있음을 알 수 있다. 즉 도로에 근접할수록 농도는 풍속이 느

95 린 경우 높게 나타나며, 풍속이 빠른 경우 낮게 나타났다. 이러한 이유는 풍속이 빠른 경우 혼합이 잘 일어나기 때문에 희석효과가 커지기 때문이다. PM 2.5 도 같은 경향을 나타내고 있지만, 상대적으로 감소폭은 낮게 나타났다. 2 지점에서 측정한 결과인 <그림 3-18(d)>를 살펴보면 다른 측정한 값들과 거리에 따른 감소하는 경향을 나 타내고 있지만 측정기간 동안 풍속(4.6~10.3km/h)의 변화폭이 상대적으로 커서 명 확하지 않았다. <그림 > 지점별 미세입자 수 농도 2) 도로변 PM 2.5 질량, OC, EC 농도의 배출특성 - 홍콩 - Cao 등 (2006)은 홍콩 구룡에 위치한 홍콩 폴리테크닉 대학교에서 집중 측정기간인 2002년 5월 27일부터 6월 2일까지 낮(7:00-18:40, local time)과 밤(19:00-6:40) 으로 나누어 측정하였다. 측정지점은 주 도로에서 1m 떨어진 거리에 있으며, 교통량 이 하루 평균 170,000대로 매우 많은 지역이다. 측정 결과, 홍콩의 도로변에서 PM 2.5 의 질량농도, 유기탄소(organic carbon, OC) 및 원소탄소(elemental carbon, EC)의 평균농도는 각각 64.4μg/m3, 16.7μg/m3, 17.1μg/m3로 측정되었다. 이는 PM 2.5, OC 및 EC의 도시배경 평균 농도가 약 54.5, 9.6 및 4.7μg/m3(Cao 등, 2003)에 비하여 각각 1.2배, 1.7배, 3.6배 높다. 또한, 자동차의 사용연료에 따른 탄소입자(OC1, OC2, OC3, OC4, EC1, EC2, EC3 및 OP)의 배출 특성을 제시하였으며, 경유자동차의 경우 EC2와 OC2가 주로 배출된 반면 휘발유와 LPG자동차의 경우 OC3와 OC2가 주로 배

96 출되었다(<그림 > 참조). <그림 > 연료별 자동차의 탄소비 (%, 농도) 3) 도로변 PM 2.5, PM 10, black carbon mass(bcae) 및 미세입자 수(N)의 배출특성 - 프랑스 - Ruellan과 Cachier (2001)가 1997년 8월달부터 3개월동안 프랑스 Porte d'auteuil의 Paris ring motorway에서 측정하였다. 이 도로는 8차선이며, 파리의 거주자와 통근자 가 이용하여 교통량이 많은 도로변이며, 시간평균 약 6,726대가 통과한다(<표 2-3-1> 참조). <표 2-3-1> 측정기간 시간별 오염물질별 평균농도, 교통량, 풍속 및 온도 <표 2-3-1>과 같이 오염물질별 시간평균 농도는 PM 10 (58±30μg/m3), PM 2.5 (39±20μg/m3), BCae (14±7μg/m3), BS (144±86μg/m3), 그리고 미세입자의 수는 220,000±115,000개/cm3 이며, 이는 우리나라에서 이승복과 배귀남 (2010)에 의해 측

97 정된 미세먼지 수 농도(25,000개/cm3)보다 약 8.8배, BC는 6.6μg/m3보다 약 2배 높았 다. 한편, 최소값을 나타내는 새벽 시간부터 오전 피크시간동안의 BC 농도와 교통량 의 변화는 우리나라의 경우와 서로 잘 일치하였다(<그림 > 참조). <그림 > 시간별 평일 주일의 평균 BC농도와 교통량 4) 도로변 PM 배출특성 - 런던 - Charron와 Harrison(2003)이 1998년 4월부터 2001년 8월 기간 동안 런던에 있는 Marylebone 도로변에 11~452nm 범위의 PM을 SMPS로 측정하였다. 본 도로변은 6차선이며, 통행량은 하루 평균 80,000대이다. <그림 >과 같이 교통량과의 관계는 100~450nm(accumulation mode)입 자의 경우 대형자동차(주로 경유자동차)로부터 배출되는 배출가스와 상관이 있으 며, 30 60nm(Aitken mode)범위의 초미세입자는 경형 자동차와 관련이 있다. 이 범위에 있는 입자들은 풍속에 의한 희석효과가 있으며, 11 30nm(nucleation mode)범위에 있는 초미세입자는 미세입자의 경우보다 풍속에 따른 희석효과가 작 고, 교통량에 따른 상관성도 뚜렷한 경향이 나타나지 않았다

98 <그림 > 일별 교통량별 입자별 수 농도 5) 터널 PM 2.5 배출특성 - 오스트리아 - Sturm 등 (2003)은 2001년 11월 4일부터 13일까지 10일 동안 70nm이하의 PM을 Plabutsch 터널에서 <그림 >와 같이 4지점에서 SMPS장비로 측정하였다. 본 터널의 특징은 길이는 총 10km로 세계에서 14위로 긴 터널이며, 환기시스템을 갖 추고 있다. 또한 교통량은 평일의 경우 약 24,070대가 주말의 경우 약 16,930대가 통 과하며, 중대형 차량(heavy duty vehicle, HDV)의 구성비는 평일의 경우 23%이며, 주말에는 7.7%이다. <그림 > Plabutsch tunnel의 측정지점 각 지점별 입경별 분포를 살펴보면 1 지점(Inlet, 급기시설)은 배경농도로서 100nm 에서의 수 농도(x/cm 3 )가 다른 지점보다 상대적으로 낮았으며, 2 지점(Roadside, 도 로변)의 경우 두 개의 변곡점을 가지며, 첫 번째 피크는 매우 작은 30nm이하, 두 번 째 피크는 80nm(soot mode, 검댕)에서 나타났다. 3 지점(Ventilation Shaft, 배기 굴 뚝의 입구)의 PM 평균 입경분포를 살펴보면 80~100nm와 30nm에서 두 개의 피크가 나타났다. 4지점(Outlet, 배기시설)은 ventilation shaft top 지점과 비슷한 경향을 나

99 타냈다(<그림 > 참조). <그림 > 측정지점별 입경별 분포(75%, 평균, 25%) <그림 (a)>와 같이 커브구간에서는 25nm에서 피크가 나타났으며, 터널 측정에 비해 nm 범위의 입자가 훨씬 적은 농도를 가지고 있다. 또한 교통 량과 분산조건에 매우 밀접한 관련이 있다. 최대 농도 수준은 분산이 잘 되지 않는 이른 아침에 피크가 높게 나타난다. 도시배경농도는 30-40nm범위에 가장 많은 분 포를 이루고 있다<그림 (b)>. 즉, 에어로졸 크기 중 nucleation mode particles 또는 soot mode particles 분포는 교통 및 환기시스템 상황에 많은 영향을 받는다. <그림 > 시간별 측정지점별 평균 입자크기 분포

100 4. 교통량 밀집지역 거주자에 대한 오염물질 노출영향 관련 자료 조사 4.1 주요 자동차 배출 대기오염물질 및 인체에 미치는 영향 자동차에서 배출되는 대기오염물질의 생성원인은 크게 4가지로 알려져 있다. 먼저 연료에 의한 것으로 연료의 증발과 불완전 연소 또는 미연소에 기인한다. 엔진의 불완전 연소에 의해 배출되는 경우와 자동차에서 배출되는 오염물질이 대기 중에서 반응하여 2차 오염 생성물을 형성한다. 마지막으로 엔진부식, 각종 오일류 또는 연 료 자체 불순물, 연료 첨가제 등에 의해 배출되는 경우로 구분 할 수 있다. 이에 배출되는 대기오염물질은 CO, HC, NOx, PM, SO 2 등이 있으며, 유해대기오염 물질은 벤젠, 1.3-부타디엔, Trichloroethylene(TCE) Tetrachloroethylene(PCE) 등 할로겐화 화합물, 올레핀류, 알데히드류 및 중금속 성분 등이 있다. 특히 벤젠, MTBE, 1.3-부타디엔은 백혈병의 발병원인물질로 IARC(International Agency for Research on Cancer)에 의하여 확인되었거나 추정되는 물질로 알려져 있다. 또한 경유 자동차는 발생되는 입자상물질이 공기부족에 따른 불완전연소로 발생이 되는 동시에 PAHs, 다이옥신 등의 미량유해물질이 인체내로 흡입될 수도 있다. 이에 본 장에서는 자동차에서 배출되는 오염물질별 인체 유해성을 먼저 정리하고, 이들을 다시 인체에 미치는 영향별로 정리하였다 오염물질별 인체 유해성 1) 일산화탄소 일산화 무색, 무취의 기체로서 산소가 부족한 상태로 연료가 연소할 때 불완전연소로 발생한다. 휘발유 차량에서는 농도단위로 같은 배기량에서 공회전시 1 10%정도이 며, 경유차량에서는 0.1%이하 정도로 배출되고 공연비에 좌우된다. 일산화탄소는 연 탄가스에서 가장 농도가 높고, 자동차의 경우 농도자체는 낮지만 많은 자동차에서 배 출되므로 무시할 수 없다. 일산화탄소의 인체에서 작용은 그 자체로 독성이 있는 것 이 아니고, 폐에서 혈액중의 헤모글로빈(Hb)과 결합하여, 체내로의 산소공급능력을 방해하여, 체내조직세포의 산소부족을 불러오는 결과로서 중독증상이 나타나며, 심한 경우 사망에까지 이르게 한다. 현재 국내에서 대기 중 일산화탄소 기준은 1시간 평균 치 25ppm이하, 8시간 평균치 9ppm이하이다. 2) 탄화수소 탄소와 수소만을 포함하는 유기화화물의 모체로서 파라핀계, 올레핀계, 방향족으로

101 분류된다. 연료성분 중 휘발성유기물질이 대부분이며, 휘발유차량에서 불완전 연소시 주로 배출되고, 경유차량은 소량 배출되며 연료의 주유시에 소량 증발되고, 공연비에 많이 좌우한다. HC의 농도가 높아지면 각종 점막을 자극하고 조직을 파괴하며 벤젠 및 톨루엔은 발암성이 강하고, 특히 백혈병에 걸릴 우려가 있다고 알려져 있다. PAHs는 대표적인 환경독성물질이며 담배연기와 디젤엔진의 배기가스 등에 포함되어 있는 물질로, DNA와 결합하여 유전적 손상을 줄 수 있을 뿐만 아니라 benzo[a]- pyrene과 같은 PAH는 내분비계 장애까지도 초래할 수 있다. 벤젠고리가 다섯 개 이 상인 PAH는 입자상으로 존재하여 직경 2μm 이하의 깊이 침투 가능한 호흡성 분진과 연관되어 있다(Sheu et al., 1997; Ravindra et al., 2001). 또한 고농도 PAHs의 노출 (2.26ng/m3)일 될 경우 지역 출생 어린이들의 IQ가 정도 낮다고 보고되었 다( 3) 질소산화물 질소산화물(NO x )은 질소와 산소의 화합물로, 연소과정에서 공기 중의 질소가 고온에 서 산화되어 발생한다. 7종류가 알려져 있는데 공해문제로 중요한 것은 일산화질소 (NO), 이산화질소(NO 2 )이다. 자동차에서 배출되는 NO는 90%이나 대기 중에서 빠른 시간 안에 건강에 장해를 유발시키는 NO 2 로 산화된다. 질소산화물은 교통량과 일광 에 따라 크게 영향을 받으며, 급성 중독시에는 폐수종을 일으켜 사망에 이르게 하는 독성 물질이다. 기관지염증, 천식, 만성기관지염을 일으키며 자각증상으로는 기침, 가 래, 눈물, 호흡곤란 등이 나타난다. 4) 미세먼지 일반먼지는 보통 μm의 입경범위를 가지나 경유 차량에서 배출되는 미세먼지 는 μm의 크기가 대부분이다. 10μm이하부터는 인체의 호흡에 의해 폐포에 침착된다. 또한 경유 차량의 미세먼지는 벤조피렌과 같은 발암물질이 함유되어있어 독성이 일반먼지에 비해 강하다. 주로 휘발유 차량보다는 경유 차량의 배출가스에 포 함되어 배출된다. 이장한 등 (2010)이 수행한 디젤 차량 배기 입자가 쥐 대식세포에 미치는 세포독성 평가 결과를 살펴보면, 5종의 경유 차종에서 유래한 DEP(Diesel exhaust particles) 의 성분 중 S, Ca, Cr, Fe, Cu, Zn, Sr, Cd 등의 미량원소가 검출되었다. 사용한 DEP 의 노출농도가 100μg/mL일때 A, B, C, D, E 차종에서 45.0, 55.2, 40.6, 46.2, 46.4%의 세포독성이 나타났다. 대식세포의 자가세포사멸 정도를 비교했을 때 A, B, C, D, E 차종에서 DEP를 처리하지 않은 대조군에 비해 각각 순서대로 4.2, 4.0, 3.3, 2.5, 2.9배 높게 유도된 것으로 나타났다. 신동천 (2005)은 극미세입자의 독성 영향에 있어 주요 역할을 담당하는 것은 염증반 응이며, 기도질환의 악화나 심혈관계의 영향이 중요하다고 제시하였다. 극미세입자가

102 호흡기계와 심혈관계에 영향을 미치는 과정을 도시하면 아래 <그림 2-4-1>과 같 다. <그림 2-4-1> 극미세입자로 인한 호흡기계와 심혈관계통의 독성영향 (신동천, 2005) 한편, 조용성 등(2006)에 의하면 대구를 제외한 모든 도시(서울, 부산, 광주, 대전, 인천, 울산)에서 통계적으로 유의하게 PM 10 노출로 인한 사망자 수가 증가하였으며, 7개 도시 모두를 합친 결과 PM 10 이 41.17μg/m3(interquartile range: IQR) 증가함에 따라 사망자가 1.1% 증가하는 결과를 나타내었다. 도시별로는 울산>대전>인천>광 주>서울>부산>대전 순으로 나타났으며, 연령별로는 민감집단인 15세 미만 소아와 65세 이상 노인의 사망자가 일반집단 및 전체 사망자 수를 반응변수로 할 때와 비교 하여 모두 통계적으로 유의하게 증가된 결과를 나타냈다. 또한 최근 독성학적인 조사 및 연구에 의해 100nm 이하인 초미세입자가 조대입자에 비해 질량당 위해도가 높다고 알려져 있으며(Donaldson et al., 1998; Montoya et al., 2004), 자동차 배출가스에서 나오는 입자상 물질은 초미세입자로 세포 속으로 침 투하기 쉽고, 질량당 표면적이 상대적으로 커서 염증반응 등과 같은 생물학적인 반응 성이 높을 수 있다고 보고되고 있다(Oberdörster 등, 2005). Pope 등(2002)이 초미세입자의 장기노출에 따른 폐암, 심혈관질환 사망률과의 관계 를 연구한 결과, 초미세입자와 유황 산화물과 관련된 오염물질은 폐암, 심혈관질환 사 망률과 관련이 있으며, 초미세입자가 10μg/m3 증가될 때 마다 폐암, 심혈관질환 사망 률은 각각 4%, 6% 및 8%가 증가하였다. 한편, Slama 등(2007)에 의하면 임신 기간 중에 노출된 PM 2.5 의 농도 수준 및 광흡수

103 율이 높을수록 출생아 몸무게가 감소할 수 있으며, 이것을 자동차 배출 관련 대기오 염물질의 인체 위해성에 기인한 것으로 보고되었다. PM 2.5 농도와 atherosclerosis(죽 상동맥경화증)와의 역학관계를 연구를 한 Künzli 등 (2005)에 의하면 PM 2.5 의 농도 가 10μg/m3, 20μg/m3 증가할 경우 각각 5.9%, 12.1%로 CIMT(carotid intima-media thickness, 경동맥 내피 두께)가 증가하였다 질환별 자동차 배출 오염물질의 위해성 본 절에서는 질환별로 자동차 배출 오염물질의 위해성을 정리하였다. 질환별 자동차 배출 오염물질의 위해성은 최근 한국형 오토오일 프로그램 의 일환으로 수행된 연료 의 노출특성에 의한 독성 및 역학 연구 (순천향대학교, 2012)에서 광범위하게 연구가 진행된 바 있다. 이에 본 절에서는 해당 연구내용 중 필요한 내용을 본 연구의 목적에 맞게 발췌하여 정리를 진행하였다. 1) 호흡기계 건강영향 1 호흡기 질환의 증상 또는 폐암 - 특수직업군 주요 도로와의 거리와 호흡기 증상 발현의 관련성 연구를 진행한 Garshick 등 (2003)은 미국에서 퇴역군인을 대상으로 집에서 주도로까지의 거리가 400m 떨어진 거주자(712명)보다 50m 이내 거주자(602명)가 자동차 배기가스에의 노출로 인해 천명 증상이 1.3배(OR=1.3, (95% CI 1.0~1.7)) 높게 나타났다. 또한 Hoppin 등 (2004)은 미국에서 평균 48세의 농부(남성 985)를 대상으로 디젤 배기가스, 용매, 그리고 다른 직업적 노출과 호흡기 질환(천명 증상)과의 관련성 연구에서는 디젤 트 렉터를 운전하지 않는 1,633명보다 디젤 트렉터를 운전하는 8,607명이 천명 증상이 1.31배(OR=1.31, (95% CI 1.13~1.52)) 높게 나타났다. 뿐만 아니라 Tse 등 (2011)은 폐암발생의 직업적 위해 요인을 조사하였으며, 중국에서 35~79세(남성 100%) 근로자를 대상으로 조사한 결과 환자군(폐암발생자)(1,32명)이 대조군(536 명)에 비해 디젤 배기가스에의 노출이 3.47배(OR=3.47, (95% CI 1.08, 11.14) 높게 나타났다. 2 폐암사망 - 특수직업군 건설근로자의 무기 먼지 노출과 COPD의 사망률 증가에 대한 연구를 한 Bergdahl 등 (2004)은 스웨덴에서 건설현장근로자(30세, 남성)를 대상으로 진행하였다. 본 연구 의 결과로 대조군 (200명)보다 노출군 (523명)에서 디젤 관련 무기먼지 노출에 의한 만성 폐쇄성 폐질환 사망률이 1.12배 (RR=1.12, (95% CI 1.03~1.22)) 높게 나타났 다. 또한 Laden 등 (2007)은 미국에서 평균 42세의 트럭운전자(남성 93%)를 대상으 로 한 연구를 진행하였으며, 비운전자(18,020명)보다 운전자(36,299명)에서 자동차

104 (디젤) 배기가스에 의한 폐암 사망이 1.1배 (SMR=1.10, (95% CI, 1.02~1.19)) 높 게 나타났다. 뿐만 아니라 Neumeyer 등 (2009)은 독일에서 평균 29세의 광부(남성 100%)를 대상으로 진행된 연구에서는 고농도에 노출(4.9mg/m3*year)된 583명은 디 젤 배기가스에 의한 폐암 사망이 1.43배 (SMR=1.43, (95% CI 0.67~3.03)) 높게 나타났다. 철도근로자의 디젤 배기가스 노출과 폐암사망률의 관련성 연구를 진행한 Garshick 등 (2006)은 미국에서 철로 근로자 40~64세의 백인 남성(100%)을 대상 으로 연구하였으며, 비노출군(9,589명)보다 노출군(39,388명)에서 디젤 배기가스에 대한 폐암 사망이 1.22배 (RR=1.22, (95% CI 1.12~1.32)) 높게 나타났다. 3 폐기능 저하와의 관련성 일반인(성인 및 어린이) 영국에서 천식환자의 디젤 배기가스 노출에 따른 폐 기능 변화에 관한 연구를 진행한 McCreanor 등 (2007)은 평균 30세의 천식환자(남자 52%)를 대상으로 대조군 (공 원 거리 노출 환자) 60명에 비교했을 때, 비교군 (디젤 차량 거리 노출 환자)이 1초 노력호기량 (FEV₁)은 6.1% 감소, 강제호기량 (FVC)는 5.4% 감소하였다(p<0.05). 또한 Kan 등 (2007)은 주요 도로와의 거리와 폐 기능 사이의 연구를 미국에서 성인 (여성 100%)을 대상으로 진행한 결과 도로 150m 외 거주자보다 도로 150m 내 거주 자가 차량 노출(주도로까지 거리)에 따른 FEV는 15.7ml(95% CI -34.4~2.9) 감소, FVC는 24.2ml(95% CI -46.2~-2.3) 감소하여 폐기능이 저하됨을 보고하였다. 어린이의 경우 Sugiri 등 (2006)은 TSP의 농도가 40μg/m3 증가할 때 TLC(total lung capacity)가 6.2% (95% CI 0.04~11.6%) 감소하였다(독일에서 5~7세 어린이 2,275명을 대상으로 진행함). 또한 영국의 Leicester에서 8~15세 어린이 64명을 대 상으로 진행한 Kulkarni 등 (2006)은 PM 10 이 1mg/m3 증가 시 airway marrophare에 서 carbonconteet가 0.1μm 2 (95% CI 0.01, 0.18) 증가하였고 FEV1 17%(OR=-17%, (95% CI: -28.4~-5.6)), FVC 12.9% (OR=-12.9%, (95% CI -24.8~-0.9)), FEF % (OR=-34.7%, (95% CI -58.1~-11.3)) 감소 하였다. 4 천식 발생 일반인(성인 및 어린이) 자동차 배기가스 노출과 천식 발생 사이의 연구를 한 Modig 등 (2009)은 스웨덴에서 Respiratory Health in Northern Europe cohort 참가자인 평균 40세 성인(남성47%) 을 대상으로 진행하였다. 주도로까지 50m이상에 거주하는 참가자(4,499명)보다 50m이내(차량대수: 8,000대 이상/일)의 거주자(237명)가 NO 2 10μg/m3 증가 당, 천 식 발생이 1.54배 (OR=1.54, (95% CI 1.00~2.36)) 높은 것으로 보고되었다. 뿐만 아니라 스웨덴에서 18~77세의 Scania 지역에서 랜덤으로 선정된 성인을 대상으로 진행된 연구에서 저교통량에 노출된 3,371명보다 고교통량 (분당 10대 이상)에 노출 되는 511명이 알레르기성 천식발생이 높은 것으로 나타났다(OR=1.83(95% CI 1.23~2.72) Lindgren 등 (2009). 또한 Kunzli 등 (2009)은 스위스에서 Swiss

105 Cohort Study on Air pollution and Lung Diseases의 참가자 (18~60세, 남자 38.6%) 2,390명을 대상으로 연구를 한 결과에서는 교통과 관련된 대기오염물질인 TPM10이 1μg/m3 증가할 때 천식 발생 위험률이 1.30배 (HR=1.30, (95% CI 1.05~1.61)) 증가하는 것으로 나타났다. 어린이의 경우 Oftedal 등 (2009)의 연구결과에서는 장기 교통관련 노출에 따른 천식 (의사가 진단한)의 긍정적인 영향을 찾아볼 수 없었다. NO 2 에의 사분위수 노출에 따 른 천식의 위험비(risk ratio)가 0.82배(RR=0.82(95% CI 0.67~1.02))였으며, 이는 노르웨이의 수도 오슬로에서 9~10세의 어린이 2,871명을 대상으로 진행하였다. 또한 프랑스의 five French metropolitan areas에서 진행한 Zmirou 등 (2004)은 장 기간 만성노출은 영향이 없었으나, 3세 이전의 어린이들에게서는 Ferfuel에 거주하는 어린이에 비해 교통량에 의한 천식 발생이 Tertile2 (<11~30 vehicles/day/m)에 거 주하는 어린이가 1.48배(OR=1.48, (95% CI 0.73~3.02)), Tertile3 ( 30 vehicles/day/m)에 거주하는 어린이가 2.28배(OR=2.28, (95% CI 1.14~4.56))증가 하였다고 보고되었다. 5 호흡기 질환 증상 일반인(성인 및 어린이) 주요 도로와의 거리와 호흡기 증상 발생과의 관련성에 관한 연구를 한 Bayer -Oglesby 등 (2006)은 스위스에서 18~60세의 Swiss Cohort Study on Air pollution and Lung Diseases 참가자 3,820명을 대상으로 진행하였다. 주도로까지 거 리가 100m 증가할 때 숨가쁨 증상은 0.88배(OR=0.88, (95% CI 0.78~1.00)), 천명 증상은 0.91배(OR=0.91, (95% CI 0.79~1.05)) 감소하였으며, 주위 200m 내 도로 의 총길이가 500m 증가할 때 숨가쁨 증상은 1.20배(OR=1.20, (95% CI 1.05~1.38)), 천명 증상은 1.15배(OR=1.15, (95% CI 0.97~1.35)) 높은 것으로 나 타났다. 어린이의 경우 Melen 등 (2008)에서는 스웨덴의 스톡홀룸에서 4세 어린이 4,089명 을 대상으로 조사한 결과 Glutathione S-Transferase P1, Tumor Necrosis Factor, 를 가진 어린이가 NOx에 노출될 때 알러지성 질환의 발생이 높게 나타났으며, 대조 군 542명 보다 2.4배(OR=2.4 (95% CI=1.0~5.3)) 증가하였다(5th versus. 95th percentile). 또한 독일의 Munich에서 4, 6세 어린이 2,860명을 대상으로 진행한 Morgenstern 등 (2008)은 PM μg/m3 증가할 때 아토피성 알레르기 질환이 1.12배 (OR=1.12, 95% CI 0.94~1.29)상승하는 것으로 나타났다. 차량 통행이 많은 도로와 거주지와의 거리가 50m이내인 지역과 50m이외인 지역을 비교했을 때 어린이 에게서 아토피성 알레르기 질환의 발생이 관련이 높은 것으로 나타났다(OR=1.66, 95% CI 1.01~2.59)

106 2) 순환기계 건강영향 1 허혈성 심장병 사망 특수직업군 미국 트럭 산업 조합원의 사망 자료 분석을 한 Laden 등 (2007)은 미국에서 평균 42 세의 트럭운전자(남성 93%)를 대상으로 진행한 연구이며, 트럭운전을 하지 않는 18,020명보다 트럭운전자 36,299명에서 자동차 배기가스에 의한 허혈성 심장 질환 사망이 1.49배 (SMR=1.49, (95% CI 1.40~1.59)) 높게 나타났다. Finkelstein 등 (2004)은 캐나다 온타리오주의 7개 건설노동조합 자료를 이용하여 중장비 운전자의 허혈성 심장병 사망률 분석하였다. 분석결과 총 1,009건 중장비 운전자의 사망자료 중 259건이 허혈성 심장병이 사망원인이었다. 중장비 운전자 사망률을 그 외 다른 직 업군 사망률로 비교했을 때, 사망률 오즈비 (MOR)가 25-64세 그룹에서는 1.47 (95% CI 1.17~1.84), 65세 이상 그룹에서는 1.20 (95% CI 0.96~1.50), 전 연령 그 룹에서는 1.32 (95% CI 1.13~1.55)로 나타났다. 2 심장박동, 혈압, 관상동맥, 심근경색과의 관련성 일반인(성인) 고속도로 차량내 오염물질에의 노출과 급성심혈관질환과의 관련성에 관한 연구를 진 행한 Laumbach 등 (2010)은 자동차 탑승 전보다 자동차 탑승 후에 자동차 실내 대 기오염물질(PM 2.5, CO)로 인한 High frequency-heart Rate Variability (HF-HRV) 가 66%(95% CI 47~93%) 변화하였다(미국에서 당뇨병환자(type 2diabetes) 21명 (중앙값 나이: 61세)을 대상). 또한 디젤 배기가스 노출과 혈전형성과의 관련성을 연 구한 Lucking 등 (2008)은 헝가리에서 21~44세의 자발적 지원자(남성 100%) 20명 을 대상으로 여과된 공기에 노출 시보다 디젤 배기가스에 노출 시 급성심근경색과 관 련된, 혈전의 형성이 증가한 것을 확인할 수 있었다. 뿐만 아니라 Lanki 등 (2007)은 이동오염원 관련 CO, NO 2, PNC, PM 10, O 3 노출과 급성심근경색 발생과의 연관성 연 구를 유럽 5개 도시 소재 공립병원 자료(35세 이상, 남성 100%)를 대상으로 진행하 였다. 급성심근경색의 발생은, CO 노출농도가 0.2μg/m3가 증가할 때 1.005배(95% CI 1.000~1.010), 입자상물질 개수농도는 10,000 particles/cm3 증가 당 1.005배(95% CI 0.996~1.015) 증가하는 것으로 나타났다. 그리고 75세 이하 치명적 증상의 환자 군에서는 1일 지연효과와 함께 CO는 노출농도 0.2 μg/m3 증가 당 발생률은 (95% CI to 1.048)배 증가하고, 개수농도 10,000 particles/cm3 증가 당 (95% CI to 1.107)배, NO 2 농도 8μg/m3 증가 당 (95% CI to 1.066) 배 증가하는 것으로 관찰되었으나, NO 2 의 노출과의 관련성은 통계적으로 유 의하지 않았다. Rosenlund 등 (2009)은 스웨덴에서 15~79세 스톡홀름 시민을 대상 으로 이동오염원에서 발생한 NO 2, CO, PM 10 에의 노출이 심근경색 발생에 미치는 영 향을 연구한 결과 비교군 24,247명보다 대조군 276,926명에서 심근경색의 발생은, NO 2 노출농도가 31μg/m3 씩 증가할 때 1.23배 (95% CI 1.15~1.32)), CO 노출농도 가 300μg/m3 증가할 때, 1.14배 (95% CI 1.07~1.21), PM 10 이 5μg/m3가 증가할 때

107 1.16배 (95% CI 1.09~1.24) 높게 나타났다. 3 심장질환 사망률 일반인(성인) Ostro 등 (2010)은 PM 2.5, Organic Carbon 노출과 허혈성 심장병 사망 관련성에 관 한 연구를 하였으며, 미국에서 California Teachers Study 참가자(여성 100%) 45,000명을 대상으로 진행되었다. PM 2.5 노출 시 허혈성 심장병의 경우에는, 사망 위 험률이 8km에서 2.1배 (HR=2.10, (95% CI 1.49~2.97)) 증가하고, 30km에서 2.02 배(HR=2.02, (95% CI 1.62~2.51)) 증가되는 것으로 보고되었다. OC 노출 시 허헐 성 심장병의 경우에는 사망 위험률이 8km에서 1.91배(HR=1.91, (95% CI 1.65~2.21)) 증가하고, 30km에서 2.03배(HR=2.03, (95% CI 1.79~2.29)) 증가하 는 것으로 보고되었다. 또한 Yorifuji 등 (2010)도 일본 시즈오카시에 거주하는 65세 이상의 Elderly cohort 참가자 14,001명을 대상으로 진행한 연구 결과에서 NO₂ 노 출농도가 10μg/m3 증가할 때, 허혈성 심장병 사망 위험률이 1.27배(HR=1.27, (95% CI 1.02~1.58)) 높은 것으로 보고되었다. 심폐질환 사망률의 경우 Gehring 등 (2006) 은 독일 North Rhine-Westphalia 지역 여성(50~59세)을 대상으로 주요 도로와의 거리, NO2, PM10에 따른 심폐질환사망률 은 주요도로로부터 반경50m내에 거주하는 사람들이 50m 외에 거주하는 사람보다, 사망율이 1.7배(RR=1.7, (95% CI 1.02~2.81)) 높은 것으로 나타났으며, NO₂노출 농도가 16μg/m3 증가할 때, 사망율은 1.57배(RR=1.57, (95% CI 1.23~2.00)) 증가 하고, PM10 노출농도가 16μg/m3 증가할 때, 사망율은 1.34배(RR=1.34, (95% CI 1.06~1.71)) 증가하는 것으로 보고되었다

108 4.2 위해성 평가 위해성 평가란 환경오염으로 인해 유발될 수 있는 인체의 위해성을 정성 또는 정량 적으로 추정하여 구체적이고도 과학적으로 평가하고자 하는 것으로써, 단순히 환경 중의 오염정도를 위해도(risk)로서 알기 쉽게 제시하는 것뿐만 아니라 화학물질 등 유해물질의 발생에서부터 인체로의 영향까지를 통계학적, 수학적, 사회정책 및 경제 학적 측면 등을 모두 고려해서 정책결정자들과 일반대중이 과학적 기반 위에서 합일 점을 찾을 수 있도록 하는 데 과학적 근거로 제시될 수 있는 것이어야 한다. 즉, 위 해성 평가란 사람이 어떤 독성이나 위험상황과 같은 환경적 위험에 노출되었을 때 발생 가능한 영향을 정성적 또한 정량적으로 추정하는 과정을 말한다. 이러한 위해성 평가방법을 통해 자동차 배출가스의 인체 건강영향에 대한 관심의 확 대와 독성정보의 정량화, 현실성 있는 오염관리와 기준치 제정, 제도시행 전후의 비 용 효과분석 등을 가능하게 하며, 위해성 평가를 통하여 환경오염의 인체영향에 대한 종합적이고 계량적인 정보가 제공될 수 있어 국민, 정부, 기업 등 각 주체간의 의사 교환이 수월해지고 국민의 신뢰회복에 기여할 수 있으며, 오염에 대한 합리적 기준을 제시할 수 있고, 이에 따른 공학적 처리기술 목표설정을 가능하게 할 것이다 위해성 평가방법 건강위해성 평가란 어떤 독성물질이나 위험상황에 노출되어 나타날 수 있는 개인 또는 집단의 건강 피해확률을 추정하는 과학적인 과정 이라고 정의할 수 있다. 다 시 말하면, 건강위해성 평가란 사람이 환경적 위험(environmental hazard)에 노출 되었을 경우, 발생 가능한 영향을 정성 또는 정량적으로 추정하는 과정이다. 이러한 평가는 위험성 확인(hazard identification) 및 위해도 결정(risk characterization)의 주요 4단계를 통해 수행된다. 위험성 확인(Hazard Identification)은 사람이 어떤 화학물질에 노출되었을 경우, 과 연 유해한 영향을 유발시키는가를 결정하는 단계로서, 그 물질에 대한 모든 동물 실험자료 및 사람에 대한 역학 연구자료를 토대로 위험성의 여부를 확인하다. 노출평가(Exposure Assessment)는 사람이 공기, 음용수, 식품첨가물, 치료약품, 토 양 등 다양한 매체를 통해 위험성이 확인된 유해물질에 과연 얼마나 노출되는가를 결정하는 단계로, 그 물질의 매체중 농도 또는 생물학적인 감시(biological monitoring) 자료들을 토대로 추정된다. 용량-반응평가(Dose-Response Assessment)는 사람이 유해물질의 특정 용량에 노출되었을 경우, 과연 유해한 영향을 발생시킬 확률은 얼마인가를 결정하는 단계 이자. 이때 사람의 반응확률을 추정하기 위해 일반적으로 고용량에서 수행된 동물 자료를 이용한다. 그러나 사람이 노출될 수 있는 매체 중의 오염물질의 농도는 보 통 저농도로 존재하기 때문에, 용량-반응평가에는 동물에서 사람으로의 투여용량

109 스케일링(dose scaling), 고용량에서 저용량으로의 외삽절차(extrapolation)가 반드 시 필요하다. 이들 외삽에는 수학적인 통계모델이 이용된다. 위해도 결정(Risk Characteristics)은 노출평가 및 용량-반응평가에서 도출된 정보 를 종합하여 특정 화학물질의 특정 농도에 노출되었을 경우, 개인이나 인구집단에 서 유해한 영향(예; 암)이 발생할 확률을 결정하는 단계이다. 네 가지 과정 중 위험성 확인은 정성위해성 평가(qualitative risk assessment)에 속하고 용량-반응평가, 노출평가, 위해도 결정은 정량위해성 평가(quantitative risk assessment)에 속한다 자동차 배출 대기오염물질의 위해성 평가 자동차 배출물질의 발암위해도에 대한 단위위해도 추계치의 산출은 다음의 방법들 을 이용하여 구한다. 1) 발암력 비교산출법(comparative potency method) 주로 복합물질에 대한 단위위해도 추계치를 산출하는 데 이용된다. 잘 규명된 역학 적 연구결과에서 산출된 단위위해도 추계치를 이용하여 역학적 연구가 불충분한 경 우에 원하는 물질의 인체위해도를 추계하는 방법이다. 이때 비교하려는 오든 물질 들의 동물실험자료, 단기독성실험자료들이 충분히 있어야 하며, 역학결과를 포함하 여 이러한 상관성이 존재한다는 가정이 성립되어야 한다(Lewtas, 1992). 2) 수학적 용량-반응모델을 이용한 단위위해도 추계치 만성동물연구로부터 얻어진 용량-반응자료를 이용하여 사람의 발암위해도를 추정 하기 위해서는 동물실험에서 사용한 용량을 사람에 상응하는 용량(human equivalent dose)으로 전환하는 과정과 동물실험에서 사용된 고농도를 사람이 노출 가능한 저농도로 외삽(extrapolation)하는 과정을 필요로 한다. 주로 이 두 단계를 통해 단위위해도 추계치를 산출한다. 예를 들어, 용량 전환은 체표면적을 근거로, 저농도로의 외삽은 선형 다단계모델(linearized multistage model)을 이용하여 산출 된 95% 상환치(upper confidence limit)를 이용한다. 3) 역학 연구결과를 이용한 단위위해도 추계치 Redmond(1976)의 역학연구를 토대로 미국 EPA(1984)에서는 가장 보수적인 모델 인 선형 다단계모델을 이용하여 coke oven 근로자의 개인 노출력과 호흡기계 사망 률의 관계를 예측하였다. 여기서 보수적인 모델이란 여러 가능한 수학적 용량-반응 모델 중 같은 용량에서 높은 위해도를 나타내 주는 모델을 말한다(Paustenbach, 1989)

110 자동차의 디젤 배출물질에 대한 정량적인 위해도를 평가하고자 할 경우, 동물자료 에 근거한 발암위해도 추계의 과정은 a) 적절하게 디자인되고 수행된 만성 동물실 험을 확인하며, b) 폐암발생과 관련있는 배출물질의 단일 또는 여러 구성성분들을 결정하고, c) 작용부위에서의 용량을 추계하기 위해 폐암 발생부위를 결정한다. d) 용량전환뿐만 아니라 동물에서 인간으로의 외삽에 적절한 모델을 적용하며, e) 발 암 단위위해도 추계를 위해 가장 적합한 용량-반응모델을 이용한다 자동차 배출 대기오염물질의 발암 위해성 대기오염물질에 의한 인체발암 영향에 있어서 대기부유분진 중에 함유되어 있는 불 완전 연소 배출물이 35% 이상 기여한다고 한다(EPA,1990). 특히 문제시 되고 있 는 유해대기오염물질은 아세트알데히트(acetaldehyde), 벤젠(benzene), 1,3-부타디 엔(1,3-butadiene), 포름알데히드(formaldehyde), 다고리방향족 탄화수소(PAHs), 다이옥신(dioxin), 디젤 배출물질(diesel ex-haust) 등이다. 또한, 디젤 배출물질은 입자의 크기가 지름 2.5 이하로 폐포로의 침투가 가능하 며, 유해한 여러 가지 오염물질이 함유되어 있는 복합 오염물질(complex mixture) 이므로 그 위해성이 가장 큰 것으로 알려져 있다. 미국의 자동차 배출물질에 의한 발암 위해성은 아래 <표 2-4-1>과 같다. <표 2-4-1> 미국의 자동차 배출물질에 의한 발암 위해성 배출물질 암발생빈도/년(cancer incidence/year) 디젤 입자상 물질 178~ ~ ~518 포름알데히드 46~86 24~43 27~30 벤 젠 100~155 60~107 67~114 휘발유 증기 17~68 24~95 30~119 1,3-부타디엔 236~ ~ ~171 아세트알데히드 가솔린 입자상 물질 1~176 1~156 1~146 석 면 5~ 카드미늄 <1 <1 <1 브롬화에틸렌 1 <1 <1 총 계 586~ ~ ~1099 자료 : Patrick,

111 상기 <표 2-4-1>에 제시된 바와 같이 미국 자동차 유해 배출물질별 발암위해성 은 디젤 입자상 물질과 1,3-부타디엔, 벤젠 등의 유기화합물이 암 유발의 주된 원 인으로 작용하는 것을 알 수 있다. 특히 디젤 배출물질은 캘리포니아주가 규정한 독성 대기오염물질과 EPA에서 규정한 유해대기오염물질에도 다수 포함되어 있듯이 발암성이 있어서 건강에 문제가 큰 대상이라고 하겠다. 디젤차량에서 배출되는 입자상 물질은 입자지름이 대부분 0.1~0.25 이며 1 이하의 입자가 전체의 75%를 차지한다. 입자들은 호흡기에 흡입되며 탄화수소와 중금속 등과 같은 발암물질의 운반체 역할을 하게 되며 돌연변이와 암을 유발할 가 능성이 있다. 디젤 차량 배출물질 중 발암성 물질로는 가스상의 1,3-부타디엔, 벤 젠, 포름알데히드, 이브롬화에틸렌(ethylene dibromide) 등이 존재하며, 입자상 물 질로는 최소 16개 이상의 탄화수소가 있는데, 이들 중 benzo[a]pyrene, benzo [a]anthracene, dibenzo[a,h]anthracene은 디젤입자에 부착되어서 암을 유발하는 물 질로 알려져 있다. 1989년 IARC(international agency for research on cancer)범 주로 분류되었다. 한편, 위해성 평가과정을 통해 산출된 자동차 배출오염물질 중 일부 발암물질에 대 한 위해도는 아래 <표 2-4-2>와 같다. <표 2-4-2> 자동차 배출가스의 유해물질 위해도 오염물질 발암확인등급 단위발암위해도 VSD 아세트알데히드 B2 벤 젠 A 1,3-부타디엔 B2 포름알데히드 B1 비 소 A 카 드 뮴 B1 니 켈 A A(human carcinogen) : 확인된 인체발암물질 B1, B2(probable human carcinogen) : 유력한 인체발암물질 VSD(virtually safety dose) : 실제적 안정 용량 (인구 백만명당 한명에서 암이 발생할 확률의 위해도에 해당하는 용량) 자료 : IRIS,

112 4.2.4 향후 도로이동오염원 위해성 평가를 위한 필요 사항 한국형 오토일 사업의 진행된 연료의 노출특성에 의한 독성 및 역학 연구 (순천향 대학교, 2012)에서는 도로이동오염원에서 배출되는 오염물질의 건강에 미치는 영향 에 대해 다양한 연구결과를 제시하고 있으며, 추후 도로이동오염원 배출 오염물질 의 위해성 평가의 발전을 위해 필요한 사항들을 제시하고 있다. 해당 연구에서는 현제 디젤 자동차 배출 오염물질, 특히 극미세먼지(PM 2.5 ), 검댕, 휘발성유기화합물, 자료를 이용한 이동오염원의 건강영향 (호흡기 및 순환기)에 관한 국내 연구자료의 수준이 미흡한 수준에 머무르고 있어 향후 역학연구를 통한 정보제공이 필요하다고 언급하고 있으며, 이동오염원 배출물질로 인한 건강영향의 범위가 넓고 발생기전이 다양하고 복잡하여 추후 적응정책 등의 개발을 위해 노출에 따른 건강영향에 대한 정량적인 국내정보가 필요하다고 언급하고 있다. 또한 이동오염원의 연료 종류에 따른 배출오염 물질 성분들에 차이가 있으며, 이들의 차이가 인체 유해영향 정도에 도 영향을 미친다고 언급하고 있다. 이러한 내용에 기반 할 때, 향후 도로이동오염 원 배출 대기오염물질에 따른 위해성 평가에 대한 체계적이고, 신뢰도 높은 결과를 도출하기 위한 연구의 진행이 필요한 것으로 사료된다

113 5. 교통량 밀집지역에서의 자동차에 의한 오염물질 노출량 감소 를 위한 관리방안 조사 5.1 국내 도로변 및 터널에서의 거주자에 대한 노출감소를 위한 정책 현행 국가 법령인 자동차 관리법, 대기환경보전법, 수도권 대기환경에 관한 특별법과 환경부 훈령 및 고시 등의 규정에는 도로변 및 터널 등 밀집지역에서의 거주자에 대 한 노출감소를 위한 정책이 없기 때문에 제작자동차와 운행자동차에 대한 배출허용기 준 설정 및 저공해자동차 보급 확대 등 전반적인 자동차 배출가스 저감대책에 대해 국내 연구자료 및 문헌, 언론 매체 및 인터넷 등을 통하여 조사 정리하였다. 또한 지 방자치단체에서 자체적으로 실시하는 배출가스 저감대책을 따로 조사하여 나타내었 다 국내 자동차 배출가스 저감대책 우리나라의 자동차오염 줄이기 정책은 1988년 서울올림픽 개최를 계기로 삼원촉매장 치 부착의무화와 연료의 무연화가 실현되면서 제작차의 연료의 기준 선진화를 추구하 는 정책이 추진되었으며, 운행차량 관리를 위한 제도가 도입되었다. 지금까지 추진되 어 온 자동차 오염관리정책은 크게 제작차의 저공해화 추진, 자동차 연료품질 개선, 운행차 관리를 비롯한 교통수요관리대책으로 구분할 수 있다. 1) 제작차 저공해화 제작차 배출허용기준을 설정 관리하고, 하이브리드 자동차, 천연가스 자동차, 저공해 경유차 등에 대해 구매 보조금 지원 및 세제감면 등의 인센티브를 제공하여 저공해자 동차 보급을 촉진하는 제도이다. 뿐만 아니라 저공해 엔진개발 및 연료를 개선하여 오염물질을 줄이는 발생원 대책도 있다. 1 제작자동차 배출가스 인증제도 자동차 제작 판매(수입하고자 하는 자도 같다)하기 전에 배출가스 및 소음 등의 자동 차 공해가 국가에서 정한 해당 법규에 적합하다는 것을 문서 및 검사로 입증하는 제 도이다. 제작차의 배출허용기준과 인증에 관한 것은 대기환경보전법 제48조 및 제50 조제5항을 기준으로 한다. 자동차의 배출가스의 배출 특성이 비슷한 차종군으로 나누어 인증을 하는데, 자동차 의 배출가스 보증기간은 제작기간, 차종 및 연료에 따라 다르게 적용되지만 국내 휘 발유 승용자동차의 경우 크게 5년 또는 8만km, 10년 또는 16만km 두 종류이다. 이와

114 관련된 제작차 배출허용기준은 아래 <표 2-5-1>에 나타내었다. <표 2-5-1> 차종별 제작차 배출허용기준 차종 대상물질 1997년 1999년 2000년 이전 이후 2006년 2009년 2013년 휘발유 승용차 질소산화물 (g/km) (0.37) 0.25 (0.37) 0.12 (0.19) (0.044) (0.044) (0.044) 경유차 (대형) 입자상물질 (g/kwh) 매연 35% 25% 20% 20% 10% 10% #/kwh 경유차 (소형) 입자상물질 (g/km) (0.25) 0.11 (0.14) 0.11 (0.14) 0.07 (0.09) 0.04 (0.06) (0.005) (0.0045) 천연 가스버스 비고: 탄화수소 (g/kwh) 휘발유 승용자동차의 질소산화물 배출허용기준은 법 제50조에 따른 제작차배출허용기준검사와 5년 또는 80,000km까지의 제65조제2항에 따른 인증시험, 법 제51조에 따른 결함확인검사에 적용하고, ( ) 란은 5년 또는 80,000km를 넘는 경우의 인증시험 및 결함확인검사에 적용한다. 2. 경유 소형차의 란은 시험중량이 1.7톤 이하인 자동차에 적용하고, ()란은 시험중량이 1.7톤을 초과하는 자동 차에 적용한다. 주: 대형 및 소형 경유차는 2014년 이후 기준이며, 경유 대형차의 경우 매연측정이 입자개수 측정으로 적용 된다. <표 2-5-1>을 살펴보면 대형 경유자동차의 경우 인체 위해성이 큰 나노입자개수 를 새로이 규제하고, 입자상물질의 기준을 50%를 강화(<그림 2-5-1> 참조)하였으 며, 경유차(EURO-6), 천연가스버스(EURO-6보다 13% 강화), 휘발유차(GDI엔진) 에 선진국 수준의 배출허용기준을 도입하여 대기환경개선 및 국민 건강 보호를 위해 관리기준을 대폭 강화하였다. 또한 앞으로 도입될 자동차 배출허용기준의 시기를 선 진국과 비교하여 <표 2-5-2>에 나타내었다. <그림 2-5-1> 현행 및 차기 배출허용기준 비교 (언론보도자료, 2011) ( 천연가스버스는 NMHC값임)